INFORME FINAL - Ministerio del Medio Ambiente...Informe final; Aplicación de los Lineamientos Metodológicos en la Evaluación de Riesgo Ecológico en la Bahía de Quintero, Región

INFORME FINAL

APLICACIÓN DE LOS LINEAMIENTOS

METODOLÓGICOS EN LA EVALUACIÓN DE RIESGO

ECOLÓGICO EN LA BAHÍA DE QUINTERO, REGIÓN DE

VALPARAISO.

COORDINADOR EQUIPO:

Dr. Francisco Encina Montoya

TEMUCO julio 2015

Informe final; Aplicación de los Lineamientos Metodológicos en la Evaluación de Riesgo Ecológico en la Bahía de Quintero, Región de Valparaíso.

2 Universidad Católica de Temuco, Escuela de Ciencias Ambientales, Rudeciendo Ortega 02950.

DEFINICION DEL PROGRAMA

Nombre del Proyecto “Aplicación de los Lineamientos

Metodológicos en la Evaluación de Riesgo

Ecológico en la Bahía de Quintero, Región

de Valparaíso "

Ubicación Región de Valparaíso

Duración del Programa 3 Meses.

Fondos Requeridos $ 15.000.000

Unidad Técnica Subsecretaría del Medio Ambiente

Unidad Ejecutora Laboratorio Ecotoxicología y Monitoreo

Ambiental de la Escuela de Ciencias

Ambientales - Universidad Católica de

Temuco

R.U.T. UC-Temuco 71.918.700-5

Director de Proyecto Dr. Francisco Encina Montoya

Profesionales responsables de la ejecución del proyecto

Mg. Carlos Oberti Grassau Mg . Carolina Soto Mg ©. Marcela Guerrero Almanzar Ing. RRNN María Fernanda Aguayo Molina Ing. Acuicultura Carlos Aguayo Arias Dr. David Figueroa Hernández



INDICE GENERAL

RESUMEN ......................................................................................................................... 7

1 INTRODUCCIÓN ........................................................................................................ 8

2 OBJETIVOS DEL PROYECTO ................................................................................. 12

2.1 Objetivo General ................................................................................................. 12

2.2 Objetivos Específicos ......................................................................................... 12

3 METODOLOGÍA ....................................................................................................... 13

3.1 Revisar, analizar e incorporar los antecedentes relativos a la información

relevante en la bahía de Quintero. ............................................................................... 13

3.2 Evaluar los efectos (PNEC): Estimación de la Concentración Sin Efecto

Ecológico. ..................................................................................................................... 13

3.2.1 Estudio toxicológico ..................................................................................... 16

3.2.2 Cultivo y mantenimiento de los organismos ................................................. 17

3.2.3 PRUEBAS DE TOXICIDAD .......................................................................... 19

3.3 CARACTERIZACIÓN DEL RIESGO ECOLÓGICO ............................................ 26

3.3.1 Método Determinístico ................................................................................. 27

3.3.2 Caracterización del Riesgo Ecológico Probabilístico ................................... 29

3.4 Propuesta de medidas de gestión orientadas a la atenuación del riesgo ........... 30

3.5 Identificación de posibles vacíos de la metodología utilizada, en términos

genéricos aplicables a cualquier área de estudio ......................................................... 30

4 RESULTADOS ......................................................................................................... 31

4.1 Revisión y análisis de la información relevante para llevar a cabo un proceso de

evaluación de riesgo ecológico, a nivel de sedimento en la bahía de Quintero

(información disponible, modelo conceptual, identificación de peligros y PEC) ........... 31

4.1.1 Área de Estudio ............................................................................................ 31



4.2 Evaluación de los PNEC (Estimación de la Concentración Sin Efecto Ecológico)

47

4.2.1 Bases de datos ecotoxicológicas nacionales e internacionales ................... 47

4.2.2 Endpoint ecotoxicológicos, tanto agudos como crónicos (LC50, EC50, NOEC,

LOEC), de las especies locales de relevancia ecológica. ......................................... 48

4.2.3 Resultados de la realización de bioensayos en la biota bentónica. ............. 49

4.3 Caracterización del riesgo .................................................................................. 53

4.4 Proposición de medidas de gestión orientadas a la atenuación del riesgo y

gestión y comunicación del riesgo................................................................................ 59

4.4.1 Propuesta de medidas de gestión orientadas a la atenuación del riesgo y de

un plan de comunicación de los resultados y propuestas a las partes interesadas. . 59

4.5 Identificación de posibles vacíos o dificultades de la metodología utilizada ....... 61

INDICE DE TABLAS

Tabla 1 Resumen de organismos de ensayo, tipo de ensayo y protocolo de

procedimiento. ................................................................................................................. 15

Tabla 2. Taxa empleados en realización de bioensayos de toxicidad. ............................ 16

Tabla 3 Compuesto a evaluar. ......................................................................................... 16

Tabla 4 Concentraciones agudas y crónicas evaluadas en bioensayos con microalgas. 20

Tabla 5 Resumen de las condiciones experimentales y criterios de aceptación en

bioensayos de toxicidad aguda con microalgas. .............................................................. 20

Tabla 6 Concentraciones agudas y crónicas evaluadas en bioensayos con copépodos. 22

Tabla 7. Resumen de las condiciones experimentales y criterios de aceptación en

bioensayos de toxicidad aguda y crónica con copépodos. .............................................. 22

Tabla 8. Concentraciones agudas y crónicas evaluadas en bioensayos con poliquetos. 23


bioensayos de toxicidad aguda con poliquetos. ............................................................... 24

Tabla 10. Concentraciones agudas y crónicas evaluadas en bioensayos con erizos. ..... 25




bioensayos de toxicidad aguda con erizos. ..................................................................... 26

Tabla 12 Niveles de complejidad de la caracterización del riesgo ecológico en función de

la calidad de la información ecotoxicológica. ................................................................... 27

Tabla 13 Factores de Seguridad. ..................................................................................... 28

Tabla 14 Fuentes Emisoras de la bahía de Quintero, en base a MMA (2013). ............... 37

Tabla 15 Listado de captaciones y descargas en la bahía de Quintero, (MMA, 2013). ... 37

Tabla 16 Listado de descargas superficiales en la bahía de Quintero, (MMA, 2013). ..... 38

Tabla 17 Listado de emisarios submarinos en la bahía de Quintero, (MMA, 2013). ........ 39

Tabla 18 Balance de Masas en la bahía de Quintero, Máximo (MMA, 2013). ................. 40

Tabla 19 Flujos másicos máximos y mínimos en la bahía de Quintero. ............................ 41

Tabla 20 Estaciones de calidad de columna de agua y sedimentos del fondo marino del

P.O.A.L. (Fuente: DIRECTEMAR). .................................................................................. 42

Tabla 21 Concentración media de parámetros físico químicos en sedimentos en la bahía

de Quintero del período 2005-2011 (MMA 2013). ........................................................... 44

Tabla 22 Concentración de cobre (mg/kg) en sedimentos marinos (PEC). ..................... 45

Tabla 23 Promedio de endpoint bases de datos ecotoxicológicas nacionales e

internacionales. ................................................................................................................ 48

Tabla 24 Endpoints ecotoxicológicos, tanto agudos como crónicos de las especies

locales de relevancia ecológica. ...................................................................................... 49

Tabla 25 Resultados agudos y crónicos con microalgas. ................................................ 49

Tabla 26 Resultados agudos y crónicos en copépodos ................................................... 50

Tabla 27 Resultados de reproducción en Tisbe longicornis. ............................................ 51

Tabla 28 Resultados agudos y crónico de Perineries gualpensis. ................................... 53

Tabla 29 Análisis de Riesgo Ecológico para los estudios 2013 y 2014 del Ministerio del

Medio Ambiente, en la bahía de Quintero. ....................................................................... 54

Tabla 30 Transformación de NOEC en agua a equivalente en sedimentos de acuerdo a

ECI, (2008) y . Janssen et al, (2004). .............................................................................. 56



INDICE DE FIGURAS

Figura 1 Estimación Cociente de Riesgo Ecológico Determinístico. ................................ 28

Figura 2 Método probabilístico para la evaluación del riesgo ecológico. ......................... 29

Figura 3 Mapa de la bahía de Quintero, basado en la Carta Náutica N° 4321 del SHOA.

......................................................................................................................................... 34

Figura 4 a) Circulación de corrientes marinas superficiales y profundas de la bahía de

Quintero, (Escobar et al., 1971). b) Patrón de circulación de corrientes marinas

superficiales en llenante y vaciante de la bahía Quintero, (Baković & Balić, 1984). c)

Modelo Malet y Andrade (1991). ...................................................................................... 36

Figura 5 Esquema de Balance de Masas en la bahía de Quintero. ................................. 40

Figura 6 Estaciones de monitoreo de sedimentos del P.O.A.L. en la bahía de Quintero.

......................................................................................................................................... 43

Figura 7 Perfiles verticales de las variables analizadas en la columna de sedimento

datada (actividad 210Pb), Estación A. Proporción Granulométrica (%), Materia Orgánica

Total (%), Susceptibilidad Magnética (cgs*10-6g-1) y Concentración de Metales Pesados

(mg/kg): Cobre (Cu), Cadmio (Cd), Cobalto (Co), Zinc (Zn), Manganeso (Mn), Níquel (Ni),

Cromo (Cr), Aluminio (Al), Arsénico (As), Bario (Ba), Hierro (Fe), Plomo (Pb) y Vanadio

(V). ................................................................................................................................... 46

Figura 8. Porcentaje de fecundación promedio del ensayo con erizo expuestos a cloruro

de cobre. .......................................................................................................................... 52

Figura 9. Porcentaje de fecundación y 1°división celular promedio de erizos expuestos a

cloruro de cobre. .............................................................................................................. 52

Figura 10. Curva de distribución de sensibilidad de especies SSD apra NOEC sed

[mg/kg]. ............................................................................................................................ 57

Figura 11. Estimación probabilística del RQ, basado en la distribución de sensibilidad de

las especies y la distribución de Cu en sedimentos de la Bahía. Se utilizó un factor de

seguridad de 2. ................................................................................................................ 58


7

RESUMEN

La bahía de Quintero se ubica entre las comunas de Quintero y Puchuncaví, región de

Valparaíso. Corresponde una zona sensible y vulnerable ambientalmente debido a los

múltiples conflictos de uso, principalmente por la concentración industrial en los últimos 50

años (refinería de cobre, centrales térmicas, tratamiento de aguas servidas, sistema de

tratamiento de riles, terminal combustibles, entre otros). Dos estudios recientes, uno

denominado "Análisis de riesgo ecológico por sustancias potencialmente contaminantes

en el aire, suelo y agua, en las comunas de Concón, Quintero y Puchuncaví" (MMA,

2013), y otro "Levantamiento de información sobre sedimentos para llevar a cabo un

proceso de evaluación de riesgo ecológico en la bahía de Quintero, región de Valparaíso"

(MMA, 2014) mostraron altas concentraciones de metales en agua y sedimentos, en

particular el primer estudio estableció una probabilidad de riesgo ecológico asociado a las

concentraciones de cobre disuelto en el agua . Los resultados de la evaluación de riesgo

ecológico determinístico determinado en este estudio, para el sedimento expuesto a

cobre, muestran riesgo ecológico. Tanto el análisis de riesgo determinístico como

probabilístico muestran que hay riesgo a la concentración de Cu encontrado en la bahía

de Quinteros. Para el análisis probabilístico se estimó que hay un 72 % de

probabilidades que en la bahía de Quinteros la concentración de sedimentos produzca un

efecto crónico sobre las taxas consideradas. Un valor adecuado para proteger el 95% de

las taxas corresponde a 377 mg de Cu Kg de sedimento.


8

1 INTRODUCCIÓN

La contaminación acuática es producida mayoritariamente por causas antrópicas, debido

al vertido de desechos domésticos o industriales, derrames de petróleo, pesticidas,

desechos radioactivos y metales. De los 9 millones de químicos listados en el registro

químico de la Chemical Abstract Services, se estima que unos 79.000 son usados

diariamente, siendo tanto las aguas oceánicas como costeras las más afectadas por estos

contaminantes (Bat, 2005).

Si bien muchos de los metales son necesarios para la vida de los organismos, algunos

como el potasio, calcio y magnesio son esenciales, otros solo son necesarios en niveles

traza (0.01% de la masa del organismo) (Förstner & Wittmann, 1983; Encina et al. 1995).

Algunos metales, como el cobre por ejemplo, son necesarios para las reacciones

metabólicas y enzimáticas de los organismos a niveles de trazas, pero se vuelven tóxicos

pasado un umbral de concentración (Markich et al., 2002). De acuerdo a Sclezo (1997), el

cobre se encuentra en condiciones naturales en concentraciones de unos 2 µg/ℓ en el

agua de mar (± 7µg/ℓ en agua dulce). A través del proceso de concentración biológica, el

cobre es bioacumulado por los organismos vivos filtradores, alcanzando una

concentración de varios órdenes de magnitud en los macroinvertebrados. La toxicidad del

cobre, por ejemplo, está más directamente relacionada a la actividad de los iones libres

del cobre y su especificidad química que a la concentración total del metal, o bien a las

combinaciones de diferentes concentraciones de otros metales.

Las diferentes actividades antrópicas han afectado por un largo período de tiempo el

borde costero de Chile, en particular bahías, zonas estuarinas y de desembocaduras, a

causa de la emisión de sustancias químicas producto de la generación o elaboración

de bienes y servicios. Las propiedades toxicológicas de estas sustancias no han sido

estudiadas en la mayor parte del borde costero nacional y son potencialmente dañinas

para la salud del ser humano y el medio ambiente, en particular para la actividad

extractiva de recursos pesqueros. Las partículas emitidas por los emisarios, tanto

naturales como artificiales, llegan a la columna de agua en el mar para luego

acumularse en el sedimento (MMA, 2014).


9

Las fuentes antropogénicas de incorporación de metales en el ambiente acuático incluye

las atmosféricas, (refinerías, uso de combustibles fósiles, etc.), actividades mineras o de

reproceso, descarga de RILES, actividades portuarias (descarga de minerales o crudo

desde barcos) entre las más conocidas (Bat, 2005). Con el surgimiento de la Revolución

Industrial se generó una impresionante demanda por productos metálicos para nuestro

bienestar, la economía industrial y la mantención de la seguridad nacional. El precio de

ello y sus consecuencias ambientales están recién siendo entendidas, cada año

crecientes cantidades de desechos son eliminadas al medio ambiente. La toxicidad

ambiental de los desechos metálicos exceden la cantidad de desechos radioactivos y

orgánicos combinados, esto con los subsecuentes problemas ambientales a escala local,

regional y global (Markich et al., 2002).

En el año 1968 Chile se ocupó de generar normativas estandarizadas para la seguridad

de los trabajadores en las industrias (Ley 17.444, de las mutualidades), que se ocuparon

de la seguridad y de las enfermedades profesionales de los trabajadores al interior de los

recintos industriales. El reconocimiento de la temática ambiental es mucho más reciente y

en consecuencia, la estructura del ecosistema actual de la bahía de Quintero refleja

necesariamente los impactos actuales y pasados determinados por el desarrollo industrial

de la bahía (MMA, 2013).

Los resultados de los estudios: “Análisis de riesgo ecológico por sustancias

potencialmente contaminantes en el aire, suelo y agua, en las comunas de Concón,

Quintero y Puchuncaví” (MMA, 2013), y “Levantamiento de información sobre sedimentos

para llevar a cabo un proceso de evaluación de riesgo ecológico en la bahía de Quintero,

región de Valparaíso” (MMA, 2014), ambos encargados por el Ministerio del Medio

Ambiente, dieron los lineamientos para identificar los niveles de riesgo ecológico por la

presencia de sustancias y contaminantes en la zona de estudio, enfocándose de este

modo en la elaboración de un modelo que integrase las presiones que actualmente

afectan a la columna de agua y los sedimentos de la bahía de Quintero y las

características ecológicas de su ecosistema marino. Con esta caracterización, se evaluó

el efecto sobre los organismos acuáticos a través de la aproximación de evaluación de

riesgo ecológico, mediante el uso integrado de modelos numéricos y de bioensayos. El


10

estudio de 2013 recomendó realizar un análisis que considerara la sinergia de los

contaminantes para elaborar estudio de riesgo ecológico en sedimentos, que permitiera

gestionar un plan para mantener y/o recuperar la condición ambiental de la bahía de

Quintero.

Los elementos introducidos al mar se acumulan en el sedimento, como es el caso de los

metales pesados. Las pruebas de toxicidad son una manera conveniente para acceder a

la sensibilidad y permiten reflejar la fracción biodisponible de un contaminante, que puede

ser muy diferente a la cantidad total determinada por análisis químico (Hill et al., 1993).

Luoma & Ho (1993) definen la toxicidad del sedimento como los cambios ecológicos y

biológicos que son causados por sedimentos contaminados.

Los antecedentes que se tienen sobre los sedimentos marinos se cuentan en estudios

oceanográficos (Inda y Trucco, 1994), de arqueología subacuática (Cartajena et al.,

2011), de perfiles sedimentológicos (Ahumada, 1992; Mulsow et al., 2006), de respuesta

ecosistémica (Mulsow et al., 2009), de índice de vigilancia ambiental (Cañete et al.,

2000), además de Estudios de Impacto Ambiental, estudios técnicos realizados por varias

instituciones y diversas tesis que se circunscriben básicamente a aspectos descriptivos

del entorno, entre muchos otros estudios, pero no se cuenta con metodologías para la

evaluación de riesgo ecológico a nivel de sedimentos.

Los sedimentos marinos son considerados como el sitio más importante de

acumulación y transformación de materia orgánica y de contaminantes en los

ecosistemas bentónicos (Canfield, 1993). En condiciones adversas (e.g. sobrecarga de

residuos industriales), los ecosistemas marinos responden mediante eventos transitorios,

que según su intensidad y periodicidad, pueden permanecer registrados en los

sedimentos (Mulsow et al., 2006). En consecuencia, los estudios de estos ambientes, en

particular estudios taxonómicos, constituyen una herramienta fundamental en el análisis

de características y/o consecuencias de eventos ocurridos en los cuerpos de agua.

La depositación del material particulado depende en gran medida de los patrones

oceanográficos. El material fino es característico de zonas de depositación, con baja

energía de flujo producto de una menor influencia de corrientes mareales y el efecto


11

del oleaje. La capacidad de registro en las zonas de depositación permite la inclusión del

tiempo en la interpretación de los resultados, lo cual posibilita el estudio de cambios

ambientales y biogeoquímicos ocurridos recientemente en los distintos cuerpos de

agua (Mulsow et al., 2009).

El presente estudio consistió en realizar una Evaluación de Riesgo Ecológico (ERE)

enfocada al sedimento de la bahía de Quintero, y basada en variables obtenidas y

analizadas en proyectos anteriores (MMA, 2013 y 2014), correspondientes a actividad de

210Pb (geocronología), susceptibilidad magnética, contenido de materia orgánica,

concentración de metales pesados, textura, composición de macrofauna bentónica, pH y

potencial redox.

En este estudio se realizó una evaluación de riesgo ecológico retrospectivo, que permitió

completar los estudios anteriores para de este modo aportar en el proceso de toma

de decisiones respecto de la gestión de la bahía de Quintero, región de Valparaíso. El

riesgo ecológico es un proceso que incluye la estimación de la probabilidad de que haya

ocurrido, esté ocurriendo o puedan ocurrir efectos adversos en los sistemas ecológicos

debido a la actividad humana, usando una aproximación probabilística y determinística.

Esto permite estimar que concentraciones de metales pesados como arsénico, cadmio,

mercurio, cromo cobre, entre otros no constituyan riesgo ecológico para el ambiente. La

evaluación del riesgo ecológico comprende el registro de sustancias, la evaluación de los

impactos ambientales, programas de monitoreo y la determinación de la calidad del agua

y del sustrato. Analizando en forma retrospectiva la acumulación de sedimentos en la

bahía, se pudo determinar los inicios y posteriores fluctuaciones de los distintos metales

pesados vertidos por emisiones de fuentes difusas, puntuales o aéreas a la columna de

agua en la bahía, para luego depositarse como parte del sedimento. Con los resultados

de este estudio se podrán elaborar a futuro políticas públicas adecuadas de gestión del

riesgo ecológico.


12

2 OBJETIVOS DEL PROYECTO

2.1 Objetivo General

Realizar una evaluación de riesgo ecológico focalizada en el componente sedimento, por

la presencia de potenciales contaminantes en la bahía de Quintero, utilizando el

documento “Lineamientos Metodológicos para la Evaluación de Riesgo Ecológico”, con el

propósito de validar las fases metodológicas descritas en él y establecer lecciones

respecto del proceso de implementación así como del área de estudio (bahía de

Quintero).

2.2 Objetivos Específicos

2.2.1 Revisar, analizar e incorporar los antecedentes proporcionados por el Ministerio del

Medio Ambiente, relativos a la información relevante para llevar a cabo un proceso

de evaluación de riesgo ecológico, a nivel de sedimento en la bahía de Quintero.

2.2.2 Evaluar los efectos (PNEC: Estimación de la Concentración Sin Efecto Ecológico)

2.2.3 Caracterizar el riesgo ecológico

2.2.4 Proponer medios de gestión orientadas a la atenuación del riesgo

2.2.5 Identificar posibles vacíos de la metodología utilizada, en términos genéricos

aplicables a cualquier área de estudio


13

3 METODOLOGÍA

3.1 Revisar, analizar e incorporar los antecedentes relativos a la información

relevante en la bahía de Quintero.

Para describir una metodología completa que considerara todos los aspectos de este

estudio, se procedió a realizar las siguientes actividades o acciones:

1) Efectuar una recopilación y revisión bibliográfica completa (en revistas científicas (ISI,

SCIELO o de divulgación general) y tesis) disponible para la bahía de Quintero, en

particular lo referido a valores de contaminantes en sedimentos respecto a los

lineamientos metodológicos en la evaluación de riesgo ecológico. Además, se revisaron

bases de datos universales tales como Scopus, WEB Science, ASFA, sistematizando la

información disponible respecto a los valores de ecotoxicidad (crónicos y agudos) para

cobre en organismos empleados en bioensayos. Estos valores permitieron establecer una

relación entre la concentración del elemento presente en el medio y la respuesta

observada en los individuos. Con estos antecedentes se pudo determinar con un cierto

grado de certidumbre, los niveles considerados seguros para los organismos en los

ecosistemas. Para el desarrollo de dicha revisión bibliográfica ecotoxicológica se empleó

la información disponible en bases de datos como ECOTOX Database, PAN Pesticides,

WQG, NEW ZEALAND ECOTOXICITY y documentos de la Subsecretaría de Recursos

Hídricos de Argentina, USEPA Water Quality of Criteria y TOXNET, correspondiente a

NOEC, LOEC y LC50 para Cu; 2) Revisar y recopilar la información de los dos estudios

anteriores de la bahía de Quintero, desarrolladas por el Ministerio del Medio Ambiente en

los años 2013 y 2014 para estimar las concentraciones ambientales esperadas en el

sedimento (PEC); 3) Recolectar especies bentónicas; 4) Evaluar la toxicidad mediante

bioensayos.

3.2 Evaluar los efectos (PNEC): Estimación de la Concentración Sin Efecto

Ecológico.

La evaluación de los efectos se denomina PNEC (del inglés, Predicted No-Effect

Concentration) y busca determinar la relación entre la concentración ambiental del

contaminante o su dosis y la naturaleza, severidad y duración de los efectos en la variable


14

respuesta definida. La relación se establece mediante la generación de curvas

concentración (o dosis) – respuesta, y se expresa por lo general como la concentración

que afecta el desempeño de dicha respuesta o endpoint en un determinado porcentaje o

en relación con un grupo control no expuesto al contaminante. Se busca por tanto

determinar la concentración del xenobiótico presente en el ecosistema para comprobar

que no genera un efecto inaceptable sobre un sistema ecológico en particular.

Para este estudio, la recolección de especies destinadas a los bioensayos se realizó en

áreas submareales de nula o escasa contaminación en zonas cercanas a Concepción y

Valdivia. Los bioensayos son una herramienta que permite cuantificar y obtener el nivel de

toxicidad de una muestra, midiendo el efecto de uno o más contaminantes sobre las

especies a evaluar y consiste en la exposición de los organismos a concentraciones

crecientes de un agente tóxico determinando sus cambios en un período de tiempo

específico. Los organismos seleccionados de los ecosistemas mencionados, fueron

expuestos a distintas concentraciones de metales previamente establecidos utilizando los

protocolos oficiales (USEPA y CONA).

Los ensayos con sedimentos se realizaron exponiendo a los organismos de prueba a los

sedimentos o al elutriado, dependiendo de la disponibilidad y biología de los organismos.

Los elutriados corresponden a la solución acuosa obtenida tras la adición de agua a una

sustancia sólida (e.g. sedimento), y ser agitada. Posteriormente la mezcla obtenida se

centrifuga, se filtra o se decanta el sobrenadante, para separar el sólido propiamente tal

de la fracción líquida. El procedimiento de obtención del elutriado se realizó de acuerdo a

lo descrito por Rudolph et al. (2010).

Las especies con las cuales se hicieron los bioensayos empleando los protocolos USEPA

y CONA fueron las siguientes: Poliqueto (Perinereis gualpensis), Copépodo (Tisbe

longicornis), Erizo negro (Tetrapygus niger), Erizo de mar (Arbacia spatuligera), Microalga

(Dunaliella tertiolecta y Chaetoceros muelleri).


15

Los protocolos que serán utilizados en este estudio se presentan en la siguiente Tabla.

Tabla 1 Resumen de organismos de ensayo, tipo de ensayo y protocolo de procedimiento.

Especie seleccionada Nivel Trófico

Tipo de ensayos

Respuesta Exposición Respuesta Protocolo

Microalga (Dunaliella tertiolecta) Productor Primario Agudo LC50 96 hrs Densidad

USEPA. (1996). Algal toxicity; Castillo (2004)

Microalga (Dunaliella tertiolecta) Productor Primario Crónico NOEC 96 hrs Densidad


Microalgas (Isochrysis galbana) Productor Primario Agudo LC50 96 hrs Densidad


Microalgas (Isochrysis galbana) Productor Primario Crónico NOEC 96 hrs Densidad

USEPA. (1996). Algal toxicity; Castillo (2005

Copépodo (Tisbe longicornis)

Consumidor Secundario

(Omnívoro) Agudo LC50 48 hrs Mortalidad EPA/600/4-87/028, 1988.

Copépodo (Tisbe longicornis)


(Omnívoro) Crónico NOEC 168 hrs Reproducción EPA/600/4-87/028, 1988.

Erizos (Arbacia spatuligera)

Consumidor primario

Agudo LC50 3 hrs Porcentaje fecundación

EPA-600/4_87_028/1988 modificada; Garmendia et al. (2009)

Erizos (Arbacia spatuligera)

Consumidor primario

Crónico NOEC 48 hrs Desarrollo larval temprano

EPA-600/4_87_028/1988 modificada; Garmendia et al. (2009)

Amphipodos (Hyalella sp.)


(Omnívoro) Agudo LC50 48 hrs Mortalidad EPA 600/R-01/020 (2001)

Amphipodos (Hyalella sp.)


(Omnívoro) Crónico NOEC 21dias Reproducción EPA 600/R-01/020 (2001)

Polychaeta (Nereis sp.)


(Omnívoro) Agudo LC50 96 hrs Mortalidad ASTM STP1124;(1991) Aquatic toxicology

La selección de estas especies a muestrear conllevó a conocer y entender todas las

características tróficas de las especies, es decir, todas las interacciones de alimentos de

la especies en su contexto de la red ecológica y a su vez como estas se conectan con

otras especies. Los criterios de selección utilizados consistieron en usar especies que

fueran posibles de cultivar o mantener en laboratorio y que correspondieran a tres niveles

tróficos.


16

Se realizaron ensayos agudos y crónicos, lo que implica considerar distintos tiempos de

respuesta, ya que los ensayos crónicos requieren un número mayor de organismos y más

tiempo de exposición y medición. Además se consideraron las holguras por las

variabilidades biológicas y estacionales de madurez y los estados fisiológicos.

3.2.1 Estudio toxicológico

Las pruebas de toxicidad utilizando sedimentos o elutriados de ellos, constituyen una

herramienta eficaz que permite conocer y generar una idea de las condiciones de un sitio

determinado, medido a través de los bioensayos de toxicidad aguda con especies de

diferentes niveles tróficos.

Los organismos seleccionados para el estudio toxicológico en sedimentos mediante

bioensayos agudos y crónicos corresponden a los señalados en la Tabla 2.

Tabla 2. Taxa empleados en realización de bioensayos de toxicidad.

GRUPO Especies

Microalgas Isochrysis galbana

Chaeroceros muelleri

Zooplancton Tisbe longicornis

Poliquetos Perinereis gualpensis

Equinodermos Tetrapygus niger

A su vez las pruebas de toxicidad permitió la evaluación de la presencia y cantidad de

xenobióticos, a través de análisis de químicos específicos, que facultó conocer los efectos

que se presentan en la localidad de estudio. El químico a trabajar se presenta en la Tabla

3.

Tabla 3 Compuesto a evaluar.

Compuesto

Cloruro de cobre (ClCu2)

En la realización de los bioensayos agudos y crónicos, las especies fueron expuestas

directamente a los sedimentos o a un elutriado de ellos. De manera general el elutriado de


17

la muestra se obtuvo tomando como guía a DInnel & Strober (1985) agitando 300 grs de

sedimento con 300 ml de agua de mar filtrada y esterilizada en un agitador por un tiempo

determinado para posteriormente dejar decantar, para finalmente separar la fase liquida

(elutriado) del sedimento.

3.2.2 Cultivo y mantenimiento de los organismos

Obtención de fitoplancton y de zooplancton

Se realizaron muestreos en las áreas de obtención de especímenes mediante el empleo

de red para fitoplancton y de zooplancton. Se cubrió una transecta de mínimo 100 metros

en superficie y profundidad en cada área.

Criterios de Selección de especies de prueba.

En general, los criterios de selección de especies se fundamentaron en los siguientes

aspectos:

• Alta y constante sensibilidad a tóxicos.

• Alta disponibilidad y abundancia.

• Estabilidad genética y uniformidad en las poblaciones.

• Representatividad de su nivel trófico.

• Significado ambiental en relación con el área de estudio.

• Amplia distribución y de importancia comercial.

• Facilidad de cultivo y adaptabilidad a las condiciones de laboratorio.

Procedimiento para aislamiento general de fitoplancton.

Las muestras de agua tomadas para el análisis de fitoplancton fueron filtradas en tres

trampas de malla de 1, 10 y 50 µm, esto permitió limpiar las muestras capturadas del

ambiente natural y separarlas por rango de tallas. Para el mantenimiento inicial de las


18

muestras tanto de fito como de zooplancton, se realizó una esterilización por filtración

sucesiva con membranas de 50, 10 y 1µm. Las muestras fueron enriquecidas con dos

medios de uso común, como el f/2 de Guillard o el medio Bristol, ambos suplementados

con y sin silicato, por si se observaba la presencia de diatomeas.

La temperatura de cultivo para ambos grupos (fito y zooplancton), se realizó en dos

rangos, 14°C ± 1°C y 25°C ± 1°C. Los fotoperíodos aplicados dependieron de lo

observado en terreno, y se subió paulatinamente 1°C por hora.


19

3.2.3 PRUEBAS DE TOXICIDAD

3.2.3.1 Bioensayo con microalgas (Isochrysis galbana y Chaetoceros muerelli).

Isochrysis galbana, es un flagelado pequeño dorado/marrón que es muy usado en la

industria acuícola. Tiene un alto contenido en DHA y, a menudo es utilizado para

enriquecer organismos del zooplancton como rotíferos o artemias. I. galbana es una

microalga muy utilizada en los cultivos de moluscos y de camarones.

Chaetoceros muerelli, se caracteriza por sus frústulos solitarios, rectangulares en vista

conectival, con un cloroplasto. Posee un eje pervalvar de 7-12 µm y un eje apical de 3-7

µm, valvas elípticas a subcirculares, planas o convexas, sin procesos labiados, setas

largas y delgadas, rectas o algo curvadas hacia el extremo, emergiendo desde los ápices

de las valvas y proyectándose hacia el exterior en un ángulo agudo menor a 45 grados.

Es uno de los principales alimentos en el cultivo de camarones.

La población se expuso en un sistema estático a una serie de concentraciones para

ensayos agudo y crónicos, durante 96h. La respuesta de la población se midió en

términos de cambios en la densidad de células (recuento de células por ml), la biomasa,

contenido de clorofila o absorbancia.

Procedimientos de los bioensayos agudos y crónicos.

Tomando como referencia USEPA 1991, en el bioensayo se utilizaron cuatro réplicas,

cada una con 5 diferentes concentraciones más un control (agua de dilución sin la

presencia del tóxico) (Tabla 4) Por lo tanto, cada test implicó el uso de 24 matraces de

vidrio, el agua de dilución utilizada para las pruebas correspondió al medio de cultivo de

las algas, cuyo pH fue de 7.5. La preparación del inóculo o stock que fue utilizado en las

pruebas provino de un cultivo en fase exponencial. La densidad del cultivo fue

determinada con una celda de conteo o cámara de Neubauer. El stock de microalgas con

el que se comenzó a trabajar correspondió a 500,000 cel/ml, se agregó 0.6ml a cada una

de las réplicas ensayadas para obtener una concentración inicial de prueba de 10,000

cel/ml. Para este ensayo se utilizó el sedimento en forma de elutriado, realizando los


20

cálculos previos para incorporar las concentraciones de microalgas. Las concentraciones

agudas y crónicas evaluadas se presentan en la siguiente tabla.

Tabla 4 Concentraciones agudas y crónicas evaluadas en bioensayos con microalgas.

Compuesto Especies Concentraciones

agudas

expresadas en mg/l

Concentraciones

crónicas expresadas

en mg/l

Cloruro de cobre

(ClCu2)

Isochrysis galbana 0,3-0,5-0,8-1,5-3,5 0,3-0,5-0,7-0,9-1,2

Chaetoceros

muelleri

0,3-1,3-2,5-4,5-5,5 0,5-0,7-1,3-1,5-1,7

Condiciones ambientales

Los matraces del ensayo se incubaron bajo iluminación continua a 86 ± 8,6 μEm-2s-12

(400 ± 40 ft-c), a 25 ± 1°C Se agitó continuamente a 100 rpm. Las condiciones generales

de la realización de la prueba se detallan en la siguiente tabla, en la siguiente sección se

presentan las condiciones para los bioensayos crónicos.

Tabla 5 Resumen de las condiciones experimentales y criterios de aceptación en bioensayos de toxicidad aguda con microalgas.

Parámetro Respuesta

Tipo de test Estática sin renovación

Duración del test 96hrs

Temperatura

25 ± 1EC (recomendado) ensayo no debe desviarse por más de 3° C durante la prueba (requerido)

Fotoperiodo Iluminación continua (requerido)

Calidad de la luz "Blanco frío" de luz fluorescente (recomendado)

Intensidad de la luz

86 ± 8.6μE / m 2 2/s (400 ± 40 ft-c or 4306 lux)/ S (400 ± 40 ft-co 4.306 lux)(recomendado) mejorar nomenclatura y tabla

Nº de réplicas / concentración Mínimo 3

Nº de células 10x4 cel/ml

Aireación ninguna

Agua control y dilución medio de cultivo de algas marinas enriquecido


21

Registro de datos

Se registró número de celulas/ml. Al finalizar los ensayos los datos fueron procesados

con el software estadístico EPA (PROBALG) para determinar la densidad celular

obteniendo la concentración efectiva EC50, la cual produce la reducción del 50% de la

densidad celular y con el estadístico DEbtox se pudieron determinar los valores de NOEC.

Bioensayos con zooplancton

La especie seleccionada fue Tisbe longicornis abundante en sedimentos marinos de Chile

central, es una especie cosmopolita y se habita aguas de 0 a 22°C.

Procedimiento del bioensayo agudo

Se tomó como guía lo propuesto por Larraín et al. (1998). Para la realización del

bioensayo se utilizaron organismos juveniles de similar tamaño los cuales se distribuyeron

en una batería con 5 concentraciones más un control con sus respectivas 3 réplicas

(Tabla 6). Los envases utilizados como unidades experimentales correspondieron a

micropocillos en donde se introdujeron 5 individuos por concentración, las que fueron

preparadas con el elutriado del sedimento. Durante el tiempo de exposición de 48 horas

los ejemplares no fueron alimentados y no se utilizó aireación, debido a que el agua fue

previamente aireada, filtrada y esterilizada.

Procedimiento del bioensayo crónico

Se recolectaron juveniles de un similar tamaño y se expusieron a 5 concentraciones más

un control (Tabla 6) con sus respectivas réplicas (3 réplicas), calculadas previamente de

acuerdo a los datos obtenidos en los ensayos agudos. Se dejaron expuestos los

organismos juveniles hasta que se observó la presencia de la bolsa de huevos en alguno

de ellos y se separaron del resto. Se seleccionaron al menos dos hembras fecundadas

por cada concentración, las cuales fueron expuestas nuevamente a las concentraciones

en estudio hasta que se registró la eclosión y se realizó la contabilidad del número de

huevos obtenidos. En este bioensayo también se utilizó el sedimento en forma de

elutriado.


22

Tabla 6 Concentraciones agudas y crónicas evaluadas en bioensayos con copépodos.

Compuesto Especie Concentraciones

agudas

expresadas en mg/l

Concentraciones


en mg/l

Cloruro de cobre

(ClCu2)

Tisbe longicornis 0,015-0,025-0,035-

0,045-0,055

0,010-0,012-0,015-0,018-0,023

A continuación se detallan las condiciones experimentales para los ensayos agudos y

crónicos con copépodos.

Tabla 7. Resumen de las condiciones experimentales y criterios de aceptación en bioensayos de toxicidad aguda y crónica con copépodos.

Parámetro Respuesta aguda Respuesta crónica

Tipo de test Estática sin renovación Con renovación

Duración del test 48 hrs Días

Temperatura 13°C 13°C

Fotoperiodo 16/8 luz-oscuridad 16/8 luz-oscuridad

Agua control y dilución

Agua de mar filtrada y esterilizada más elutriado de sedimento

Agua de mar filtrada y esterilizada más elutriado de sedimento

Nº de réplicas Mínimo 3 Mínimo 3

Nº de concentraciones 5 5

Aireación Ninguna Ninguna

Organismos por réplica 5 juveniles Mínimo 20

Alimentación Ninguna Microalgas

Criterio de aceptabilidad Sobre un 90% de sobrevivencia en los controles

Sobre un 90% de sobrevivencia en los controles


23

Registro de datos

Para la prueba de aguda se contabilizaron los organismos muertos por concentración y se

obtuvo el valor de LC50 mediante el software EPA Probit.

Bioensayo con poliquetos

Los poliquetos son organismos de cuerpo dividido en gran cantidad de segmentos y de

hábitats diversos, viven en tubos, enterrados en sedimento, entre algas, algunos son

comensales y otros parásitos. Algunos son utilizados como carnada para la pesca

deportiva y/o como insumo alimentario en el cultivo de crustáceos y peces, entre otros. El

poliqueto utilizado fue Perinereis gualpensis.

Procedimiento del bioensayo agudo

Se expusieron los poliquetos directamente sobre el sedimento, se evaluaron a las 48

horas de expuestos a 5 diferentes concentraciones más un control, cada una de ellas con

3 réplicas. Los organismos se mantuvieron con aireación constante y a una temperatura

entre los 15 y 18°C. En esta prueba se utilizaron aproximadamente 200grs de sedimento

con 400ml de agua filtrada y esterilizada a una salinidad de 17 ppm. Las concentraciones

de cloruro de cobre evaluadas se detallan en la Tabla 8.

Procedimiento del bioensayo crónico

Para la realización de este bioensayo se expusieron los organismos durante un periodo

de 30 minutos al registro de la actividad metabólica mediante la medición de oxígeno para

poder obtener la tasa de consumo de oxígeno. Se usaron 5 concentraciones distintas,

cada una con 3 réplicas, la Tabla 9 señala las diluciones ensayadas y preparadas con el

sedimento de manera similar como se realizó con los ensayos agudos.

Tabla 8. Concentraciones agudas y crónicas evaluadas en bioensayos con poliquetos.


agudas expresadas en

mg/l

Concentraciones crónicas expresadas en mg/l

Cloruro de cobre

(ClCu2)

Perinereis

gualpensis

0,010-0,015-0,020-

0,025-0,030

0,003-0,005-0,010-

0,013-0,015


24

A continuación se entrega un resumen de las condiciones en las que fueron realizados los

ensayos agudos y crónicos con poliquetos.

Tabla 9. Resumen de las condiciones experimentales y criterios de aceptación en bioensayos de toxicidad aguda con poliquetos.

Parámetro Respuesta aguda Respuesta crónica

Tipo de test Estática sin renovación Estática sin renovación

Duración del test 48 hrs 30 minutos

Temperatura 13°C 13°C

Fotoperiodo 16/8 luz-oscuridad Sin fotoperiodo

Agua control y dilución Agua de mar filtrada y esterilizada más sedimento

Agua de mar filtrada y esterilizada más sedimento

Nº de réplicas Mínimo 3 Mínimo 3

Nº de concentraciones 5 5

Aireación constante En evaluación

Organismos por réplica 5 individuos 5 individuos

Alimentación ninguna ninguna

Criterio de aceptabilidad



Análisis de datos

En el ensayo agudo se contabilizaron los organismos muertos por cada concentración

para la obtención de LC50 mediante la utilización del software EPA Probit. Respecto a los

datos de respiración, estos se calcularon en base a la tasa de consumo para

posteriormente obtener un valor de NOEC.


25

Bioensayos con erizos

En esta prueba se tomó como guía lo señalado por USEPA-600/4_87_028/1998 con el

objetivo final de lograr la fertilización de los individuos, por cuanto los erizos de mar son

sensibles a un amplio rango de compuestos y son de mucha utilidad para evaluar el

ambiente marino. Se utilizó el erizo negro Tetrapygus niger.

Procedimiento del bioensayo

El bioensayo agudo y crónico consistió en producir la fecundación artificial de los óvulos

de los erizos en presencia de un elutriado, cuantificándose la membrana de fecundación.

Para lo cual fueron expuestos los espermios durante una hora junto a los óvulos, para

obtener porcentajes de fecundidad en cada una de las concentraciones testeadas, las

que se detallan en la Tabla 10. Las concentraciones fueron preparadas en tubos de

ensayo de 20 ml, teniendo cuidado de mantener vivos los espermios a bajas

temperaturas.

Tabla 10. Concentraciones agudas y crónicas evaluadas en bioensayos con erizos.


agudas expresadas en

mg/l

Concentraciones


en mg/l

Cloruro de cobre

(ClCu2)

Tetrapigus niger 0,010-0,015-0,020-

0,025-0,035

0,005,0,010-0,014-

0,018-0,022

Las condiciones de realización del bioensayo de fecundidad con erizos son descritas en la

Tabla 11


26

Tabla 11. Resumen de las condiciones experimentales y criterios de aceptación en bioensayos de toxicidad aguda con erizos.

Parámetro Respuesta

Tipo de test Estático

Duración del test 1hora +/- 25 min

Temperatura 13°C +/-2°C

N° erizo inicio ensayo 4 individuos de cada sexo con gametos viables

Agua control y dilución Agua de mar filtrada y esterilizada más sedimento

Nº de réplicas 4

Nº de concentraciones 5

Aireación Sin aireación

N° de óvulos y espermios por unidad experimental 2,000 ovulos/ml y 7,000,000 de espermios /ml

Respuesta Membrana de fecundación

Criterio de aceptabilidad Sobre un 80% de fertilización en los controles

3.3 CARACTERIZACIÓN DEL RIESGO ECOLÓGICO

La Caracterización del Riesgo, se basa en la integración de los datos de exposición

(PEC), obtenidos a través de datos de monitoreo químico y de modelación y datos de los

efectos obtenidos por los bioensayos o bases de datos (PNEC).

La caracterización del riesgo se puede realizar mediante varios modelos, entre los que se

incluyen: Estudios de Observación, Categorías y Rangos, Comparación de Exposición y

Efecto en un Punto, comparación incorporando la relación completa contaminante-

respuesta, comparación incorporando la variabilidad en la exposición y/o efectos, así

como la aplicación de modelos teóricos. Para este estudio se consideraron dos enfoques

para la caracterización del riesgo, uno determinístico y otro probabilístico, la selección

depende de la calidad y cantidad de datos disponibles tanto de exposición (PEC) como

efectos (PNEC).

Los niveles de evaluación del riesgo están limitados por el nivel de información disponible,

los que se muestran en la tabla siguiente.


27

Tabla 12 Niveles de complejidad de la caracterización del riesgo ecológico en función de la calidad de la información ecotoxicológica.

Nivel de Evaluación de Riesgo Tipo de ensayos Métodos de estimación

NIVEL 1: IDENTIFICACION DE

PELIGROS

Ensayos mono-especie normalizados

seleccionados

Métodos determinísticos: margen

de seguridad

NIVEL 2: EFECTOS SOBRE GRUPOS DE

ORGANISMO

Muchos ensayos mono-especie Métodos probabilísticos.

NIVEL 3: EFECTOS SOBRE

POBLACIONES

Ensayos mono-especie prolongados

con fase de recuperación

Dinámica de poblaciones

predictiva

NIVEL 4: EFECTOS SOBRE

COMUNIDADES

Ensayos multi-especie en laboratorio Dinámica de poblaciones real

NIVEL 5: DINÁMICA DE POBLACIONES

REAL

Mesocosmos y ensayos de campo Mesocosmos y ensayos de

campo

Para poder realizar análisis probabilísticos, la información de exposición (PEC), debe

contener suficientes datos que permitan la determinación de sus funciones de distribución.

3.3.1 Método Determinístico

Para estimar el riesgo ecológico mediante el método determinístico, se divide la

concentración prevista en el ambiente (exposición), con la concentración que produce un

efecto ambiental inaceptable (efecto) (PNUMA, 1999).

El riesgo en ecosistemas acuáticos se puede calcular como un cuociente PEC/PNEC

(MMA-CENMA, 2014), éste es un indicador de riesgo denominado Cuociente de Riesgo

(RQ). La concentración ambiental esperada (PEC) es la concentración a la cual el

ecosistema se expone. La concentración de efecto no observado (PNEC) es la

concentración sobre la cual un efecto es inaceptable y no debe ocurrir. Un compuesto no

causa ningún efecto nocivo al ambiente si la concentración del efecto no observado

(PNEC), es más alto que la concentración ambiental predicha (PEC), que corresponde a

la concentración esperada en el ambiente. Se asume que la sensibilidad del ecosistema

depende de la especie más sensible y que la estructura de protección del ecosistema

protege la función de la comunidad. La incertidumbre asociada a la extrapolación del

efecto sobre el ecosistema aumenta a partir de datos de toxicidad aguda de corto (e.g.

LC50) o cuando se utilizan pocas especies, por lo que es necesario utilizar factores de

evaluación o seguridad (FS), los cuales varían entre 10 y 1000 dependiendo de la

confiabilidad de la información (Encina y Díaz, 2001; Palma et al., 2004).


28

Figura 1 Estimación Cociente de Riesgo Ecológico Determinístico.

Tabla 13 Factores de Seguridad.

Una vez aplicados los Factores de Seguridad, se considerará que existe riesgo si el valor

del cuociente es mayor que 1 (PEC>PNEC). Por el contrario, si el valor del cuociente es

menor que 1 (PEC<PNEC) se considera que la presencia del agente contaminante en el

lugar a las concentraciones esperadas no representa un riesgo para el ecosistema.

Información disponible

Comisión Europea (1996) OECD (1992) Factor de Seguridad

Al menos un dato de toxicidad aguda L(E)C50 de

cada nivel trófico (peces, Daphnia y algas) de una base de datos.

Al menos un dato de toxicidad aguda L(E)C50

de una especie o el valor más bajo dos especies acuáticas.

1.000

Un NOEC (peces o Daphnia). El valor de toxicidad aguda más bajo de una base de datos que posea como mínimo algas, crustáceos y peces.

100

Dos NOEC de especies representantes de dos niveles tróficos (peces y/o Daphnia y/o algas).

50

NOEC de al menos tres especies representantes de tres niveles tróficos.

NOEC más bajo de al menos una base de datos de algas, crustáceos y peces.

10

Datos de campo o modelos de ecosistemas Se revisa caso a caso


29

3.3.2 Caracterización del Riesgo Ecológico Probabilístico

Para ERE's con un nivel mayor de complejidad, el riesgo es mejor explicado e incluido en

la evaluación mediante el método probabilístico. La cuantificación de la incertidumbre a

través de este método incrementa la credibilidad de los resultados mediante la obligación

que tiene el administrador de ser riguroso en considerar los posibles factores de

incertidumbre, los supuestos hechos en la estimación y en la combinación de los

parámetros involucrados. A diferencia del método determinístico, en donde sólo un nivel

de efecto es comparado, el método probabilístico combina la distribución de los posibles

efectos con la distribución de las posibles concentraciones ambientales esperadas

(exposición), permitiendo estimaciones cuantitativas del riesgo. Estas distribuciones son

determinadas mediante modelos que integran algorítmicamente los diferentes factores y

variables que intervienen en el nivel de exposición y los efectos de un agente

contaminante. Estas distribuciones son luego combinadas estocásticamente para generar

los distintos valores del cuociente.

Figura 2 Método probabilístico para la evaluación del riesgo ecológico.

PEC

Distribución

de los efectos

Variables

Parámetros

PNEC Modelo

Distribución

de la

exposición

Variables

Parámetros

Combinación

estocástica

< 1= No Riesgo

> 1= Riesgo

= CP

Modelo


30

Posibles valores del cuociente de riesgo o peligrosidad (RQ) son determinados a partir de

la combinación estocástica de la distribución de la posible concentración ambiental

esperada (PEC) con la distribución de sus posibles efectos (PNEC). Estas distribuciones

son determinadas mediante modelos que integran algorítmicamente los diferentes

factores y variables que intervienen en el nivel de exposición y los efectos de un agente

contaminante. La Evaluación de Riesgo Ecológico (ERE), debiera incluir tanto la

variabilidad como la incertidumbre inherentes al problema, para lo cual se pueden utilizar

métodos de simulación probabilística, que introducen una serie de ventajas por sobre los

enfoques determinísticos, entre las que se cuentan: (i) los valores de toxicidad (PNEC) y

exposición (PEC), se pueden definir como distribuciones estadísticas que cubren el rango

completo de valores posibles, y son distribuidos de acuerdo a su probabilidad de

ocurrencia; (ii) los parámetros de PNEC y PEC pueden variar aleatoria y

simultáneamente, permitiendo la propagación de la incertidumbre a través del modelo; y

(iii) las simulaciones de Monte Carlo generan distribuciones de frecuencia

estadísticamente válidas y totalmente caracterizadas, cubriendo el rango completo de

valores posibles.

Dependiendo el nivel de información se realizará una simulación de Monte Carlo,

utilizando un paquete estadístico Crystal Ball.

3.4 Propuesta de medidas de gestión orientadas a la atenuación del riesgo

Sobre la base de los antecedentes científicos y balances realizados en los estudios

previos se elaboró una lista de medidas y escala conceptual para abordar los problemas

de exposición de metales en sedimentos.

3.5 Identificación de posibles vacíos de la metodología utilizada, en términos

genéricos aplicables a cualquier área de estudio

Se revisó y analizaron las metodologías de ERE así como los protocolos de ensayos para

estimar las PEC y metodologías de estimación de la PNEC. Se realizan las


31

recomendaciones para el desarrollo adecuado, esto en una discusión junto a la

contraparte técnica.

4 RESULTADOS

4.1 Revisión y análisis de la información relevante para llevar a cabo un proceso

de evaluación de riesgo ecológico, a nivel de sedimento en la bahía de

Quintero (información disponible, modelo conceptual, identificación de

peligros y PEC)

4.1.1 Área de Estudio

La bahía de Quintero, está ubicada entre las comunas de Quintero y Puchuncaví, región

de Valparaíso (Lat. 32° 46' S, Long. 71° 32' W), en lo que se denomina Litoral Central de

Chile. Se encuentra al norte de la conurbación que conforman el eje norte‐sur Valparaíso,

Viña del Mar, Concón, territorio diferenciado y separado por el accidente geográfico que

constituye el río Aconcagua y que conforma una unidad territorial independiente. Quintero

es una bahía somera de alrededor de 40 metros de profundidad que se encuentra

emplazada en dirección norte-sur, en forma de herradura y abierta hacia el noroeste,

condición que ofrece escasa protección del oleaje y vientos predominantes

particularmente en época invernal.

Los orígenes del balneario de Quintero se remontan a 1536 cuando llega a sus costas el

navegante español Alonso de Quintero en la nave Santiaguillo, por lo que el lugar lleva su

nombre, asignado por la Armada Española. Durante los años siguientes la zona tuvo uso

agrícola y ganadero, no siendo utilizado como puerto. Los primeros en hacerlo fueron los

jesuitas quienes sacaron la producción agrícola del sector por Quintero. El 24 de

noviembre de 1865 el presidente José Joaquín Pérez decreta la creación de la ciudad y

puerto de Quintero, fecha que corresponde al su aniversario oficial. En 1940 se crea la

comuna de Puchuncaví, como una escisión de la comuna de Quintero, presionado por los


32

agricultores que querían independencia de territorios, mediante la creación de una nueva

comuna. Hacia comienzos y mediados del siglo pasado Quintero se consolida como un

balneario elegante, con la edificación de casas de veraneo de familias de clase media y

alta de Santiago, contando incluso con un ramal de ferrocarriles. La actividad industrial en

la bahía comienza en el año 1958 cuando se instala en Ventanas la empresa estatal

CHILECTRA con una termoeléctrica que más adelante pasa a llamarse AES‐GENER S.A.

Posteriormente, el 5 de abril de 1960 se decreta la construcción de la fundición de ENAMI

(actual División Ventanas de CODELCO) destinada a la producción, concentración,

fundición, refinación e industrialización de minerales, principalmente los provenientes de

la gran minería del cobre. Esta fundición inicia sus operaciones en 1964. Debido a

emisiones que durante 14 años afectaron a la población aledaña, en 1978 se prolonga la

chimenea de la fundición a su actual longitud de 70 metros, constituyéndose en una de las

más altas de Latinoamérica. Esta modificación constituyó un cambio en la dispersión de

las emisiones, disminuyendo en el sector de Los Maitenes, pero aumentando en los

sectores de Campiche y Puchuncaví, ubicados al interior de Quintero (Díaz, 1998). En

1964 entra en operaciones también la Central Termoeléctrica Ventanas I (Unidad 1), con

115,000 Kw de potencia instalada.

Hacia 1966, se instala un muelle con dos sitios de atraque con calado de 7 a 9 metros,

construido por CHILGENER (actual AES GENER S.A.), esto junto a la unidad 1 de la

Central Termoeléctrica Ventanas, en el sector norte de la bahía de Quintero. Durante los

años 1966 hasta 1993 la descarga de carbón para la termoeléctrica se efectuó por el

costado norte del muelle, mediante una grúa tipo Gantry, y un sistema de correas

transportadoras instaladas desde el sitio de descarga hacia la cancha de acopio ubicado

en el patio de esta central. En 1992 el Ministerio de Minería promulga mediante Decreto

Supremo el Plan de Descontaminación del Complejo Industrial Las Ventanas, el cual fue

propuesto conjuntamente por la Fundición y Refinería Las Ventanas de ENAMI y

Chilgener S.A. En el Plan se estableció que la fundición y planta termoeléctrica deberían

cumplir las normas de calidad de aire para SO2 y MP10 a más tardar en 1999 y 1995,

respectivamente, definiéndose un cronograma de reducción de emisiones de SO2 y

material particulado. Hoy en día este plan está siendo actualizado por el Ministerio de

Medio Ambiente. En 1994 el Ministerio de Agricultura declara la zona como saturada por


33

SO2 y material particulado (MP10). En diciembre de 2011 se firma un Acuerdo de

Producción Limpia entre las empresas de la zona de Ventanas, a fin de iniciar un trabajo

conjunto entre el sector empresarial y el público con el objeto de contribuir al desarrollo

sustentable del territorio mediante compromisos concretos en materia ambiental, uso de la

energía e higiene y seguridad laboral. Finalmente, cabe señalar que en diciembre de 2013

entra en vigencia la Norma de Emisión para Fundiciones de Cobre que reduce de manera

significativa las emisiones de SO2, MP10, arsénico y mercurio, provenientes de estas

instalaciones fabriles.

Por otra parte, y antes de la industrialización del sector, la ocupación de la agricultura

representaba hacia el año 1952 un 75% del empleo total en las comunas de Quintero y

Puchuncaví, este patrón fue cambiando paulatinamente con la aparición del nuevo

complejo urbano‐industrial entre los años 1960 y 1970. La actividad agrícola disminuyó

significativamente en Puchuncaví hacia 1970, reduciéndose hasta absorber a sólo un

36,5% del empleo total; de 1.426 personas ocupadas en la actividad agrícola en 1952,

llegó a solo 895 en 1970, correspondiente a una reducción de un 37,2% en términos

absolutos, mientras que la población de la comuna aumentó en un 51,5% durante ese

mismo período, de acuerdo al Censo INE de 1970.

Su privilegiada ubicación geográfica en la zona central del país, sumado a su capacidad

portuaria, energética, de infraestructura vial y cercana con centros urbanos que la proveen

de mano de obra, han contribuido a la consolidación de la bahía de Quintero como una

zona industrial importante en el país, desde el punto de vista de la capacidad industrial

instalada, actividad económica generada y la demanda de manos de obra y generación de

empleo asociada a ella. Lo anterior sin embargo ha derivado en que la zona esté

altamente intervenida dado que su funcionamiento ha conllevado la generación y

liberación de sustancias al ambiente, a saber, emisiones atmosféricas, deposición de

cenizas, RILES, entre otros.

Desde la perspectiva del ecosistema marino presente en la bahía de Quintero, existen

múltiples fuentes que emiten sustancias potencialmente contaminantes que pueden

depositarse en sus aguas y/o sedimentos marinos provenientes de descargas puntuales y

difusas de residuos líquidos liberados al mar de las diferentes concesiones marinas


34

(www.directemar.cl), RILES descargados al estero Campiche (www.siss.cl) y emisiones

atmosféricas.

Figura 3 Mapa de la bahía de Quintero, basado en la Carta Náutica N° 4321 del SHOA.

Se pueden distinguir las siguientes actividades económicas en la bahía de Quintero:

- Actividad portuaria: las operaciones de los puertos de Ventanas y Quintero, donde se

efectúa la carga y descarga de granos, clinker, combustibles, asfaltos, concentrado de

cobre, productos químicos, gas natural líquido y petcoke.

- Industrial: fundición y refinación de cobre, procesos de hormigones asfalto y

acumulación de gas natural.

- Energética: instalación y operación de centrales termoeléctricas.

- Defensa: presencia de una base de la Fuerza Aérea de Chile.

- Actividad agrícola: desarrollo de una agricultura de mercado y de subsistencia.

- Actividad pesquera: básicamente artesanal, con tres caletas y un área de manejo.

Estrechamente a esta actividad está asociada la prestación de servicios submarinos,

realizada en gran parte por buzos mariscadores que perdieron su fuente laboral, por lo

que se trataría de una reconversión laboral.


35

- Inmobiliaria y hotelera: mediante el desarrollo de proyectos inmobiliarios de segunda y

tercera residencia, y servicios de hotelería.

- Turística: desarrollo de actividades recreacionales y turísticas en la bahía como las

actividades náuticas, con la presencia de un Club de Yates.

En relación a las corrientes marinas y circulación (Figura 4b) Baković y Balić (1984)

señalan que la circulación y velocidad de las aguas en la bahía de Quintero están

influenciadas por las corrientes de marea, observando en una condición de llenante con

corrientes dirigidas hacia el interior de la bahía, situación opuesta a la observada en

marea vaciante, en la cual las corrientes tienden a orientarse fuera de la bahía. Según

este modelamiento de corrientes oceánicas, se identifican tres zonas de reflujo y dos

zonas de flujo. Entre las primeras se encuentran en dirección hacia el sur de la bahía de

Quintero, centro y norte de esta misma. Para las corrientes de flujo, las dos se localizan

en la zona central de la bahía, en donde se dividen en dos direcciones al acercarse a

menores profundidades. Por otra parte, para Escobar et al. (1971), las corrientes

predominantes para la bahía de Quintero (Figura 4a) se caracterizan por ser de dos tipos,

la primera serían corrientes en profundidad de flujo para la parte norte, centro y sur de la

bahía, mientras que las corrientes de reflujo en profundidad estarían ubicadas en el

extremo sur de la bahía. Las corrientes superficiales se identifican características

coincidentes con las corrientes de profundidad, ya que en la zona norte, en la misma área

de las corrientes de flujo en profundidad, se localiza una fuerte corriente de flujo

superficial, la cual llega hasta el borde costero (a 5 metros de profundidad).

Malet & Andrade (1991) y posteriormente la consultora Oceangreen (2007) identifican

corrientes que provienen de la zona norte de la bahía de Quintero, funcionando como

llenante de la bahía (Figura 4c). Esta corriente tiene una dirección constante hacia el sur y

su desplazamiento es en aguas no tan profundas (hasta 20 metros), por lo que se puede

evidenciar que se desplaza muy cerca del borde costero. El giro con sentido ciclónico, se

localiza en el área de descarga del parque industrial.


36

Figura 4 a) Circulación de corrientes marinas superficiales y profundas de la bahía de Quintero, (Escobar et al., 1971). b) Patrón de circulación de corrientes marinas

superficiales en llenante y vaciante de la bahía Quintero, (Baković & Balić, 1984). c) Modelo Malet y Andrade (1991).

4.1.1.1 Caracterización fuentes de emisión en el área de estudio

A continuación se presenta una caracterización de la información recopilada y analizada

de diferentes informes técnicos y publicaciones científicas referidas al área de estudio,

para determinar la condición histórica de la bahía, particularmente de su sedimento

marino. Las fuentes emisoras identificadas fueron catorce, como se aprecia en la Tabla

14.

a b c


37

Tabla 14 Fuentes Emisoras de la bahía de Quintero, en base a MMA (2013).

Tabla 15 Listado de captaciones y descargas en la bahía de Quintero, (MMA, 2013).

NOMBRE

COMUNA

Tipo de descarga

ESTADO

OPERACION

cota(m)

Zona descarga

C.T.VENTANAS U1 - Descarga

PUCHUNCAVI

Enfriamiento

central térmica

Operativo

Continua

sin info

dentro ZPL

C.T.VENTANAS U1 - Captación

PUCHUNCAVI

‐

Operativo

Continua

sin info

‐

C.T.VENTANAS U2 - Descarga

PUCHUNCAVI

Enfriamiento central térmica

Operativo

Continua

sin info

dentro ZPL

C.T.VENTANAS U2 - Captación

PUCHUNCAVI

‐

Operativo

Continua

sin info

‐

C.T. NUEVA

VENTANAS - Descarga

PUCHUNCAVI

Enfriamiento central térmica y RILES tratados

Operativo

Continua

sin info

dentro ZPL

C.T. NUEVA

VENTANAS - Captación

PUCHUNCAVI

‐

Operativo

Continua

‐5

‐

C.T.ENERGIA MINERA ‐ (Emisario

Descarga Norte)

PUCHUNCAVI

Enfriamiento central térmica y los RILES tratados

No construido

Continua

‐5

dentro ZPL

C.T.ENERGIA MINERA -

Captación

PUCHUNCAVI

‐

No construido

Continua

‐5

‐

C.T. ENERGIA MINERA (Emisario

Descarga Sur)

PUCHUNCAVI


No construido

Continua

‐10

dentro ZPL

C.T. CAMPICHE - Descarga

PUCHUNCAVI


No operativo

Continua

sin info

C.T.CAMPICHE - Captación

PUCHUNCAVI

-

No operativo

Continua

sin info

‐

CODELCO VENTANAS

PUCHUNCAVI

Proveniente de

RILES tratados

Operativo

Continua

sin info

dentro ZPL

GASMAR - Descarga

PUCHUNCAVI

Presurización y enfriamiento de LPG

Operativo

Continua

sin info

‐

GASMAR - Captación

PUCHUNCAVI

‐

Operativo

Continua

sin info

‐


38

ENAP REFINERIA QUINTERO

QUINTERO

Proveniente de

RILES tratados

Operativo

Continua

‐16

fuera ZPL

GNL QUINTERO - Descarga

QUINTERO

Agua usada para

regasificar Gas

Natural Licuado

(GNL)

Operativo

Continua

‐9

fuera ZPL

GNL QUINTERO - Captación

QUINTERO

‐

Operativo

Continua

‐3

‐

PESQUERA QUINTERO

QUINTERO

Sin información

Operativo

Estacional

sin info

fuera ZPL

ESVAL QUINTERO

QUINTERO

Proveniente de

PTAS

Operativo

Continua

sin info

fuera ZPL

ESVAL (descarga emergencia)

QUINTERO

Aguas Servidas sin tratar

No operativo

De emergencia

sin info

sin datos

I.MUNICIPALIDAD DE PUCHUNCAVI

PUCHUNCAVI

Aguas Servidas sin tratar

sin información

Sin

información

Sin información

sin información

Tabla 16 Listado de descargas superficiales en la bahía de Quintero, (MMA, 2013).

Descargas Superficiales

Cálculo de Caudales de RILES descargados al estero Campiche.

IDENTIFICACION

Q medio inv m3/d

Q medio ver m3/d Q min m3/d Q max m3/d

ESVAL S.A.-P.T.A.S LA LAGUNA 154,850.702 232,597.41 79.142 433,036.8

ESVAL S.A.-P.T.A.S DE PUCHUNCAVI 532,124.791 423,629.46 448.416 791,769.6

CENTRAL TERMOELECTRICA VENTANAS-PUNTO C (ESTERO CAMPICHE) 0 0 0 0

CENTRAL TERMOELECTRICA VENTANAS-DESCARGA 2 (ESTERO CAMPICHE - PILETA DE CENIZAS) 6.383 0.16 0.1 135.2

CENTRAL TERMOELECTRICA VENTANAS-DESCARGA 1 (ESTERO CAMPICHE - DECANTADOR COMBUSTIBLE) 1.212 0 0.03 3.75

Σ TOTAL 686,983.088 656,227.03 527.688 1,224,945.35


39

Tabla 17 Listado de emisarios submarinos en la bahía de Quintero, (MMA, 2013).

Emisarios Submarinos

Cálculo de Caudales de RILES descargados al mar

IDENTIFICACION

Q medio inv m3/d Q medio ver m3/d Q min m3/d Q max m3/d

ESVAL S.A.-EMISARIO SUBMARINO QUINTERO 3,839,063.742 3,987,865.732 4,170.01 6,581.520

CODELCO CHILE - DIVISION VENTANAS - PUNTO 1 (DENTRO DE ZPL) 914.671 719.797 7.57 1.728

Σ TOTAL 3,839,978.413 3,988,585.529 4,177.58 6,583.248

4.1.1.2 Descarga de metales pesados en la bahía de Quintero

Según los resultados de cuantificación de descargas hídricas a la bahía de quintero del

estudio "Análisis de riesgo ecológico por sustancias potencialmente contaminantes en el

aire, suelo y agua, en las comunas de Concón, Quintero y Puchuncaví" (MMA, 2013),

en la actualidad e históricamente los metales pesados más descargados en la bahía han

sido aluminio, hierro disuelto, molibdeno, cobre, zinc y cromo total. En el mencionado

estudio, se realizó un balance de masa de la bahía de Quintero, considerando las fuentes

de aguas superficiales, descargas submarinas y emisiones atmosféricas. Los resultados

del balance demuestran en general que las concentraciones de metales que tienden a

aumentar en la bahía son el aluminio, arsénico, cobre, molibdeno y fósforo.


40

Figura 5 Esquema de Balance de Masas en la bahía de Quintero.

Tabla 18 Balance de Masas en la bahía de Quintero, Máximo (MMA, 2013).

Parámetro

Qmar

Cmar

Suma

Flujos

Másicos

Máximos

Qout

Cout

ΔC=Cout‐Cmar

ΔC

l/año Ton/l Ton/año l/año Ton/l mg/l %

Cl‐ 2.67E+14 0.0000192 1146.44 2.70E+14 1.90E‐05 ‐2.03E+02 ‐1.06E+09

SO4‐ 2.67E+14 0.0000025 21464.68 2.70E+14 2.47E‐06 ‐2.64E+01 ‐1.05E+09

Al 2.67E+14 1.00E‐12 19955.54 2.70E+14 7.49E‐11 7.39E‐02 7.39E+12

As 2.67E+14 2.60E‐12 57.40 2.70E+14 2.79E‐12 1.85E‐04 7.12E+09

B 2.67E+14 4.45E‐09 0.20 2.70E+14 4.40E‐09 ‐4.70E‐02 ‐1.06E+09

Cd 2.67E+14 1.10E‐13 0.01 2.70E+14 1.09E‐13 ‐1.11E‐06 ‐1.01E+09

Cr 2.67E+14 2.00E‐13 0.03 2.70E+14 1.98E‐13 ‐1.99E‐06 ‐9.97E+08

Cu 2.67E+14 9.00E‐13 152.69 2.70E+14 1.46E‐12 5.56E‐04 6.18E+10

Hg 2.67E+14 1.50E‐13 0.02 2.70E+14 1.48E‐13 ‐1.51E‐06 ‐1.01E+09

Mn 2.67E+14 4.00E‐13 0.58 2.70E+14 3.98E‐13 ‐2.06E‐06 ‐5.16E+08

Mo 2.67E+14 1.00E‐11 240.32 2.70E+14 1.08E‐11 7.85E‐04 7.85E+09

Ni 2.67E+14 6.60E‐12 3.98 2.70E+14 6.55E‐12 ‐5.49E‐05 ‐8.33E+08

P 2.67E+14 8.80E‐11 6857.99 2.70E+14 1.12E‐10 2.45E‐02 2.78E+10

Zn 2.67E+14 5.00E‐12 3.72 2.70E+14 4.96E‐12 ‐3.90E‐05 ‐7.80E+08

Donde: Qmar = caudal que ingresa al volumen de control por mareas Cmar = concentración de un compuesto asociado al caudal del mar Qout = caudal efluente del volumen de control Cout = concentración efluente de un compuesto del volumen de control


41

Tabla 19 Flujos másicos máximos y mínimos en la bahía de Quintero.

Fuente: CEA (2012)

4.1.1.3 Caracterización físico química sedimentos de la bahía de Quintero

La caracterización física y química de los sedimentos de la bahía de Quintero se basó

en los antecedentes disponibles en el Programa de Observación del Ambiente Litoral

(P.O.A.L.) desarrollado por DIRECTEMAR para el periodo 1993 ‐ 2011 (www.armada.cl).

Adicionalmente se incluyen los resultados del estudio MMA (2013).

Actualmente el programa P.O.A.L. cuenta con 9 estaciones activas para el sedimento

de la bahía de Quintero, mientras que en el caso de las estaciones inactivas, los últimos

registros disponibles datan de 1994. La concentración media de parámetros físico

químicos para los sedimentos de las estaciones de monitoreo en la bahía de Quintero

incluyendo los resultados del P.O.A.L. y MMA (2013) se muestran en la Tabla 20,

mientras que en la Figura 6 se detallan las estaciones de monitoreo del POAL. Se

destacan concentraciones que superan el promedio de todas las estaciones.

BAHIA QUINTERO

Parámetro Suma Flujos Másicos Máximos Suma Flujos Másicos Mínimos

Ton/año Ton/año

Cl- 1,146.44 0,006718

SO4- 21,464.68 21,352.66

Al 19,955.54 1,52

As 57,4 0,000001

B 0,2 0,000009

Cd 0,01 0,000028

Cr 0,03 0,000028

Cu 152,69 0,001735

Hg 0,02 0,000001

Mn 0,58 0,000056

Mo 240,32 0,152233

Ni 3,98 0,000031

P 6,857.99 0,309

Zn 3,72 0,0002


42

Tabla 20 Estaciones de calidad de columna de agua y sedimentos del fondo marino del P.O.A.L. (Fuente: DIRECTEMAR).

ID

Variable

Identificación de la estación

UTM Norte (m) WGS84, huso 19

UTM Este (m) WGS84, huso 19

Estado

Qu_e

Sedimentos

10 ‐ Monoboya ENAP Sin dato Sin dato Inactiva

Qu21 S3 ‐ El Bato 6.369.956,8 264.220,2 Activa

Qu17 S4 ‐ Rocas de Loncura 6.370.401,7 264.851,7 Activa

Qu10 S5 ‐ Muelle Enap (RPC) 6.371.891,4 266.491,7 Activa

Qu6 S6 ‐ Lado Sur Muelle Ventanas 6.373.223,0 266.773,6 Activa

Qu2 S7 ‐ Caleta Ventana 6.374.420,0 266.528,4 Activa

Qu1 S8 ‐ Punta Ventanilla 6.374.583,4 265.647,3 Activa

Qu13 SA ‐ Rocas Estrellas 6.371.298,7 263.473,7 Activa

Qu19 SB ‐ Caleta Quintero 6.370.087,8 263.574,9 Activa

Qu7 SS1 ‐ Centro Norte 6.372.777,4 266.184,8 Activa

43

Figura 6 Estaciones de monitoreo de sedimentos del P.O.A.L. en la bahía de Quintero.

44

Tabla 21 Concentración media de parámetros físico químicos en sedimentos en la bahía de Quintero del período 2005-2011 (MMA 2013).

Estación

Parámetro

Cd Total

Cu Total

Cr Total

P Total

Hg total

Nk total

Pb total

Zn total

mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg

Qu21

Promedio 0,17 19,59 11,85 106,84 0,07 489,95 4,78 24,48

Desviación Standard

0,13 8,77 6,27 68,63 0,11 538,20 3,51 8,79

Qu17

Promedio 0,15 14,32 6,51 116,96 0,06 336,59 3,01 16,40


0,11 8,58 4,93 118,96 0,07 236,47 3,52 8,56

Qu10

Promedio 0,14 33,60 12,13 120,55 0,08 355,47 4,53 27,04


0,13 14,40 5,72 96,96 0,08 261,69 2,84 7,10

Qu6

Promedio 0,17 128,75 11,39 91,91 0,08 326,71 5,00 31,17


0,19 85,37 7,10 81,50 0,11 236,73 4,08 11,98

Qu2

Promedio 0,19 58,26 21,94 105,89 0,07 350,93 4,99 34,75


0,19 31,26 29,88 94,47 0,08 209,11 3,59 10,33

Qu1

Promedio 0,18 58,87 22,98 109,75 0,08 353,15 4,92 36,00


0,19 32,45 30,83 97,17 0,08 217,47 3,73 9,58

Qu13

Promedio 0,18 22,80 4,53 44,91 0,07 396,46 3,80 13,72


0,13 15,43 3,16 52,29 0,08 202,45 5,73 7,33

Qu19

Promedio 0,15 40,13 11,25 138,93 0,06 398,00 8,12 31,71


0,12 13,36 5,55 127,64 0,08 201,55 7,57 8,13

Qu7

Promedio 0,19 35,40 12,66 129,91 0,06 507,54 3,42 18,56


0,20 33,46 10,02 109,09 0,08 446,73 2,69 7,56

BAHIA

Promedio 0,17 45,75 12,80 107,29 0,07 390,53 4,73 25,98

Rango 0,1 ‐ 0,8 2,73 ‐ 319 0,5 ‐ 123 0,1 ‐ 477 0,01 ‐ 0,4 46,1 ‐ 2061 0,5 ‐ 24,7 1,23 ‐ 50,8

Los resultados indican que algunas de las estaciones exceden a la concentración

media de la bahía en un número mayor de oportunidades a las restantes. Estas

estaciones corresponden a Qu1, Qu2 y Qu6, todas ellas ubicadas en el borde

norte de la bahía de Quintero. El cobre total en la estación Qu6, presenta

una concentración promedio de 128.75 ± 85.37mgkg-1, mayores respecto a los

45.75 mgkg-1 promedio de la bahía, como se observa en la Tabla 21.

Aplicación de los Lineamientos Metodológicos en la Evaluación de Riesgo Ecológico en la Bahía de Quintero, Región de Valparaíso

45

La bahía de Quintero es un área con una concentración de metales pesados muy

alta, en particular cabe destacar el cobre, que es uno de los metales pesados más

abundantes en el sedimento de la bahía. En la siguiente tabla se especifican las

concentraciones de cobre, medido en milígramos por kilo, presentes en los

sedimentos de la bahía de Quintero según diversos estudios y el de otras bahías o

zonas costeras del país y del extranjero, de acuerdo a antecedentes del MMA,

2013. El área costera que más se aproxima en cuanto a concentración de cobre

en el sedimento es la Bahía de Chañaral, otro enclave costero con fuerte

intervención antrópica debido a la actividad de la gran minería del cobre en esa

bahía, en particular por la actividad del complejo cuprífero El Salvador

perteneciente a CODELCO-CHILE.

Tabla 22 Concentración de cobre (mg/kg) en sedimentos marinos (PEC).

LOCALIDAD Cu (mg/kg) Referencia

Antofagasta 21 - 30 De Gregori et al.,1996

Bahía Concepción 29,0 Carrera et al.,1993

Bahía Concepción 40,1 Salamanca et al.,1988

Bahía Quintero <0,3 - 109 MMA, 2013

Bahía Quintero 0,2 - 299,08 POAL (2005 - 2011)

Bahía Quintero 22,3 - 55,5 Oceangreen, 2007

Bahía Quintero 44 - 63 De Gregori et al.,1996

Chañaral 3,8 - 134 De Gregori et al.,1996

Concepción 5,4 - 11 De Gregori et al.,1996

Coquimbo 11 - 15 De Gregori et al.,1996

Costa de Bélgica 21 Araujo et al.,1988

Golfo Arauco 14,7 Salamanca et al.,1988

Golfo Cariaco (Venezuela) 2,13 Fuentes et al.,2010

Golfo Cariaco (Venezuela) 0,75 - 3,44 Márquez et al.,2005

Iquique 21 - 42 De Gregori et al.,1996

N. South Wales 21 Forest et al.,1978

Puerto Montt 5,2 - 10 De Gregori et al.,1996

San Vicente 17,4 Salamanca et al.,1988

San Vicente 11.98 Ahumada, 1992

Valdivia 11 - 14 De Gregori et al., 1996

Fuente: MMA, 2013


46

El estudio “Levantamiento de información sobre sedimentos para llevar a cabo un

proceso de evaluación de riesgo ecológico en la bahía de Quintero, región de

Valparaíso” (MMA, 2014) consistió en realizar una cronología de la acumulación

de metales pesados en los sedimentos de la bahía Quintero. En una estación

ubicada en la zona Sur de la bahía, a 72 metros de profundidad utilizando

actividad del 210Pb fue estimado el modelo de edades, que permitió fechar la capa

más profunda de la columna de sedimento en el año 1960. A partir de los

resultados de este estudio se presentan gráficamente los perfiles verticales de

todas las variables analizadas en la columna de sedimento (Figura 7). El perfil de

Cu presenta una notoria heterogeneidad en la columna de sedimento con valores

que varían entre 30.34 y 85.36mgkg-1. La concentración de Cu incrementa

considerablemente entre los años 1960 y 1985, donde alcanza valores máximos.

Posteriormente la concentración disminuye y se mantiene relativamente

homogénea hasta la actualidad.

Figura 7 Perfiles verticales de las variables analizadas en la columna de sedimento datada (actividad 210Pb), Estación A. Proporción Granulométrica (%), Materia Orgánica Total (%), Susceptibilidad Magnética (cgs*10-6g-1) y

Concentración de Metales Pesados (mg/kg): Cobre (Cu), Cadmio (Cd), Cobalto (Co), Zinc (Zn), Manganeso (Mn), Níquel (Ni), Cromo (Cr), Aluminio

(Al), Arsénico (As), Bario (Ba), Hierro (Fe), Plomo (Pb) y Vanadio (V).


47

4.2 Evaluación de los PNEC (Estimación de la Concentración Sin Efecto

Ecológico)

4.2.1 Bases de datos ecotoxicológicas nacionales e internacionales

La revisión bibliográfica respecto a la estimación de la concentración sin efecto

ecológico (PNEC) tanto aguda como crónica para cobre mostró 200 registros

agudos y crónicos para efecto en organismos marinos (Anexo Digital Excel

Endpoint). No hay datos disponibles NOEC de toxicidad de sedimentos para

cobre, de tal forma que se utilizó el PNEC estimado por el Instituto Europeo del

Cobre (ECI, 2005) calculado a partir de los coeficientes de partición. El PNEC

marino estimado fue de 2.6 g CuL-1 fue utilizada en un enfoque de división del

equilibrio, el comportamiento de partición de cobre entre las fases disueltas y

partículas es esencial para obtener el sedimento PNEC marino. Los valores de Kd

de cobre son de 131,826 Lkg-1 para las aguas marinas y 56,234 Lkg-1 para las

aguas de estuarios. Así el PNEC estimado para sedimentos estuarinos fue de 144

mg de Cu Lkg-1 peso seco y PNEC sedimentos marinos fue de 338 mg Cu Lkg-1

sedimento peso seco (método de sólidos en suspensión).

En la tabla siguiente se muestran los promedios de endpoint.


48

Tabla 23 Promedio de endpoint bases de datos ecotoxicológicas nacionales e internacionales.

Clase-Orden-Familia EC10 EC50 NOEC

Total general

Etiquetas de fila µg/L µg/L µg/L Amfípodo 65,00 65,00

Anthozoa 36,00 36,00

Aptinopterygii 109,00 109,00

Atheriniformes 123,00 123,00

Bivalvia 8,80 9,60 8,83 8,88

Brachiopoda 100,00 6,60 53,30

Caridea 100,00 100,00

Cirripedia 212,67 212,67

Cladocera 54,10 54,10

Clorofita 8,90 8,90

Cnidaria 15,57 15,57

Copepoda 29,40 29,40

Decapoda 234,84 234,84

Diatomea 11,80 102,50 72,27

Dinoficea 10,00 10,00

Equinodermo 13,07 7,63 8,88

Feofita 23,73 23,73

Gastropoda 53,15 53,15

Malacostraca 196,50 196,50

Microalga 136,00 636,64 553,20

Mytilido 5,40 5,40

Ostreido 7,80 10,89 9,35

Pectinido 10,10 10,10

Polychaeta 244,23 244,23

Salmonideo 27,86 27,86

4.2.2 Endpoint ecotoxicológicos, tanto agudos como crónicos (LC50, EC50,

NOEC, LOEC), de las especies locales de relevancia ecológica.

En al siguiente tabla se muestran los valores registrados agudos y crónicos de las

especies de relevancia ecológica ensayadas en este estudio.


49

Tabla 24 Endpoints ecotoxicológicos, tanto agudos como crónicos de las especies locales de relevancia ecológica.

Especies ensayadas LC50mg/L cobre Desviación estándar

Valores NOEC mg/l

Isochrysis galbana 0,8 0,4-1,17 0,3

Chaetoceros muelleri 1,5 0,9-1,7 0,5

Perinereis gualpensis

0,015 0,012-0,017 0,013

Tisbe longicornis 0,23 0,21-0,24 0,037

Tetrapigus niger 0,025 0,020-0,032 0.002

4.2.3 Resultados de la realización de bioensayos en la biota bentónica.

Bioensayo con microalgas

El análisis de sensibilidad agudo en elutriado con las microalgas en presencia de

cloruro de cobre muestran de acuerdo la Tabla 25 que Isochrysis galbana es más

sensible con un EC50 1.1mgL-1 en relación con el valor encontrado para

Chaetoceros muelleri de un EC50 22mg/mgL-1 que posee una mayor tolerancia al

compuesto químico. Al realizar los ensayos crónicos con estas especies los

resultados indican que con un NOEC de 0.4mg/mgL-1 de CuCl2 se produce la

diferencia en biomasa celular con respecto al control para I. galbana y que para

Ch. muelleri esta variación se produce con un NOEC de 0.7mg/mgL-1.

Tabla 25 Resultados agudos y crónicos con microalgas.

Compuesto Especies Valores EC50 en

mg/L

Valores NOEC en mg/L

Cloruro

de cobre

(ClCu2)

Isochrysis galbana 1,1 (0,7-1,5) 0,49

Chaetoceros muelleri

2,2 (1,9-2,5) 0,7


50

Bioensayos con zooplancton

Los resultados sensibilidad con elutriado para Tisbe longicornis expuestos a

cloruro de cobre, arrojan un LC50 de 0,022mgL-1, lo cual evidencia la alta

sensibilidad de estos organismos a la presencia del compuesto químico como

también del posible efecto que contiene el elutriado del sedimento que provoca la

obtención de un endpoint altamente toxico (Tabla 26).

Tabla 26 Resultados agudos y crónicos en copépodos

Compuesto Especies Valores LC50 en

mg/l

Valores NOEC en

mg/l

Cloruro

de cobre

(ClCu2)

Tisbe longicornis 0,022 (0,017-

0,027)

0,017

En la prueba crónica de reproducción (Tabla 27) los registros muestran de manera

general que existe un promedio entre 8 y 12 días para que los juveniles presenten

huevos, luego que entre 2 y 4 días ocurre la eclosión de estos nauplios. El

promedio de crías por hembras registrado, es muy similar entre las

concentraciones pero claramente las concentraciones ejercen un efecto nocivo en

los organismos pues en la última concentración solo se obtuvo crías de una sola

hembra pues se evidenció la muerte de las restantes hembras sin eclosionar. A su

vez no fue posible alcanzar una segunda eclosión por parte de las hembras que

estaban expuestas al toxico, solo el control obtuvo una segunda generación de

crías.


51

Tabla 27 Resultados de reproducción en Tisbe longicornis.

Concentraciones mg/L Promedio N° días en tener huevos

Promedio N° de días eclosión por hembras

Promedio N° de huevos por

hembras (1°generacion)

control 8 3,5 27,5

0,01 12 4 25

0,012 12,5 3,5 28

0,015 10,5 3 21,5

0,018 11 2 24

0,023 12,5 2 12

Prueba de fecundación con erizos

El análisis de sensibilidad de los gametos de erizo (A. spatuligera) frente a la

exposición de cloruro de cobre (Figura 8) arroja un porcentaje de fecundación

observado mayor al 50% en las primeras concentraciones, la cual va decayendo

lentamente a medida que aumentan las concentraciones sobre todo cuando

superan los 0.020mgL-1 ya que posteriormente casi no se evidencia la membrana

de fecundación. Este hecho nos señala la alta sensibilidad que posee los erizos en

presencia de contaminantes.


52

Figura 8. Porcentaje de fecundación promedio del ensayo con erizo expuestos a cloruro de cobre.

Al realizar una segunda evaluación se muestra como los porcentajes de

fecundidad aumentaron al reducir las concentraciones manteniendo el endpoint de

toxicidad como se visualiza en la Figura 9 en la concentración de 0.022 mgL-1

donde la cantidad de óvulos fecundados y que logra una primera división celular

no alcanza el 35%.

Figura 9. Porcentaje de fecundación y 1°división celular promedio de erizos expuestos a cloruro de cobre.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

control 0.010 0.015 0.020 0.025 0.035

po

rcen

taje

%

concentraciones mg/L

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

control 0.005 0.010 0.014 0.018 0.022

po

rcen

taje

%

concentraciones mg/L


53

Bioensayos con poliquetos

Los bioensayos para este grupo de organismos se efectuó con Perinereis

gualpensis. Las pruebas de toxicidad aguda con este organismo arrojaron un valor

de LC50 de 0.015 mgL-1 en presencia de cloruro cobre, mostrando una mínima

tolerancia a este compuesto.

Tabla 28 Resultados agudos y crónico de Perineries gualpensis.

Compuesto Especies Valores LC50 en

mgl-1

l

Valores NOEC en mgl-1

Cloruro

de cobre

(ClCu2)


0,015 (0,012-

0,017)

0,013

Los resultados crónicos correspondientes al consumo de oxigeno por parte

de los organismos arrojaron una concentración de cloruro de cobre (NOEC) de

0.013 mgL-1/l.

4.3 Caracterización del riesgo

El cobre es el elemento que presentó la mayor variación de concentración en la

columna de sedimento desde el año 1960 (MMA, 2014), por lo que se realizó un

análisis de riesgo ecológico determinístico preliminar. La exposición (PEC),

corresponde a los valores promedio de cobre en las diversas estaciones de

muestreo de sedimentos del estudio del año 2013 y los estratos de sedimentos de

Cu superficial del presente estudio. Los valores de concentración de no efecto

(PNEC) para cobre, fueron tomados de ECI, (2008). Se utilizó un factor de

seguridad de 10. El cociente de riesgo fue calculado como RQ=PEC/PNEC, de tal

forma que existe riesgo ecológico cuando el cociente de riesgo es mayor a 1. Los

resultados (Tabla 29), muestran que el estrato de sedimento que correspondiente

al año 1960 no hay riesgo ecológico con un valor de RQ menor a 1. A partir del


54

año 1970 el cociente de riesgo es mayor a 1, lo que indica que hay riesgo para la

fauna bentónica. Lo mismo sucede para las muestras superficiales de sedimento

del estudio MMA (2013), en el cual en 5 de las 9 estaciones se registró un RQ

mayor 1, las estaciones con riesgo se encuentran principalmente en la zona norte

de la bahía, excepto la estación E19 que se ubica en la zona sur.

Tabla 29 Análisis de Riesgo Ecológico para los estudios 2013 y 2014 del Ministerio del Medio Ambiente, en la bahía de Quintero.

Estudio Estación de muestreo

PEC Cu mg/kg

Factor de seguridad

PNEC RQ Riesgo

Esta

cio

nes M

MA

(201

3)

Qu21 19,59 10 338 0,58 NO

Qu17 14,32 10 338 0,42 NO

Qu10 33,6 10 338 0,99 NO

Qu6 128,75 10 338 3,81 SI

Qu2 58,26 10 338 1,72 SI

Qu1 58,87 10 338 1,74 SI

Qu13 22,8 10 338 0,67 NO

Qu19 40,13 10 338 1,19 SI

Qu7 35,4 10 338 1,05 SI

Continuación Tabla 29 Análisis de Riesgo Ecológico para los estudios 2013 y

2014 del Ministerio del Medio Ambiente, en la bahía de

Quintero.

Estudio AÑO Cu mg/kg (peso seco)

Humedad (%)

Cu mg/kg (peso húmedo)

Factor de seguridad

PNEC RQ RIESGO

MM

A (

201

4)

2014 67.3654 32,99 50,66 10 338 1,50 SI

2012 70.0821 31,61 53,25 10 338 1,58 SI

2006 72.4864 32,35 54,77 10 338 1,62 SI

1999 73.4283 31,61 55,79 10 338 1,65 SI

1994 79,146 30,06 60,85 10 338 1,80 SI

1990 85.3659 34,42 63,51 10 338 1,88 SI

1986 73.5513 30,82 56,22 10 338 1,66 SI

1981 67.9298 35,05 50,30 10 338 1,49 SI

1977 69.2416 31,82 52,53 10 338 1,55 SI

1973 62.9761 33,31 47,24 10 338 1,40 SI

1969 44.0514 34,67 32,71 10 338 0,97 No

1964 45.2294 36,83 33,05 10 338 0,98 No


55

1960 30.3439 32,49 22,90 10 338 0,68 No

El aumento de cobre a partir de 1964 en los sedimentos de la bahía de Quintero,

podría estar relacionado con el inicio de la actividad minera ese mismo año por

parte de la empresa estatal ENAMI (actual División Ventanas de CODELCO),

Asimismo la disminución de la concentración de los metales Cu, Al, Fe, V, Ba, Mn,

Cd y Co a partir de 1990 podría relacionada al plan de descontaminación tras

decretarse, en el año 1994 a la bahía de Quintero como una zona saturada,

implementándose un Plan de Descontaminación (MMA, 2013), por otra parte

también pudo haber influido la promulgación del DS 90 el año 2000, el cual

estableció una norma de emisión para la regulación de contaminantes asociados a

las descargas de RILES, entre ellos el cobre, a aguas marinas y continentales

superficiales. Los resultados de la evaluación de riesgo ecológico determinístico

para el sedimento expuesto a cobre, muestran riesgo ecológico desde el año 1973

en adelante.

La determinación de riesgo probabilístico consideró tanto los resultados de este

estudio como los promedios por taxa obtenidos de la literatura. Dado que las

bases de datos y ensayos crónicos fueron realizados con agua elutriada o agua

circundante a los sedimentos, los resultados expresados en ug/l. Para poder

comparar con las concentraciones en sedimentos que son expresados en mg/kg

fueron transformados de acuerdo ECI, (2008) y Janssen et al, (2004), de acuerdo

a la siguiente ecuación.

NOECsed =Ksup−agua ∗ NOEC agua ∗ 1000

ρsed

NOECsed= Concentración de efectos no observados en sedimento [mg/Kg]

NOEC agua= Concentración de efectos no observados en agua [ug/L]

Ksup-agua= coeficiente de partición agua sedimento (131.826 [L/kg])

1000= factor de conversión de L a m3 [L/m3]


56

ρsed= densidad sedimento 1150 [kg/m3]

Tabla 30 Transformación de NOEC en agua a equivalente en sedimentos de acuerdo a ECI, (2008) y . Janssen et al, (2004).

TAXA NOEC ug/l NOEC mg/kg

Amfípodo 65,00 7451,0

Anthozoa 36,00 4126,7

Aptinopterygii 109,00 12494,8

Atheriniformes 123,00 14099,7

Bivalvia 8,83 1012,2

Brachiopoda 6,60 756,6

Caridea 100,00 11463,1

Cirripedia 212,67 24378,6

Cladocera 54,10 6201,6

Clorofita 8,90 1020,2

Cnidaria 15,57 1784,8

Copepoda 29,40 3370,2

Decapoda 234,84 26920,0

Diatomea 102,50 11749,7

Dinoficea 10,00 1146,3

Equinodermo 7,63 874,6

Feofita 23,73 2720,2

Gastropoda 53,15 6092,7

Malacostraca 196,50 22525,1

Microalga 636,64 72978,9

Mytilido 5,40 619,0

Ostreido 10,89 1248,3

Pectinido 10,10 1157,8

Polychaeta 244,23 27996,4

Salmonideo 27,86 3193,6

Isochrysis galbana UCT) 300,00 34389,4

Chaetoceros muelleri 500,00 57315,7


13,00 1490,2

Tisbe longicornis 37,00 4241,4

Tetrapigus niger 2,00 229,3


57

Figura 10. Curva de distribución de sensibilidad de especies SSD apra NOEC sed [mg/kg].

La concentración que protege al 95% de las taxas (HC5) corresponde a 377 mg de

Cu por Kg de sedimento, el cual coincide con el valor estimado para la Comunidad

Europea de 338 mg/kg (ECI, 2008).


58

Figura 11. Estimación probabilística del RQ, basado en la distribución de sensibilidad de las especies y la distribución de Cu en sedimentos de la

Bahía. Se utilizó un factor de seguridad de 2.

El análisis de de riesgo probabilístico muestra que hay un 72 % de probabilidades

que en la bahía de Quinteros la concentración de sedimentos produzca un efecto

crónico sobre las taxas consideradas. Un valor adecuado para proteger el 95% de

las taxas corresponde a 377 mg de Cu Kg de sedimento.


59

4.4 Proposición de medidas de gestión orientadas a la atenuación del

riesgo y gestión y comunicación del riesgo.

Una vez determinado el nivel de riesgo ecológico focalizado en el sedimento de la

bahía de Quintero se identificaron y en base a ello se proponen medidas de

gestión ambiental orientadas a la atenuación del riesgo.

Para la selección de estas alternativas se consideraron aspectos como costos,

efectividad de las medidas, complejidad de implementación, entre otros.

4.4.1 Propuesta de medidas de gestión orientadas a la atenuación del riesgo

y de un plan de comunicación de los resultados y propuestas a las

partes interesadas.

1. Una de las primeras medidas de gestión, es mejorar el conocimiento científico

del sistema ambiental, es decir, incorporar la medición de alguna variable de la

condición del sistema, que permita seguir la trayectoria de cambio del mismo, en

este caso, la variable identificada producto del estudio, es el contenido de metales

pesados en los sedimentos. Lo anterior, basado en los resultados del elevado

contenido de metales en sedimentos superficiales y organismos detritívoros del

fondo marino.

Identificar la trayectoria de cambio del contenido de metales en los sedimentos,

permitirá establecer la tendencia al aumento del impacto o recuperación del

ecosistema marino de la bahía.

2. Revisión de los procedimientos analíticos, especialmente orientadas a mejorar

los niveles de detección de las metodologías estándares aceptadas actualmente

por la normativa ambiental de nuestro país.

3. Implementar el seguimiento continuo de las concentraciones de metales

pesados en las descargas a la columna de agua de la bahía, dentro y fuera de la


60

Zona de Protección Litoral (ZPL). A diferencia de los procedimientos de entrega de

información que hoy son discretos.

4. Implementar un control continuo del contenido de metales pesados en las

industrias que usan agua de mar en sus procesos (ej. refrigeración, dilución), en

sus puntos de ingreso y descarga, de forma de poder evaluar y distinguir las

contribuciones másicas de estos elementos a la masa de la columna de agua

originadas en distintas industrias. Esto responde a que mediante la modelación

numérica de calidad de agua, en general se observa un aumento en la

concentración de metales en el sector de las descargas. Este aumento se explica

por los valores reportados de concentraciones totales de metales en las bases de

datos SISS, que muestran incluso en el caso de las descargas térmicas que las

concentraciones de metales son mayores a los valores medios medidos por el

POAL en el sector de la bahía, encontrándose diferencias de un orden de

magnitud para el caso de la concentración de cadmio total y hasta dos órdenes de

magnitud para el caso del cromo total. Estos aumentos son difíciles de explicar en

el caso de las descargas térmicas en que sólo se toma agua para

enfriamiento/calentamiento para luego ser descargada con un delta de

temperatura.

5. Aquellas industrias que descarguen agua con cambios en sus propiedades

físicas (ej. temperatura, salinidad), químicas (ej. nutrientes, hidrocarburos, metales

pesados) y/o biológicas (ej. coliformes fecales), deberán realizar seguimientos

continuos, considerando los avances tecnológicos disponibles. Estos registros son

fundamentales para evaluar los efectos en el ecosistema de la bahía y/o su

potencial cambio hacia un estado de mejor calidad ambiental.

6. Revisa la normativa de emisión actualmente existente (DS 90), respecto de la

inclusión de nuevos parámetros (ej. metales) y que pueda ser aplicada localmente.

Mejoras en los procedimientos de fiscalización también son necesarias, ya que los

resultados de este estudio demostraron que los niveles máximos establecidos en

la norma son frecuentemente sobrepasados. Incorporar cargas medias máximas

para mantener valores locales.


61

7. Incorporar complementariamente a los parámetros establecidos en el DS 90, los

bioensayos agudos y crónicos con especies estandarizadas y locales, que

permitan asegurar que no produzcan efectos sobre el crecimiento, desarrollo y

sobrevivencia de las especies marinas en la bahía.

8. Revisión de los criterios utilizados para la definición de la Zona de Protección

Litoral (DS 90), que se basa en un criterio exclusivamente topográfico-batimétrico

y que no dice relación con el funcionamiento y dinámica de los ecosistemas

marinos, tal como se muestra en los resultados hidrodinámicos y modelación de la

calidad del agua.

9. Implementar un seguimiento sistemático del contenido de metales, para los

recursos tanto bentónicos como primera prioridad y de los recursos pelágicos en

segunda prioridad, con el objeto de tener un mejor fundamento para tomar

medidas de restricción de captura y consumo de ellos.

10. Cualquier nueva iniciativa a desarrollar en la bahía de Quintero, debería incluir

un análisis de los potenciales efectos sobre todo el ecosistema marino y en

particular sobre la dinámica biogeoquímica de los sedimentos.

4.5 Identificación de posibles vacíos o dificultades de la metodología

utilizada

Para el desarrollo de este objetivo es necesario evaluar el proceso de

implementación de la metodología e identificar los principales vacíos o dificultades

en su aplicación. Se espera poder discutir estos aspectos junto a la contraparte

técnica para determinar un área de estudio, en términos de la profundidad mínima

requerida para alcanzar los objetivos propuestos y el nivel de certeza de los

resultados obtenidos, de tal forma que permitan realizar una toma de decisiones

adecuada y técnicamente fundada.


62

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INFORME FINAL - Ministerio del Medio Ambiente...Informe final; Aplicación de los Lineamientos Metodológicos en la Evaluación de Riesgo Ecológico en la Bahía de Quintero, Región