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Bioensayos para la Evaluación

Ecotoxicológica de la Calidad del

Agua de la Cuenca Hidrográfica Rapel

1855-11020-LP08

FACULTAD DE RECURSOS NATURALES

ESCUELA DE CIENCIAS. AMBIENTALES

Laboratorio Ecotoxicología y Monitoreo Ambiental

Laboratorio de Limnología y Recursos Hídricos

Abril, 2010

INFORME FINAL

Informe Final “Bioensayos para la Evaluación Toxicológica de la Calidad del Agua de la Cuenca Hidrográfica del Rapel”

Manuel Montt 056 – Casilla 15-D – Temuco - 056-45-205432-Fax: 205430 Temuco – Chile Página 2 de 120

EQUIPO DE TRABAJO

Director Proyecto: Dr. David Figueroa Hernández

Laboratorios de Ecotoxicología y Monitoreo Ambiental & Limnología y Recursos Hídricos.

Escuela de Ciencias Ambientales, Facultad de recursos Naturales. Universidad Católica de

Temuco, Manuel Montt 56, Casilla 15-D, Temuco, Chile. [email protected]

Equipo de trabajo

Dr. Francisco Ramón Encina Montoya


Escuela de Ciencias Ambientales

Facultad de Recursos Naturales

Dr. David Figueroa Hernández




Ing. Acuicultura Carlos Felipe Aguayo Arias





Lic. en RRNN Carolina Soto Vidal






Edith Méndez

Químico Laboratorista




Asistentes

Juan Alejandro Norambuena Santibáñez




Paulo Valdivia






INDICE

i. Portada 1

ii. Equipo de trabajo 2

iii. Índice 5

RESUMEN EJECUTIVO 9

I. INTRODUCCION 14

II. OBJETIVOS 16

III. MATERIALES Y METODOS 17

IV. RESULTADOS Y DISCUSIÓN 49

V. CONCLUSIONES 115

VI. BIBLIOGRAFIA 119



ÍNDICE DE TABLAS

Tabla I. Cálculos Previos Bioensayos Microalga Selenastrum capricornutum. 22

Tabla II. Resumen de las condiciones en que fueron llevados a cabo los bioensayos. 22

Tabla III. Cálculos Previos Bioensayos Daphnia obtusa. 24

Tabla IV. Resumen de las condiciones en que fueron llevados a cabo los bioensayos. 25

Tabla V. Cálculos previos bioensayos Oncorhynchus mykiss. 26

Tabla VI. Consideraciones generales para bioensayos con peces según EPA (1998). 27

Tabla VII. Caudales medios (m3/seg) mensuales registrados por DGA durante el período año 2004. Fuente: DGA (2004).

30

Tabla VIII. Condiciones generales del bioensayo 40

Tabla IX. Concentraciones probadas en bioensayos de invertebrados bentónicos 41

Tabla X. Consideraciones generales para bioensayos con peces según EPA (1998). 44

Tabla XI Concentraciones probadas en bioensayos de peces nativos 44

Tabla XII. Análisis físico-químicos estaciones de muestreo época de invierno (Proporcionado por Laboratorio de Ecotoxicología U. Católica de Temuco).

49

Tabla XII. Análisis físico-químicos estaciones de muestreo época de invierno (Proporcionado por Laboratorio de Ecotoxicología U. Católica de Temuco). 50

Tabla XIV. Análisis físico-químicos estaciones de muestreo época de otoño (Proporcionado por Laboratorio de Ecotoxicología U. Católica de Temuco).

50

Tabla XV. Análisis físico-químicos estaciones de muestreo época de otoño (Proporcionado por Laboratorio de Ecotoxicología U. Católica de Temuco).

51

Tabla XVI. Análisis físico-químicos estaciones de muestreo época de verano (Proporcionado por Laboratorio de Ecotoxicología U. Católica de Temuco).

51

Tabla XVII. Análisis físico-químicos estaciones de muestreo época de verano (Proporcionado por Laboratorio de Ecotoxicología U. Católica de Temuco).

52

Tabla XVIII. Resultados de bioensayos en Selenastrum capricornutum para puntos de muestreo en la cuenca Rapel 54

Tabla XIX. Resultados de bioensayos en Daphnia obtusa para puntos de muestreo de la cuenca Rapel. 55

Tabla XX. Resultados de bioensayos en Oncorhynchus mykiss de la cuenca Rapel. 56

Tabla XXI. Matriz de correlación estaciones (muestreo otoño). 57

Tabla XXII. Nivel similaridad como coeficiente de correlación de Pearson con un umbral de similitud del 0,7 58

Tabla XXIII. Matriz de correlación estaciones en época de invierno. 65

Tabla XXIV. Estaciones con toxicidad en Selenastrum capricornutum, Daphnia pulex y Daphnia obtusa en época de otoño sometidas a TIE (Identificación de la Toxicidad).

69

Tabla XXV. Estaciones con toxicidad en Selenastrum capricornutum, en época de invierno sometidas a TIE (Identificación de la Toxicidad).

70

Tabla XXVI. Estaciones con toxicidad en Selenastrum capricornutum y Daphnia obtusa en época de verano sometidas a TIE (Identificación de la Toxicidad).

71

Tabla XXVII. Diferencia en análisis químico entre muestras sometidas a quelación y sin tratar para determinación de fierro

72

Tabla XXVIII. Resumen de bioensayos realizados con invertebrados bentónicos. 73

Tabla XXIX. Primeras concentraciones para cada metal sometido a bioensayo 74

Tabla XXX. Segundas concentraciones para cada metal sometido a bioensayo 75

Tabla XXXI. Terceras concentraciones evaluadas para cada metal sometido a bioensayo 76

Tabla XXXII. LC50 calculado para la familia Leptophlebiidae 77

Tabla XXXIII. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos, con los parámetros fisicoquímicos muestreados en otoño en la cuenca.

80



Tabla XXXIV. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos, con los parámetros fisicoquímicos muestreados en invierno en la cuenca. 81

Tabla XXXV. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos, con los parámetros muestreados en otoño en la cuenca y con las concentraciones propuestas de Norma de Calidad Secundaria del rio Cachapoal

82

Tabla XXXVI. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos, con los parámetros muestreados en invierno en la cuenca y con las concentraciones propuestas de Norma de Calidad Secundaria del rio Cachapoal

82

Tabla XXXVII. Resumen de bioensayos realizados con Peces Nativos (Galaxias maculatus). 83

Tabla XXXVIII. Primeras Concentraciones evaluadas para cada metal sometido a bioensayo peces nativos 84

Tabla XXXIX. Segunda Concentraciones evaluadas para cada metal sometida a bioensayo peces nativos

84

Tabla XL. LC50 calculados para peces nativos (Galaxias maculatus) 86

Tabla XLI. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos con Galaxias maculatus, con los parámetros fisicoquímicos muestreados en otoño en la cuenca.

88

Tabla XLII. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos con Galaxias maculatus, con los parámetros fisicoquímicos muestreados en invierno en la cuenca.

89

Tabla XLIII. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos con Galaxias maculatus, con los parámetros muestreados en otoño en la cuenca y con las concentraciones propuestas de Norma de Calidad Secundaria del rio Cachapoal

90

Tabla XLIV. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos con Galaxias maculatus, con los parámetros muestreados en invierno en la cuenca y con las concentraciones propuestas de Norma de Calidad Secundaria del rio Cachapoal

90

Tabla XLV. Parámetros físico químicos del río Codihue época de muestreo. 92

Tabla XLVI.- Distribución de oviposturas en placas petri 97

Tabla XLVII. Resumen descriptivo de los metales seleccionados en la cuenca Rapel. 104

Tabla XLVIII. Resumen de valores de LC50 de Aluminio para especies estandarizadas Base EPA US. 106

Tabla XLIX. Resumen de valores de LC50 de Cobre para especies estandarizadas Base EPA US. 106

Tabla L. Resumen de valores de LC50 de Fierro para especies estandarizadas Base EPA US. 107

Tabla LI. Resumen de valores de LC50 de Manganeso para especies estandarizadas Base EPA US. 107

Tabla LII. Resumen de valores de LC50 de Zinc para especies estandarizadas Base EPA US. 108

Tabla LIII. LC 50 promedios de especies nativas y estandarizadas para la cuenca Rapel. 109

Tabla LIV. Determinación del Cociente de Riesgo Determinística considerando concentraciones mínimas, medias y máximas y un Factor de Seguridad (FS) de 2

110

Tabla LV. Estimación del nivel de protección (%sp p.=% de especies protegidas) por tramo para los límites máximos propuestos en la Norma de Calidad Secundaria de la Cuenca del Rapel

114



INDICE DE FIGURAS

Figura 1. Bioensayo en Selenastrum capricornutum. 21

Figura 2. Bioensayo con Daphnia obtusa. 25

Figura 3. Bioensayos con Oncorhynchus mykiss. 26

Figura 4. Ubicación del lugar de recolección de especies nativas 29

Figura 5. Sistemas de recolección y selección de especies 31

Figura 6. Sistemas de transporte y envases de traslados de especies 31

Figura 7. Sector de recolección de peces nativos Galaxias maculatus. 32

Figura 8. Acondicionamiento de peces en Laboratorio 34

Figura 9. Ejemplar de correspondiente a la familia Baetidae 36

Figura 10. Ejemplar de correspondiente a la familia Leptophlebiidae 37

Figura 11. Disposición de envases bioensayo con invertebrado bentónicos nativos 39

Figura 12. Sistema implementado para realizar bioensayos con invertebrado bentónicos nativos 39

Figura 13. Sistema batería de bioensayos implementada en laboratorio 40

Figura 14. Disposición de peces sometidos a bioensayos 43

Figura 15 Acuarios donde se realizan bioensayos peces. 43

Figura 16. Materiales usados en terreno 46

Figura 17. Recolección de larvas desde muestras de río 46

Figura 18. Sistema de transporte de larvas e instrumentos de medición 47

Figura 19. Análisis de componentes principales (ACP), de los perfiles físico químicos de las estaciones y toxicidad aguda en Selenastrum. Los valores de los parámetros fueron transformados mediante ln(x+1). Rotación Varimax La varianza explicada por F1 y F2 es del 75%.

59

Figura 20. Concentraciones de aluminio (Al) muestreo de otoño asociado a Oncorhynchus mykiss. 60

Figura 21. Concentraciones de aluminio (Al) muestreo de otoño asociado a Daphnia pulex. 60

Figura 22. Concentraciones de fierro (Fe) asociado a Daphnia pulex. 61

Figura 23. Concentraciones de fierro (Fe) asociado a Oncorhynchus mykiss. 61

Figura 24. Concentraciones de manganeso (Mn) asociado a Daphnia pulex. 62

Figura 25. Concentraciones de manganeso (Mn) asociado a Oncorhynchus mykiss. 62

Figura 26. Concentraciones de cobre (Cu) asociado a Daphnia pulex, Oncorhynchus mykiss. 63

Figura 27. Concentraciones de cobre (Cu) asociado a Ephemeroptera. 63

Figura 28. Concentraciones de cobre (Cu) asociado a Trichoptera. 64

Figura 29. Concentraciones de cobre (Cu) asociado a Plecoptera. 64

Figura 30. Análisis de componentes principales (ACP), de los perfiles físico químicos de las estaciones y

toxicidad aguda en Selenastrum capricornutum. Los valores de los parámetros fueron transformados

mediante ln(x+1). La varianza explicada por F1 y F2 es del 65%.

66

Figura 31. Análisis de componentes principales (ACP), de los perfiles físico químicos de las estaciones y

toxicidad aguda en Selenastrum capricornutum. Los valores de los parámetros fueron transformados

mediante ln(x+1). La varianza explicada por F1 y F2 es del 55%.

67



Figura 32. Efecto de exposición de Galaxias maculatus expuestos a las concentraciones de 4 a 6 mg/l de Cu y Zn 85

Figura 33. Vista general río Codihue 92

Figura 34. Materiales para terreno 93

Figura 35. Separación de larvas en laboratorio 94

Figura 36. Sistemas de mantención de larvas 95

Figura 37. Elementos utilizados en la preparación del sustrato para mantención de larvas. 95

Figura 38. Oviposturas (huevos) obtenidas del río Codihue 97

Figura 39. Obtención de adultos 98

Figura 40.Ovipostura mostrando el detalle de disposición de huevos 98

Figura 41. Seguimiento del desarrollo del huevo 99

Figura 42. Sistema de mantención de larvas 100

Figura 43. Larva de 48 horas mantenida en condiciones controladas 100

Figura 44. Desarrollo de larvas bajo condiciones de laboratorio 101

Figura 45. Desarrollo metodológico empleado en este estudio 103

Figura 46. Concentración estacional de aluminio, cobre, hierro, manganeso y zinc a lo largo de la Cuenca Rapel.

105

Figura 47. Relación entre la Concentración de Al y % Especies protegidas 111

Figura 48. Relación entre la Concentración de Cu y % Especies protegidas 112

Figura 49. Relación entre la Concentración de Fe y % Especies protegidas 112

Figura 50. Relación entre la Concentración de Mn y % Especies protegidas 113

Figura 51. Relación entre la Concentración de Zn y % Especies protegidas 113



RESUMEN EJECUTIVO.

La cuenca del río Rapel, es la cuenca más importante de la región del Libertador Bernardo

O’Higgins, la que destaca por la diversidad de actividades productivas que hacen uso de

los recursos hídricos de ella (Minería, agricultura, actividad, turismo, agroindustria, etc.).

En este contexto, se ha priorizado en el desarrollo de Normas Secundarias de Calidad

Ambiental en las subcuencas de Rapel; Cachapoal y Tinguiririca, cuyo objetivo es

proteger, mantener y/o recuperar la calidad de las aguas continentales superficiales, de

manera de salvaguardar el aprovechamiento del recurso hídrico, las comunidades

acuáticas y los ecosistemas, maximizando los beneficios ambientales, sociales y

económicos.

Una herramienta efectiva es la incorporación de la Evaluación de Riesgo Ecológico que

permite realizar una predicción temprana y económica del riesgo ecológico a un nivel

aceptable de certeza, constituyendo una herramienta confiable para la toma de decisiones

en cuanto a regulación, control y fiscalización para la protección de los ecosistemas

(ASTM, 1988; Vighi, 1989). Esta evaluación incluye, la identificación del peligro, la

evaluación del efecto, la evaluación de la exposición, y finalmente, la caracterización del

riesgo.

Este estudio tiene por finalidad determinar información ecotoxicológica clave para la

cuenca del río Rapel, lo cual es relevante para el establecimiento de criterios de calidad

para contaminantes prioritarios. Todo lo anterior, conducente a la elaboración de un

protocolo de bioensayos, a través recopilación, análisis y discusión mediante un enfoque

de análisis de riesgo los antecedentes técnicos y científicos existentes para ser

incorporado en cada NCAS, permitiendo asegurar la gestión para el uso sustentable del

recurso.

En una primera etapa se implemento bioensayos de toxicidad como una herramienta que

permite cuantificar y obtener el nivel de toxicidad del agua del río en un total de 18

puntos de muestro correspondientes al área de estudio de la cuenca del Rapel. Los

bioensayos de toxicidad se desarrollaron con 3 especies de diferentes niveles tróficos

(Selenastrum capricornutum, Daphnia obtusa y Oncorynchus mykiss).



Como resultado de los bioensayos de especies estandarizadas se detectaron efectos

agudos con D. obtusa en el muestreo de otoño en las estaciones AV-10 y CO-10. Los

bioensayos con Selenastrum capricornutum se encontraron efectos agudos en las

estaciones CA-20, CO-10, CL-10(ca), CL-10, TI-40, RA-30 y RA-40 en época de otoño,

para la misma época se con O. mykiss se detectaron efectos agudos en las muestras CA-

30, CA-40, ZA-10, RA-30 y RA-40.

Distinta situación se experimento en época de invierno donde D.obtusa, D. pulex y O.

mykiss no se detectaron efectos agudos en todas las estaciones, siendo más sensibles la

especie S. capricornutum la cual presento efectos agudos en los bioensayos con en las

estaciones CA-40, TI-10 y LC-10.

Los análisis correlaciónales efectuados entre los parámetros químicos (data proveniente

de ESSBIO) y las mortalidades constatadas en los bioensayos de S. capricornutum

revelan una correlación de toxicidad asociada directamente a plomo, niquel y zinc siendo

coincidente con los valores de LC50 registrados en la literatura. También se observo

correlación de toxicidad asociada a Arsénico, Mercurio, Manganeso y Selenio, sin embargo

los valores de LC50 de la literatura se escapan de los rangos obtenidos en este estudio.

Estos resultados (de invierno) son diferentes a los registrados durante el monitoreo de

otoño en donde la toxicidad se asocio a Hierro, Cobre, Manganeso y Aluminio. En verano

los metales causantes de la toxicidad son coincidentes a los registrados tanto en el

periodo de otoño e invierno.

Mediante la metodología de quelación utilizando EDTA. Los resultados indican que en

otoño, invierno y verano, la toxicidad detectada en la mayoría de las estaciones de

muestreos fue causada por los metales. Sin embargo, la toxicidad detectada en la parte

baja de la cuenca Rapel está asociada con compuestos orgánicos (NO2, NO3, Amonio

entre otros compuestos).



En una segunda fase se realizaron bioensayos con especies nativas. Los resultados

obtenidos en los monitoreos de otoño e invierno de 2009, se detecto toxicidad aguda

atribuida a los metales, a través del análisis correlacional (toxicidad y parámetros físico

químico), se estimo que los metales causantes de la toxicidad correspondieron a:

Aluminio; Arsénico; Cobre; Hierro; Manganeso y Zinc. Para estos metales se realizaron

bioensayos de toxicidad con especímenes de invertebrados bentónicos del Orden

Ephemeroptera con sus Familias Baetidae y Leptophlebiidae. Además se seleccionaron

peces pertenecientes a la Familia Galaxiidae, de los cuales de obtuvieron los siguientes

LC50:

METALES FAMILIA TOXICIDAD LC 50

ALUMINIO 7,02 mg/l

ARSENICO 0,97 mg/l

COBRE 1,763 mg/l

FIERRO

Leptophlebiidae

5,8 mg/l

METALES ESPECIE TOXICIDAD LC 50 mg/l

ALUMINIO >6

ARSENICO 3,8

COBRE 0,55

HIERRO 8,18

MANGANESO 7,55

ZINC

Galaxias maculatus

0,79



Mediante simulación probabilística de los LC50 y concnetración ambiental de los metales

seleccionados, se estimaron los porcentajes de especies protegidas por los niveles guía de

la Propuesta de Norma de Calidad Secundaria de la Cuenca del Cachapoal, los cuales se

muestaran el la siguiente tabla:

Parámetro CA-10 CA-20 CA-30 CA-40 CA-50 CA-60

(mg/l) NCS % sp p. NCS % sp p. NCS % sp p. NCS % sp p. NCS % sp p. NCS % sp p.

Al 5,00 67,50

Cu 1,00 3 6,00 0

Fe 5,00 83,9 20,00 41 10,00 62,93 10,00 62,93 5,00 83,93

Mn 0,48 57,64 0,20 75,53 0,61 52,65

Zn 0,12 91,6 1,00 37,5

Parámetro CA-70 PA-10 CO-10 LC-10 CL-10 CL-20


Al 5,00 67,5 5,00 67,5 30,00 28 5,00 67,5 5,00 67,5 5,00 67,5

Cu 1,00 3 0,20 51 10,00 0 1,00 3,2 0,20 51 0,20 51

Fe 5,00 83,93 5,00 83,93 50,00 14,18 10,00 62,93 5,00 83,93

Mn 0,29 67,94 0,20 75,53 2,00 28,49 0,41 60,86 0,05 100 0,28 68,66

Zn 0,10 96,25 1,00 37,5 1,12 34,61 0,10 96,25 0,10 96,25

Parámetro ZA-10 RI-10 AV-10 AV-20 AV-30

(mg/l) NCS % sp p. NCS % sp p. NCS % sp p. NCS % sp p. NCS % sp p.

Al 5,00 67,5 5,00 67,5 5,00 67,5 5,00 67,5

Cu 0,20 51 0,20 51 0,20 51 0,20 51

Fe 5,00 83,93 5,00 83,93 5,00 83,93 5,00 83,93

Mn 0,20 75,53 0,20 75,53 2,00 28,49 0,02 75,53 0,02 75,53

Zn

>70% de especies protegidas

50-70 % de especies protegidas



Las estaciones CA-10, Ca-30, Ca-70 y CO-10 presentan criterios de calidad que protegen

menos del 25% de las especies para el Cobre. Para el caso del Hierro, la estación CO-10

presenta un porcentaje de protección bajo el 25%. Esto es concordante con los

resultados de los índices de calidad de aguas utilizando Ch- Signal del Centro EULA que

muestran una mala calidad y baja diversidad en las mismas estaciones. En el caso de

Aluminio se puede observar que se protegería entre el 50- 70% de las especies

expuestas. En tanto Manganeso como Zinc, los niveles de protección están sobre el

70%, salvo en las estaciones CO-10 y AV-10, LC-10 que los niveles de protección son

más bajos (25-50%).



Todos éstos antecedentes permitieron realizar la estimación de niveles de protección que

efectivamente resguardan los ecosistemas, siendo base y apoyo fundamental en el

desarrollo de la Norma Secundaria de Calidad Ambiental (NSCA) para la Protección de las

Aguas. Así, el enfoque basado en la Evaluación de Riesgo Ecológico que consideró este

estudio, ha permitido incorporar no sólo criterios físico-químicos en la generación de

Normas Secundarias de Calidad Ambiental, sino también, criterios biológicos, buscando

estimar los niveles máximos de tolerancia de determinadas especies locales

representativas de este ecosistema, ello con el objetivo de proteger a las especies,

funciones y propiedades naturales asegurando el resguardo de este ecosistema en su

conjunto. Un aspecto importante en esta aproximación metodológica es que la sociedad

debe establecer los niveles de protección que quiere lograr con la norma, considerando

las prioridades de la cuenca y el valor que le asigna a la biodiversidad.



I. INTRODUCCION

La Evaluación del Riesgo Ecológico, determina el efecto adverso que puedan ocasionar las

actividades humanas sobre los organismos que integran los ecosistemas. Es definida

formalmente como la probabilidad de que efectos ecológicos adversos puedan ocurrir o

estén ocurriendo en los organismos como resultado de la exposición a uno o más agentes

estresantes. El proceso de ERE (Evaluación del Riesgo Ecológico) permite desarrollar,

organizar y presentar información científica para la toma de decisiones relevantes en

materia ambiental. Cuando la ERE es ejecutada a nivel de cuencas hidrográficas, esta

puede ser empleado para identificar los recursos valiosos, los recursos vulnerables,

priorizar la colecta de información y establecer relaciones entre la actividad humana y los

efectos potenciales (EPA 1998).

Los ensayos de toxicidad son técnicas y herramientas que se emplean en la Evaluación

del Riesgo Ecológico, para la evaluación de los efectos tóxicos agudos o crónicos, tanto de

sustancias químicas conocidas como de muestras ambientales de composición incierta.

Estas pruebas de toxicidad tienen como objetivo medir el efecto de uno o más

contaminantes sobre las especies y consiste en la exposición de los organismos de ensayo

a concentraciones crecientes de un agente tóxico, con el objetivo de determinar algún

cambio en éstos relacionados a su supervivencia, crecimiento, reproducción,

comportamiento u otro atributo, en un cierto período de tiempo (Silva et al 2007).

Para implementar los bioensayos de toxicidad, resulta fundamental realizar

estandarizaciones que permitan establecer una metodología común en relación, tanto a

los parámetros de cultivo (reclutamiento, mantención y cultivo masivo de los organismos)

como a los experimentales, que aseguren la reproducibilidad del experimento,

permitiendo así comparar los resultados generados. Cada país debería tener métodos

estandarizados de ensayo con especies nativas propias de cada área, como ya lo han

practicado distintas entidades internacionales (USEPA, CEE, entre otras). En Chile, Silva

et al (2003) ha trabajó con el cladócero Daphnia obtusa, una especie nativa, que ha sido

ha sido estandarizada debido a sus ventajas de sensibilidad y prolificidad respecto de las

especies Daphnia magna y Daphnia pulex que actualmente conforman la norma chilena

para determinación de toxicidad aguda con este tipo de organismos (NCh 2083).



Sin embargo los bienesayos con especies estandarizadas no siempre representan la zona

de estudio. En este sentido las especies nativas pueden ser un mejor referente a la hora

de tomar una decisión de la conservación de los ríos por lo cual se desarrolla la

posibilidad de realizar dichas pruebas con este tipo de especies, un ejemplo corresponde

a las comunidades de invertebrados bentónicos, comunidades que se encuentran en

diferentes zonas de los sistemas fluviales ya que las corrientes arrastran material de las

orillas y del fondo para ser usado como sustrato para este tipo de organismos.

La gran mayoría de los invertebrados bentónicos alrededor del 80% corresponden a

grandes grupos de artrópodos y dentro de estos los insectos y en especial sus formas

larvarias son más abundantes y serian adecuados para evaluar cambios, (Domínguez

1992) por lo cual son utilizados como indicadores biológicos debido a que presentan

varias ventajas como ;(a) presencia en prácticamente todos los sistemas acuáticos

continentales, lo cual posibilita realizar estudios comparativos; (b) su naturaleza

sedentaria, la que permite un análisis espacial de los efectos de las perturbaciones en el

ambiente; (c) los muestreos cuantitativos y análisis de las muestras, que pueden ser

realizados con equipos simples y de bajo costo, respecto a otros componentes de la biota

acuática, razones suficientes para la selección de estos organismos.

El orden Ephemeroptera el cual se compone de 57 especies, distribuidas en 25 géneros y

7 familias, con un 40% de ellas descritas a nivel de adultos y ninfas, 12% sólo por las

ninfas y 47% sólo por los adultos machos y/o hembras.(Camousseight,2006). Otro

representante de las especies nativas corresponde a las comunidades de peces nativos

como el Galaxias maculatus de amplio rango geográfico., lo que permite su utilización en

ensayos de toxicidad. De esta manera se investiga cuales son las variables a considerar

para establecer un manejo de estas especies en la ejecución de bioensayos.

En relación a las normas secundarias de calidad ambiental para aguas continentales

propuestas por CONAMA, resulta fundamental determinar la efectividad de estas en

relación al nivel de protección, mantención y recuperación de los ecosistemas acuáticos,

ya que a pesar de que por definición lo establezcan, se han excluido sistemáticamente los

criterios biológicos, que forman parte central respecto a estas normas.



El objetivo principal de este informe fue evaluar toxicológicamente la calidad del agua de

las cuencas del Río Cachapoal y Tinguiririca. Además se entregan en este informe el

estado de avance de las actividades científicas realizado entre los meses de abril a junio

de 2009.

II. OBJETIVOS DEL PROYECTO

a) Evaluar la calidad del agua de las Cuencas del Río Cachapoal y Tinguiririca

mediante métodos toxicológicos durante el periodo de otoño, invierno y verano del

2009.

b) Correlacionar los resultados de los bioensayos toxicológicos con los parámetros

químicos de calidad de agua de ambas cuencas.

c) Determinar las condiciones óptimas para la ejecución de bioensayos con especies

nativas (comunidad de invertebrados bentónicos y peces)

d) Determinar el rango de concentraciones de metales causantes de toxicidad

empleando bioensayos con especies nativas.



III. MATERIALES Y METODOS

Área de Estudio

La cuenca hidrográfica del Río Rapel de 13.695 km2 de superficie está ubicada en la

Región del General Libertador Bernardo O´Higgins (33°53´S; 35°01´W). El Río Rapel se

forma de la unión de los ríos Cachapoal y Tinguiririca en el lugar denominado La Junta en

la cordillera de la costa, a unos 6 kilómetros al Oeste de la localidad de Las Cabras y,

actualmente inundado por el Embalse Rapel. El Río Rapel desemboca directamente al mar

a través de un solo cauce y, en su recorrido el principal afluente es el Estero Alhué.

El Río Cachapoal nace en la cordillera de los Andes a los pies de las cumbres glaciadas

Pico del Barroco y Nevado de los Piuquenes. En el ámbito cordillerano se le unen varios

tributarios de importancia de los cuales los principales son los ríos Las Leñas, Cortaderal,

Los Cipreses y Pangal. Más abajo, cerca del valle central se une al Río Claro. Próximo a

esta última confluencia se encuentra la Central Hidroeléctrica Sauzal, de 76.000 kW de

potencia. Luego el Cachapoal recorre la depresión intermedia cerca de la ciudad de

Rancagua para luego seguir por el pie oriental de la cordillera de la costa donde recibe el

aporte del Estero La Cadena y cerca de la localidad de Peumo se le une el Río Claro. La

longitud del Río Cachapoal es de 172 km y drena una superficie de 6.370 km2.

El Río Tinguiririca también nace en la cordillera de los Andes de la confluencia de los ríos

Las Damas, que nace en el paso del mismo nombre y del Azufre que vienen del norte.

Este se forma a su vez, de la conjunción de los ríos Portillo y San José, cuyos orígenes

tienen relación con áreas englaciadas de la Sierra El Brujo. El río desde su formación

toma el rumbo al WNW, se le une al Río Claro de Rengo y mantiene dicha dirección

invariable por 56 km hasta las proximidades de la ciudad de San Fernando. Cercano a la

ciudad de Santa Cruz se le une el Estero Chimbarongo que luego de serpentear en su

propio valle termina en el Cachapoal en el Embalse Rapel. Considerando el Río del Azufre,

la longitud del Tinguiririca es de 167 km y el área drenada es de 4.730 km2.

El clima que predomina en la mayor parte de la cuenca del Río Rapel es de tipo

mediterráneo con estación seca prolongada. Además de la estación seca prolongada se

caracteriza por un invierno bien marcado con temperaturas extremas que llegan bajo los

cero grados. Las precipitaciones varían en sentido Oeste - Este.



Desde el punto de vista geológico, en la cuenca predominan rocas sedimentarias,

volcánicas y volcano-sedimentarias. Existe influencia fuerte por el volcán Tinguiririca y en

menor medida por el volcán Palomo. Y desde el punto de vista edáfico, la Región del

General Libertador Bernardo O´Higgins muestra suelos aptos para la agricultura y la

crianza de ganado de diversos tipos, pero con notorias diferencias entre la costa y la

depresión intermedia, tanto en la cantidad de lluvias, la humedad y la oscilación térmica.

METODOLOGIA BIOENSAYOS

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

toxicidad de la muestra, los ensayos realizados evalúan un total de 18 puntos de muestro

correspondientes al área de estudio de la cuenca del Rapel. Los cuales fueron analizados

a través de los parámetros físico-químicos, de acuerdo a las normas establecidas,

complementando los datos aportados con la realización de ensayos de toxicidad

desarrollados con 3 especies de diferentes eslabones del ecosistema

Elección de los organismos utilizados Los organismos que se utilizaron en el desarrollo de cada uno de los bioensayos

corresponden a Selenastrum capricornutum una alga verde (clorofita) unicelular con

forma de media luna y un volumen aproximado de entre 40 y 60 mm3, que puede

encontrarse en sistemas acuáticos epicontinentales eutróficos u oligotróficos. Cuando las

células son expuestas a muestras que contienen contaminantes tóxicos, su reproducción

se afecta, alterando la tasa de crecimiento de la población de las algas.

Un segundo organismo utilizado corresponde a la especie Daphnia obtusa, organismos

que es posible encontrar en los lagos nor Patagónicos del país, resultando, por

consiguiente, ser representativos de los ecosistemas nacionales, a diferencia de otras

especies que si bien se encuentran estandarizadas no responden a las características de

los ecosistemas estudiados y/o evaluados.

Finalmente los peces son organismos representativos de los cuerpos acuáticos y pueden

ser utilizados como indicadores de toxicidad como es la especie Oncorynchus mykiss.



Cultivos Para el desarrollo de este estudio, se utilizaron cultivos partenogenéticos de D.obtusa se

comenzaron a partir de hembra multípara adquiridas en el Laboratorio de Biensayos de la

Universidad de Concepción, para la mantención y desarrollo de ambas especies se

utilizaron los protocolos de la APHA (1995) y NCh2083 (1999). Los bioensayos con la

microalga Selenastrum capricornutum se llevaron a cabo mediante los protocolos

establecidos en la NCh2706 (2003) y la evaluación en peces (Oncorhynchus mykiss)

según EPA (1998).

Descripción de los cultivos para Daphnia obtusa Agua de los Cultivos

Los cultivos fueron mantenidos en agua procedente del lago Calafquén, la cual fue filtrada

utilizando un filtro con un ancho de poro de 0,2 µm, con el fin de eliminar impurezas que

esta pudiera contener.

Alimentación y condiciones de los cultivos Los cultivos fueron alimentados con una dieta estandarizada basándose en el protocolo

del APHA (1995). Este alimento es una mezcla de harina de pescado, alfalfa y levadura.

Se agrego 1 mL de este alimento por cada 50 individuos en 1 L de agua cada dos días.

Los cultivos fueron mantenidos en recipientes de vidrios de 2,5 L de volumen con 1 L de

agua, que contuvieron una densidad constante de alrededor de 50 individuos. Mantener

alrededor de 10 acuarios de este tipo con la densidad antes mencionada de manera

constante e invariable, basta para realizar alrededor de cuatro bioensayos semanalmente.

Recambio del medio

El recambio del medio de los cultivos se realizó una vez por semana, con el fin de que las

condiciones fueran siempre estables y no existiera presencia de exubias o desechos de los

mismos organismos. Para ello, se separaron las daphnias utilizando una pipeta Pasteur,

los que se colocaron en una pequeña cantidad del agua del cultivo, los acuarios se

lavaron con agua corriente y luego fueron “cebadas” con agua de lago, se volvieron a

llenar con agua de lago aireada durante 24 h y los organismos se devolvieron al acuario

ya limpio. Finalmente se les suministro como alimento aquel protocolizado por la APHA

(1995).



Condiciones físico-químicas

Los cultivos fueron mantenidos a temperatura ambiente fluctuante entre el día y la noche,

con fotoperíodo de luz natural en periodo de verano (12 horas de luz - 12 horas de

oscuridad) y con sistema de aireación mecánica.

Descripción de los cultivos para microalga Selenastrum capricornutum Se basa en la preparación de cinco soluciones, conteniendo micronutrientes (1ª) con

macronutrientes, es decir, las 4 soluciones restantes, todas ellas con las concentraciones

adecuadas para asegurar un crecimiento óptimo de las algas durante el periodo de

incubación. Para la proliferación se procede a la inoculación bajo condiciones de

esterilidad en donde El cultivo se puede iniciar a partir de cepas mantenidas en medio

sólido tomando las células con un asa y esparciéndolas en el medio nutritivo líquido, o a

partir de un cultivo líquido de algas que haya alcanzado la fase estacionaria. El medio

inoculado se coloca a 24± 2 °C dentro de una cámara con iluminación superior a 2 000

lux, manteniendo aireación permanente.

Descripción de los cultivos para peces Oncorhynchus mykiss Los organismos son expuestos a un período de aclimatación de 24 horas con el

propósito de eliminar individuos que no posean condiciones óptimas. Para una buena

mantención de los organismos de ensayo se harán recambios diarios de agua con

oxigenación constante y los peces deberán son alimentados con pellets de harina de

pescado.

Bioensayos Para el desarrollo de los 3 tipos de bioensayos de toxicidad, se emplearon microalgas,

cladóceros y peces. El primero de los bioensayos se realizó con un cultivo de

Selenastrum capricornutum siguiendo con Daphnia obtusa y por último 0ncorhynchus

mykiss.



Realización de la prueba con microalga Selenastrum capricornutum Para cada bioensayo se utilizaron cuatro réplicas, donde para cada una hubo 5 diferentes

concentraciones más un control, es decir, agua de dilución sin presencia de tóxico alguno.

Por lo tanto, cada test implica el uso de 24 frascos de vidrio (Figura 1).Tanto el control

como las diferentes concentraciones ensayadas se realizaron en base a cálculos previos

como lo muestra la Tabla I. El agua de dilución utilizada para las pruebas o en su defecto

“relleno” corresponde al medio de cultivo de las algas, cuyo pH es de 7.5.

Figura 1. Bioensayo en Selenastrum capricornutum.

El stock de algas con el que se comienza a trabajar corresponde a 500000 Cel/ml, donde

al agregar 0.6 ml de éstas a cada uno de las réplicas ensayadas se obtendrá una

concentración inicial para la prueba de 10000 cel/ml.



Tabla I. Cálculos Previos Bioensayos Microalga Selenastrum capricornutum.

Control 10% 25% 50% 75% 100%

Muestra (ml) 0 3 7,5 15 22,5 29,4

Relleno (ml) 29,4 26,4 21,9 14,4 6,9 0

Alícuota algas (ml)

0.6 0.6 0.6 0.6 0.6 0.6

Volumen Final (ml) 30 30 30 30 30 30

Concentración Algas

10000 10000 10000 10000 10000 10000

Tabla II. Resumen de las condiciones en que fueron llevados a cabo los bioensayos.

Tipo de ensayo Estático Tiempo de exposición 72 y 96 horas

Temperatura 23°C -25°C ±2º C

Calidad de la luz Blanca fría dada por tubos

fluorescentes Fotoperíodo Iluminación continua

Volumen de las cámaras 30 mL Edad de los organismos 3-6 días

Número de concentraciones 5 mas un control Número de replicas por

concentración 4

Alimentación Ninguna Aireación no

Duración del ensayo 96 horas Respuesta Mortalidad

Criterio de aceptabilidad Hasta 10% de mortalidad en el control

Expresión de los resultados LC50



Realización de la prueba con Daphnia obtusa

Se utilizó como agua de dilución para las pruebas, agua de lago filtrada, aireada

vigorosamente 24 horas antes, previo a su utilización se comprobó que la concentración

de oxígeno se encontrara por encima de 6 mg/L (CIID, 2004), ya que en el momento de

las pruebas toxicológicas no se ocupó sistema de aireación mecánica. No se suministró

alimentación a los neonatos en el transcurso de los bioensayos (NCh2083, 1999), en

Tabla III se muestra los cálculos previos para el bioensayos.

Cámaras de pruebas utilizadas Los frascos de vidrio utilizados en las pruebas fueron de 10 mL de volumen con una altura

de 4.7 cm. Estos frascos son usados comúnmente para almacenamientos de muestras.

Limpieza de los materiales

Previo al bioensayo se lavaron cuidadosamente las cámaras de prueba según lo

recomendado por la NCh2083 (1999), para evitar que algún residuo contenido en los

envases interfiera en los resultados de los bioensayos. Se dejaron por 24 horas en HNO3

(al 10%) y posteriormente fueron enjuagadas con agua corriente seis veces. Luego de

esto fueron dejadas en remojo por 48 horas en agua destilada haciendo recambio a las 12

horas. Antes de la realización del test fueron enjuagadas con agua de dilución, en este

caso con agua de lago filtrada, utilizada para la mantención y desarrollo de los cultivos,

así se asegura que el material de vidrio no contenga restos de ácido que puedan alterar

los resultados de los test. Al término de cada ensayo se repitió el procedimiento de

limpieza para eliminar los restos de los tóxicos empleados. Las pipetas y todo material

usado en las pruebas recibieron el mismo tratamiento que las cámaras utilizadas.

Transporte y almacenamiento de las muestras

Las muestras líquidas se transportaron en bidones plásticos, mantenidas a 4°C y una vez

en el laboratorio fueron separadas en cantidades que permitieran realizar bioensayos

inmediatos (dentro de las 72 horas próximas), mientras que las restantes se congelaron.



Tratamiento de las muestras previo bioensayos Una vez en el laboratorio fue necesario tratar las muestras antes de la realización de los

test, utilizando protocolos, para las muestras líquidas se utilizó la NCh2083 (1999). Por

su parte para el tóxico de referencia, se preparó previamente una solución madre a partir

de la cual se hicieron las diferentes diluciones para obtener las concentraciones deseadas

para el ensayo.

Ensayo Se utilizó como agua de dilución para las pruebas, agua de lago filtrada, aireada

vigorosamente 24 horas antes, previo a su utilización se comprobó que la concentración

de oxígeno se encontrara por encima de 6 mg/L (CIID, 2004), ya que en el momento de

las pruebas toxicológicas no se ocupó sistema de aireación mecánica. No se suministró

alimentación a los neonatos en el transcurso de los bioensayos (NCh2083, 1999), en

Tabla III se muestra los cálculos previos para el bioensayos.

Tabla III. Cálculos Previos Bioensayos Daphnia obtusa. % Dilución

Muestra Control 10% 25% 50% 75% 100%

Muestra(ml)

0 1 2.5 5 7.5 10

Relleno (ml) 10 9 7.5 5 2.5 0

Volumen Final (ml) 10 10 10 10 10 10

Nº neonatos 5 5 5 5 5 5

Para cada bioensayo se utilizaron cuatro réplicas, donde para cada una hubo 5 diferentes

concentraciones más un control, es decir, agua de dilución sin presencia de tóxico alguno.

Por lo tanto, cada test implica el uso de 24 frascos de vidrio. Tanto el control como las

diferentes concentraciones ensayadas llevaron 5 neonatos de D. obtusa. Estos

organismos de hasta 24 horas de nacidos, fueron colectados desde los acuarios de cultivo

utilizando una pipeta Pasteur con perita de goma. (Figura 2)



Figura 2. Bioensayo con Daphnia obtusa.

Un resumen de las condiciones en las que fueron realizados los bioensayos se presenta en

la siguiente Tabla IV.

Tabla IV. Resumen de las condiciones en que fueron llevados a cabo los bioensayos.

Tipo de ensayo

Estático

Tiempo de exposición 24 y 48 horas Temperatura 20±2º C

Calidad de la luz Fluorescente, blanco-frío Fotoperíodo 12hrs luz – 12hrs oscuridad

Volumen de las cámaras 10 mL Edad de los organismos Neonatos < 24 horas

Número de concentraciones 5 Número de replicas por

concentración 4

Número de organismos usados por cámara 5

Alimentación Ninguna

Aireación Agua previamente aireada por 24 h.

Tipo de agua del control y de dilución Agua de lago filtrada

Respuesta Mortalidad





Realización de prueba con Oncorynchus mykiss Los bioensayos en peces se llevaran a cabo en un nivel trófico; peces adultos a densidad

de 10 kg/m3; debido a que los individuos adultos están presentes en toda época del año

lo que facilita su recolección. Basado en protocolos EPA (1998), se utilizará un control

más cinco concentraciones y 4 ejemplares por concentración (N° que esta determinado

por la densidad recomendada de 10 kg/m3) con cinco réplicas, con una duración de 96

horas para así establecer los LC50 .En Tabla V muestra los cálculos previos para la

realización del bioensayo.

Tabla V. Cálculos previos bioensayos Oncorhynchus mykiss.

% Dilución Muestra Control 10% 25% 50% 75% 100%

Muestra(ml) --- 80 200 400 600 800

Relleno (ml) 800 720 600 400 200 ---

Volumen Final (ml) 800 800 800 800 800 800

Nº individuos de 2 a 2,5 gramos 4 4 4 4 4 4

Los peces sometidos a ensayo se colocaran en frascos de vidrio de 1 litro con agua

declorada y filtrada contando con aireación mecánica durante todo el tiempo de

exposición, como lo muestra la Figura 3

Figura 3. Bioensayos con Oncorhynchus mykiss.



Las condiciones generales de los bioensayos se entregan en la Tabla VI

Tabla VI. Consideraciones generales para bioensayos con peces según EPA (1998).

Tipo de ensayo Estático Agua de dilución Agua declorada y filtrada

Temperatura 15°C Ph 7

Fotoperíodo 14 horas de luz Aireación Asegurar OD>5ppm

Duración test 96 hrs Talla promedio de organismos 5,42 cm Peso promedio de organismos 2 grs

alimentación ninguna Numero de individuos por ensayo 5

Numero de concentraciones 5 mas un control Numero de replicas 4

Expresión resultados LC50 Valides del test Mortalidad del control >10%

Variable de respuesta mortalidad Registro de los datos Al finalizar el tiempo de duración de los bioensayos se procedió a verificar al efecto de las

diferentes concentraciones sobre los organismos, teniendo como juicio de signo de

muerte, la inmovilidad de los individuos por un tiempo aproximado de 30 segundos para

el caso de daphnias y peces registrando el número de organismos muertos en función

de los vivos y de acuerdo a esto se calculó el porcentaje de mortalidad. En el caso de las

microalgas se estableció el crecimiento visualizado en relación con el riesgo.

Análisis de los datos

Daphnia obtusa

Luego de finalizar las pruebas se procedió a calcular el valor del LC50 de 48 horas y los

límites de confianza del 95% utilizando el programa Xlstat 2009 ingresando los datos de

mortalidad registrados para cada uno de los bioensayos en los cuales el control

presentara un porcentaje de mortalidad inferior al 10% (US EPA, 1990).



Selenastrum capricornutum

Al concluir el tiempo de exposición de 96 hrs se inicia el conteo del número de algas en

cada vial. Para el conteo se toman entre 20 y 50 μL de la suspensión con ayuda de una

pipeta automática, y se coloca en la celda de conteo o la cámara Neubauer. La

cuantificación se efectúa siguiendo el método de manejo recomendado para este tipo de

celdas según NCH 2076 (2002) para luego estimar el valor del LC50 de 96 horas y los

límites de confianza del 95% utilizando el programa PROBALG 2 (EPA, 1999). Se

utilizaron las tablas resumen de número de células por ml registrados para cada uno de

los bioensayos (USEPA, 1990).

Oncorhynchus mykiss

Terminado el ensayo se procede a encontrar el valor del LC50 de 96 horas y los límites

de confianza del 95% utilizando el programa Xlstat 2009 (EPA, 1993). Se utilizaron los

datos de mortalidad registrados para cada uno de los bioensayos en los cuales el control


METODOLOGIA BIOENSAYOS CON ESPECIES NATIVAS

Descripción del Área de Recolección de Invertebrados Bentónicos Nativas

El área de recolección se sitúa en la Cuenca del Río Traiguén perteneciente a la Hoya

Hidrográfica del Río Imperial de la IX región y abarca 10.176 ha., lo que representa el

79.46% de la superficie total de la cuenca de 12804.9 ha. (Figura 4). Según su

morfología la cuenca presenta dos formas bien diferenciadas en sentido oeste-este: en su

parte baja es alargada y angosta en el que predomina el cauce principal de 50.4 Km., el

cual en su parte media se ramifica en una serie de cauces de orden menor dando a la

cuenca una forma arbórea (Olave 2001).

El río Traiguén recorre la parte media y baja de la cuenca (situada a una altura de 350

m.s.n.m) presenta un régimen estacional con caudal medio máximo de 43.8 m3/s

invierno y caudal mínimo de 0.21 m3/s en verano (DGA 2001 en Sánchez 2002).

El río Traiguén es preandino, a 20 Km se origina al oriente de Victoria, de la unión de dos

esteros (las Mariposas y el Collahue). En este tramo la Dirección General de Aguas ha

otorgado derechos de aprovechamiento consuntivos (aguas empleadas en el riego

agrícola, que no obliga a restituir las aguas después de usadas) del río Traiguén de los



cuales 1.790 l/s son para riego y 200 l/s para ser utilizados como abastecimiento de agua

potable, por ESSAR (DGA 1998 en Weisser 2003.).

Figura 4. Ubicación del lugar de recolección de especies nativas

Caracterización del Hábitat

Dosel de Vegetación

En las riberas del Río Traiguén, se presenta muy poca vegetación introducida dentro del

área que se realizó el muestreo, la mayor cantidad es nativa, la cual es de 20 m desde la

ribera. En los sectores seleccionados encuentran una diversidad mayor de especies

arbóreas y arbustivas, en las dos riberas del río, lo que ayuda a proteger la erosión del

lugar.



Caudal

De acuerdo a los datos de la Estación Río Traiguén en Victoria (Tabla VII) Se observa que

durante el mes de marzo-abril se presenta el menor caudal llegando a los 0,3 m3/s, por

otro lado los caudales en la época que comenzó a realizar la recolección fluctúa en los 5

m3/s que durante el segundo muestreo (Octubre-Noviembre).

Tabla VII. Caudales medios (m3/seg) mensuales registrados por DGA durante el período

año 2004. Fuente: DGA (2004).

AÑO MAR ABR MAY JUN JUL AGO SEP OCT

Promedio 2004 0,29 0,3 0,48 7,6 8,61 4,79 5,82 5,09

Muestreo y Trasporte de Invertebrados Bentónicos Nativos

Las especies de invertebrados bentónicos nativos fueron colectadas en la parte alta del rio

Traiguen y algunos tributarios de este, fueron tomadas al azar durante los meses de

octubre, noviembre y diciembre mediante un Surber de 30x30 centímetros. Las muestras

de fauna fueron minuciosamente separadas del material orgánico e inorgánico, esta

operación se realizo in situ, fueron identificados hasta el nivel taxonómico de familia

mediante claves y descripciones de Peters y Edmunds (1972), McCafferty (1983), Arenas

(1993, 1995) y Fernández y Domínguez (2001).

Los individuos para los bioensayos fueron seleccionados utilizando unas bandejas de

60x30x15 centímetros donde se dispuso el material colectado, posteriormente los

individuos fueron recogidos mediante gotarios y dispuestos en el sistema de transporte

especialmente diseñado para este tipo de comunidad. Este sistema consiste en la

utilización de envases de 10 litros que en su interior se dispuso un sustrato artificial para

que los individuos transportados se adhieran y se distribuyan de forma uniforme en los

envases de traslado. Adicionalmente (los envases de traslado) fueron implementados de

un sistema de aireación mecánica en un cooler con icepack de manera de asegurar y

conservar la temperatura de recolección (entre 11 y 14°C) (5 y 6).



SISTEMAS DISEÑADO PARA CAPTURA Y TRANSPORTE DE LOS INDIVIDUOS

Separación y Selección de Individuos en Terreno

Sistema de Captura de Individuos

Figura 5. Sistemas de recolección y selección de especies

Sistema de Transporte de Individuos al Laboratorio

Sistema de Selección y separación de individuos

Figura 6. Sistemas de transporte y envases de traslados de especies



Descripción del Área de Recolección de Peces Nativos

La captura de Galaxias maculatus más conocido como “puye” se realizó en la localidad del

lago Riñihue, este lago posee 78 kilómetros cuadrados de superficie, el lago se localiza

junto al poblado de Riñihue en la parte occidental. El Lago Riñihue es de origen glaciar y

posee 323 metros de profundidad, y se encuentra rodeado por los el Volcán Villarrica y

Lanín, entre otros. El area donde se ubica el lago presenta un clima Templado de tipo

lluvioso, las precipitaciones tienen lugar durante todo el año y aumentan de norte a sur.

La amplitud térmica asciende hacia el interior y son moderadas a causa de la influencia

del mar.

El sector de muestreo de los peces corresponde a una playa pública, con pendiente

mediana, por tanto corresponde a un sector somero con una profundidad promedio de 50

centímetros, el sustrato está compuesto principalmente por grava y en su ribera

pequeños arbustos y un área de abundante juncos principal hábitat es esta especie. La

temperatura fluctuó entre 7ºC en invierno y 20º C. en verano.

Figura 7. Sector de recolección de peces nativos Galaxias maculatus.



Muestreo y Trasporte de Peces Nativos

Las peces fueron recolectados en el Lago Riñihue, fueron colectados en las orillas del

lago. El arte de pesca utilizado para la colecta de peces en el lago fue la red de corral.

Red de corral: La red utilizada presenta una longitud de relinga de 25 m. y una altura de

1,5 m., un tamaño de apertura de malla de 3 mm y un cono con un largo de 1,5m y un

diámetro de 1,5 m., ubicado en la mitad de la longitud total de la red,. En la parte

superior lleva flotadores y en la parte inferior lastre de plomos. El procedimiento fue

realizado por tres personas uno de los cuales tomó un extremo de la red y realizó el cerco

correspondiente, ayudado por una embarcación a motor en los sectores donde el río

presentaba una profundidad superior a lo 1,5m. o simplemente caminando en los sectores

más bajos; la otra persona puesta en el extremo opuesto fue alineando la red, de tal

manera que una vez que el cerco fue completado, se comenzó a recoger la red desde la

orilla por ambas puntas, evitando la fuga de peces por encima o por debajo de la misma,

de esta manera los peces comienzan a agruparse en el centro de la malla donde

finalmente ingresan al cono, donde posteriormente fueron recogidos.

Los especímenes fueron depositados en estanques de 60 litros asegurando una densidad

de carga no mayor a los 10 kg/m3 todos los estanques fueron acondicionados con

aireación mecánica para mantener los niveles de oxigeno disuelto en forma optima no

menor a los 6 mg/l posteriormente estos son trasladados al Laboratorio para su

acondicionamiento de 24 horas previo al bionesayo, esto implica el retiro de todo los

sólidos sedimentables colectado producto de la captura, de manera de mantenerlos en

agua limpia por lo menos 24 horas antes de aplicación del bioensayo, se deben mantener

con aeración controlada de tal forma de no ocasionar un sobre stress del los peces y

asegurar al menos un 85% de saturación de oxigeno. (Figura 8)



Figura 8. Acondicionamiento de peces en Laboratorio

Metodología de Bioensayos con Especies Nativas

Selección de metales

De acuerdo a los resultados obtenidos en los monitoreos de otoño e invierno de 2009, se

detecto toxicidad aguda atribuida a los metales. El análisis correlacional (toxicidad y

parámetros físico químico), nos indico que los probables metales causantes de la

toxicidad correspondieron a:

• Aluminio

• Arsénico

• Cobre

• Hierro

• Manganeso

• Zinc

Por tanto en esta etapa del proyecto se decidió realizar los bioensayos con especie

nativas con los metales mencionados previamente dado su alta correlación de causa y

efecto en la Cuenca Rapel.



Selección de las especies nativas para los bioensayos Los organismos que se utilizaron en el desarrollo de cada uno de los bioensayos

correspondieron a especímenes perteneciente a la comunidad de invertebrados

bentónicos del Orden Ephemeroptera con sus Familias Baetidae y Leptophlebiidae.

Además se seleccionaron individuos de la comunidad de peces pertenecientes a la Familia

Galaxiidae con la especie Galaxias maculatus. Para ambas comunidades el criterio de

selección fue la alta abundancia de las poblaciones respectivas en el ambiente natural, su

condición de especies indicadoras de buena calidad de agua y su amplia distribución en el

territorio nacional.

Invertebrados Bentónicos Nativos Seleccionados

Orden Ephmeroptera

Este orden habita el bentos de aguas corrientes, pozas y áreas estrechas de lagos. Sus

requerimientos de oxígeno disuelto son moderados y muchas especies son altamente

susceptibles a la contaminación del agua; por esta razón estos individuos han demostrado

ser muy útiles en el biomonitoreo de la calidad del agua donde habitan. (Jara 2002)

Se caracterizan porque todas las especies de este Orden son acuáticas en su estado

larval, en cambio los adultos son terrestres y éstos generalmente son de vida corta; de

aquí la ilusión de su estado alar efímero en su nombre científico. La mayoría de las

especies son detritívoras y/o hervíboras y son además el alimento preferido de muchos

carnívoros de agua dulce, que incluyen otros insectos y peces

Familia Baetidae

Los baétidos son poderosos nadadores y se mueven a través de “rápidos meneos” de su

abdomen que facilita la identificación de los organismos vivos. Esta familia es más diversa

en aguas frías y aguas corrientes, pero algunas especies pueden ocurrir en sistemas

acuáticos ubicadas en zonas de llanura con aguas más cálidas y algunas veces aún en

humedales. (Figura 9)



Figura 9. Ejemplar de correspondiente a la familia Baetidae

Son las efímeras que mas frecuentan ríos y arroyos, habitando en el entorno de cantos

rodados, aprovechando la capa de flujo laminar que se crea en entorno de estos lo que

permite que no sean arrastrados por la corriente. La mayoría prefiere aguas limpias y

frescas.

Los integrantes de esta familia son de pequeño a mediano tamaño (< 10 mm) de cuerpos

redondeados, aerodinámicos y de variados colores. Sus cabezas son bien redondeadas y

llevan un par de largas antenas, que los diferencia de Siphlonuridae con quien puede

confundirse (tienen antenas que son más cortas que la mitad de su la longitud de la

cabeza y cada una de sus branquias se encuentran fortalecidas por fuertes bordes). El

abdomen posee branquias con forma de placas las que pueden ser pareadas o únicas.

Pueden presentar setas en sus cercos. Se identifican por sus branquias simples,

usualmente ovales y compuestas de una lamina, un filamento terminal generalmente

reducido, con antenas largas, mas de dos veces e ancho de la cabeza Domínguez et al

1994 & Dominguez et al 2006)



Familia Leptophlebiidae

Una segunda familia utilizada corresponde a Leptophlebiidae, estos organismos que es

posible encontrar en la hojarasca depositada en el lecho fluvial y del cual se alimentan,

son más bien trituradores y ramoneadores. Predominan en aquellas riberas de ríos que

permanecen poco alterados. La mayoría de los leptophlébidos probablemente se

encuentran recolectando detritus desde la superficie de rocas y madera. Generalmente se

encuentran en ríos de aguas rápidas, aunque hay excepciones. (Figura 10)

Figura 10. Ejemplar de correspondiente a la familia Leptophlebiidae



Las ninfas de esta familia pueden ser bastante variados en su apariencia, pero todos ellos

tienen cuerpos y cabezas achatadas, patas achatadas con amplios fémures, y

prominentes branquias a lo largo de sus abdomen. Usualmente estas branquias son

pareadas y vagamente con forma de hojas. Las setas de sus cercos se encuentran

ordenadas en anillos. Los palpos maxilares y labiales trisegmentado. La mayoría de las

ninfas son más pequeñas que 20 mm. (Domínguez et al 1994 & Dominguez et al 2006).

Realización de las Pruebas de Toxicidad con Invertebrados Bentónicos Nativos

Los individuos de las familias Baetidae y Leptoplebiidae, fueron expuestos a diferentes

concentraciones de los metales seleccionados (aluminio, arsénico, cobre, mangneso y

zinc) por un tiempo de 96 horas con el objeto de determinar la concentración letal

media, o LC50, a un nivel de confiabilidad del 95%.

Diseño de Bioensayos con Invertebrados Bentónicos Nativos Se consideraron un total de 5 concentraciones más un control por cada metal

seleccionado, como medio se utilizo agua filtrada de dilución sin presencia de tóxico. Por

lo tanto cada test para cada metal seleccionado implica el uso de 24 vasos precipitados

de 100 ml a los cuales se les agrega el agua filtrada, adicionalmente se les proporciona

un sistema de aireación mecánica durante todo el tiempo de exposición, el que

corresponde a 96 horas (Figura 11). Finalmente, tanto el control como las diferentes

concentraciones utilizadas por cada metal se considero la cantidad de 5 individuos por

cada Familia de efemerópteros seleccionados en este estudio.



Figura 11. Disposición de envases bioensayo con invertebrado bentónicos nativos

Cada vaso precipitado utilizado en los bioensayos contaron con un sustrato artificial

consistente en una esfera de plumavit cuyo diámetro fue de 2,5 cm, con una varilla

plástica, este sustrato sirvió para que los individuos se pudieran adherir simulando

condiciones naturales (Figura 12).

Figura 12. Sistema implementado para realizar bioensayos con invertebrado bentónicos

nativos



Las condiciones generales del bioensayo se detallan en la siguiente tabla

Tabla VIII. Condiciones generales del bioensayo

Tipo de ensayo Estático Tiempo de exposición 96 horas

Temperatura 12 -13°C ±2º C Volumen de las recipientes 100 mL Número de concentraciones 5 mas un control

Número de replicas por concentración

4

Tipo de agua del control y de dilución

Agua de lago

Alimentación Ninguna Aireación Si

Numero de individuos por ensayo 5 Respuesta Mortalidad



Para la evaluación de los 6 metales correspondientes a aluminio (Al), arsénico (As), cobre

(Cu), hierro (Fe), manganeso (Mn) y zinc (Zn), se realizó un batería de ensayos con

diferentes concentraciones preliminares hasta alcanzar un rango donde se registro una

alta mortalidad.

Figura 13. Sistema batería de bioensayos implementada en laboratorio



El establecimiento de las concentraciones a evaluar se preparó considerando

antecedentes anteriores de ensayos preliminares. Las concentraciones iniciales se

detallan en la Tabla IX

Tabla IX. Concentraciones probadas en bioensayos de invertebrados bentónicos

ESPECIE NATIVA METAL CONCENTRACIONES EVALUADAS

ALUMINIO 0,01ug/l-0,1ug/l-1ug/l-10ug/l-100ug/l

COBRE 0,01ug/l-0,1ug/l-0,4ug/l-0,8ug/l-1ug/l

HIERRO 0,01ug/l-0,1ug/l-1ug/l-10ug/l-100ug/l

ARSENICO 0,01ug/l-0,1ug/l-1ug/l-10ug/l-100ug/l

MANGANESO 1 ug/l-2ug/l-4ug/l-6ug/l-8ug/l

LEPTOPHLEBIIDAE

ZINC 0,1ug/l-1ug/l-5ug/l-10ug/l-50ug/l

ALUMINIO 0,1mg/l-0,5mg/l-1mg/l-1,5mg/l-2mg/l

ARSENICO 0,01ug/l-0,1ug/l-1ug/l-10ug/l-100ug/l

COBRE 0,01ug/l-0,1ug/l-0,4ug/l-0,8ug/l-1ug/l

HIERRO 0,01ug/l-0,1ug/l-1ug/l-10ug/l-100ug/l

MANGANESO 1 ug/l-2ug/l-4ug/l-6ug/l-8ug/l

BAETIDAE

ZINC 0,1ug/l-1ug/l-5ug/l-10ug/l-50ug/l

Peces Nativos Seleccionados

Antecedentes Generales Orden Galaxiidae Puye (Galaxias maculatus)

Taxonomía de la especie

Superclase : Pisces

Clase : Actinopterygii

Subclase : Neoptetygii

Superorden : Protocanthopterygii

Orden : Osmeriformes

Suborden : Osmeroidei

Familia : Galaxiidae

Subfamilia : Galaxiinae

Genero : Galaxias

Especie : Galaxias maculatus



En Chile al adulto se le conoce como “coltrao”, el cual corresponde a un nombre indígena

mapuche y a los ejemplares juveniles como “puye” o “cristalino”.

El adulto de G. maculatus, posee un cuerpo alargado de aspecto cilíndrico carente de

escamas. Presenta una sola aleta dorsal que, al igual que la aleta anal se encuentran muy

desplazadas hacia la región posterior del cuerpo. La aleta caudal posee dos lóbulos

iguales (aleta homocerca), con un pedúnculo relativamente corto. Todas las aletas son

traslúcidas con alguna presencia de malanóforos. La cabeza también es corta en relación

al cuerpo, su boca es terminal y presenta dientes caniniformes. La coloración del dorso es

verde oscuro y la zona ventral amarillento claro. Toda la zona dorsal hasta un poco por

debajo de la línea lateral, esta cubierto por maculas de forma irregular de color oscuro, a

las cuales de su nombre (maculatus). El ejemplar cristalino de puye no posee

pigmentación y su apariencia es de una larva transparente.

La distribución geográfica de la familia está restringida al hemisferio sur. Se encuentra en

localidades adyacentes al círculo polar antártico correspondientes a aguas subantarticas.

Galaxias maculatus, es un pez catádromo que vive en distintos cuerpos de agua tanto

dulce, como estuarino y marino. En Chile se ha establecido la existencia de dos

poblaciones. Una población diadrómica migratoria que vive como adultos en agua dulce y

que en época de reproducción migran hacia los ambientes estuarinos para desovar. La

otra población existente pasa toda su vida en cuerpos de agua dulce.

Realización de Pruebas de Toxicidad en Peces Nativos Los bioensayos en peces se llevaron a cabo con peces juveniles en estado de

pigmentación de 0,5 gramos promedio la densidad utilizada por acuario no supero los 10

kg/m3; debido a que los individuos juveniles y adultos están presentes en toda época del

año facilita su recolección. Basado en protocolos EPA (1998), se utilizará un control más

cinco concentraciones y 10 ejemplares por concentración (N° que está determinado por la

densidad recomendada de 10 kg/m3). La duración de los bioensayos fue de 96 horas para

así establecer los LC50 a un nivel de confiabilidad del 95%.



Diseño de Bioensayos con Peces Nativos Se consideraron un total de 5 concentraciones más un control por cada metal

seleccionado, como medio se utilizo agua filtrada de dilución sin presencia de tóxico. Por

lo tanto cada test para cada metal seleccionado implica el uso de 30 acuarios de 3000 ml

a los cuales se les agrega el agua filtrada, adicionalmente se les proporciona un sistema

de aireación mecánica durante todo el tiempo de exposición, el que corresponde a 96

horas (Figura 14 y 15).

Figura 14. Disposición de peces sometidos a bioensayos

Figura 15 Acuarios donde se realizan bioensayos peces.



Las condiciones generales de los bioensayos se entregan en la Tabla X

Tabla X. Consideraciones generales para bioensayos con peces según EPA (1998).

Tipo de ensayo

Estático

Agua de dilución Agua declorada y filtrada Temperatura 15°C

Ph 7 Aireación Asegurar OD>5ppm

Duración test 96 hrs Talla promedio de organismos 4-6 cm Peso promedio de organismos 0,5 grs

alimentación Ninguna Número de individuos por ensayo 5

Numero de concentraciones 5 más un control Numero de replicas 4

Expresión resultados LC50 Valides del test Mortalidad del control >10%

Variable de respuesta Mortalidad El establecimiento de las concentraciones a evaluar se preparó considerando

antecedentes anteriores de ensayos preliminares. Las concentraciones iniciales se

detallan en la Tabla XI.

Tabla XI Concentraciones probadas en bioensayos de peces nativos

METALES CONCENTRACIONES EVALUADAS mg/L

ALUMINIO 0,1 mg/l 0,5 mg/L 2 mg/l 4 mg/l 6 mg/l

ARSÉNICO 0,1 mg/l 0,5 mg/L 2 mg/l 4 mg/l 6 mg/l

COBRE 0,1 mg/l 0,5 mg/L 2 mg/l 4mg/l 6mg/L

HIERRO 0,1 mg/l 0,5 mg/L 2 mg/l 4 mg/l 6 mg/l

MANGANESO 0,1 mg/l 0,5 mg/L 2 mg/l 4 mg/l 6 mg/l

ZINC 0,1 mg/l 0,5 mg/L 2 mg/l 4 mg/l 6mg/L

Registro de los datos Al finalizar el tiempo de duración de los bioensayos se procedió a verificar al efecto de las

diferentes concentraciones sobre los organismos, registrando el número de organismos

muertos y de acuerdo a esto se calculó el porcentaje de mortalidad.



Análisis de los datos

Luego de finalizar las pruebas se procedió a calcular el valor del LC50 de 96horas y los

límites de confianza del 95% utilizando el programa Xlstat 2009 ingresando los datos de

mortalidad registrados para cada uno de los bioensayos en los cuales el control


METODOLOGÍA DE CULTIVO DE CHIRONOMIDOS NATIVOS

Conocer la respuesta ecotoxicológica de especies nativas frente a distintos xenobióticos

puede ayudar a establecer estándares de protección para los ecosistemas acuáticos

continentales. Una dificultad que se presenta para ello, es el manejar especies

susceptibles de usar bajo en condiciones de laboratorio. El presente informe entrega los

resultados obtenidos tendientes a establecer condiciones para el cultivo en laboratorio de

Chironomidos nativos a ser usados en bioensayos de toxicidad. Por lo anterior y

considerando que son escasas las experiencias en Chile sobre el manejo de especies

nativas de Dipteros, se han definidos los siguientes objetivos específicos: Seleccionar una

especie susceptible de cultivar en laboratorio; Conocer las variables de cultivo de

diferentes estadios de desarrollo de Chironomido (huevo, larva, pupas y adultos)

seleccionado y Definir un protocolo para el cultivo de Chironomido nativo.

Considerando los objetivos propuestos se definieron 4 Fases:

Fase I: Captura de larvas de Chironomidos en ambiente natural y selección de especie.

Fase II: Mantención de larvas en condiciones controladas.

Fase III: Obtención de adultos y huevos.

Fase IV: Cultivo de huevos y obtención de larvas.

Los resultados entregados en este informe corresponden a la Fase I

La metodología utilizada corresponde a aquella necesaria para lograr la Fase I.

1.- Muestreo prospectivo

Con el objeto de localizar un sitio para la obtención del material a cultivar, se realizaron

cuatro excursiones a los siguientes ríos: Peuco, comuna de Melipeuco; El Canelo, Comuna

de Melipeuco; Cautín, comuna de Temuco y Codihue, Comuna de Cunco.



2.- Colecta de Chironomidos

a) Muestreo: Para colectar individuos de Chironomidos se utilizaron redes tipo D con una

apertura de malla de 200 μm. El sustrato fue removido con pie y manos contracorriente

para permitir el ingreso de animales a la red. Piedras de distinto tamaño fueron lavadas

dentro de la red para desprender los animales adheridos (capullos) a la piedra.

Las muestras fueron colocadas en bandejas de plástico y los individuos observados eran

tomados con un gotario plástico y depositado en una botella de vidrio (figura 16).

Posteriormente se colocaron en recipientes con aireación para su traslado al laboratorio

(figura 17 y 18).

Figura 16. Materiales usados en terreno

Figura 17. Recolección de larvas desde muestras de río

Obtención larvas desde las muestras Envase de acumulación



Figura 18. Sistema de transporte de larvas e instrumentos de medición

b) Selección e identificación: De cada muestra obtenida en el río, se seleccionaron los

ejemplares que a simple vista poseían similares características morfológicas, color y de

un tamaño superior a 3mm. Algunos individuos fueron fijado en alcohol al 95% para su

posterior identificación taxonómica en el laboratorio.

3.- Calidad de agua río y ensayos

Con el objeto de conocer la calidad del agua del sistema fluvial donde se obtuvieron

ejemplares vivos de Chironomidos, se procedió a registrar en situ los parámetros pH,

Temperatura (°C), Conductividad Eléctrica (μS) y Total de Sólidos Disueltos (mg/l)

mediante el uso de equipos portátiles. Del mismo modo fueron registrados estos

parámetros en los ensayos efectuado en el laboratorio.

Sistema de transporte de larvas al

Aireació

Interior balde de transporte

Instrumentos usados en terreno y

pConductivida Oxígen



EVALUACIÓN DE RIESGO ECOLÓGICO

Evaluación de Riesgo Ecológico

La determinación de niveles de protección para el área en estudio, se efectuó a partir de

una evaluación de riesgo ecológico de acuerdo a la metodología propuesta por Medina &

Encina (2004), además se incorporó en el análisis la variabilidad e incertidumbre, para

ello se utilizó una modificación de la metodología de Van Straalen & Denneman (1989),

para estimar el % de especies protegidas para un nivel de exposición determinada.

El análisis de la exposición se realizó la distribución probabilística para las

concentraciones de 5 metales a partir de los monitoreos realizados en el marco de este

proyecto. La estimación de las distribuciones se realizó mediante una simulación de

Montecarlo utilizando Crystal Ball para Windows. La estimación de los efectos se realizó

utilizando la distribución probabilística de los LC50 utilizando simulación de Montecarlo

sobre la base de y los LC50 recopilados para especies estandarizadas de la Agencia de

Protección Ambiental de Estados Unidos (EPAUS). Además se compararon los niveles de

toxicidad de las especies estandarizadas con la sensibilidad de las especies nativas y así

establecer el nivel de protección que ofrecen las especies estandarizadas. Finalmente se

calculó el nivel de protección que ofrecen los criterios de calidad propuestos en la

propuesta de NCS. Finalmente la estimación del riesgo ecológico se realizó mediante el

cociente PEC/PNEC (Comisión de las Comunidades Europeas, el 1996; Medina & Encina,

2004) utilizando el conjunto de resultados de efectos LC50 para especies nativas y

especies estandarizadas. Las pruebas de hipótesis para la comparación de resultados se

realizaron mediante un análisis de varianza (ANOVA) permitiendo establecer los factores

de evaluación más adecuados a ser utilizados en Chile, todos los análisis estadísticos se

efectuaron mediante el software XLStat.



IV. RESULTADOS Como parte de los resultados obtenidos de las 18 estaciones muestreadas en la cuenca

Rapel, se presenta en la tablas XII a la XVII los análisis fisicoquímicos realizados a cada

uno de de las estaciones de muestreo seleccionadas en las época de otoño, invierno y

verano respectivamente.

Debido a la similitud de las estaciones de muestreo TI-50 y TI-40 con respecto a sus

características geomorfológicas y de uso se elimina TI-40.

Tabla XII. Análisis físico-químicos estaciones de muestreo época de invierno (Proporcionado por Laboratorio de Ecotoxicología U. Católica de Temuco).

ESTACIONES DE MUESTREO

CA-20 CA-30 CA-40 RA-30 RA-40 RA-60 CL-10 CL-10CA RI-10

PARAMETROS FISICOS PH 7.1 7.2 7.9 7.7 8.3 7.7 7.2 7.6 7.6

Conductividad 408.0 579.0 625 1320.0 701 329 40 104.2 437

Color 65.7 54.0 38.3 108.8 30.4 42.1 46.1 81.4 22.6

Salinidad 0.1 0.1 0.3 0.2 0.3 0.2 0.0 0.1 0.2

PARAMETROS QUIMICOS Nitrógeno Total 9.6 3.3 3.6 6.2 2.6 2.3 2.7 5.0 4.8 Amonio Total (Amoniaco)

0.005 0.005 0.011 0.011 0.013 0.021 0.007 0.005 0.062

Nitrito 0.0045 0.0073 0.0038 0.011 0.019 0.0137 0.0023 0.003 0.107

Nitrato 0.32 0.93 0.151 0.478 0.153 0.094 0.589 0.35 0.133

Fósforo Total 0.623 0.166 0.210 0.395 3.588 0.839 0.071 0.521 4.306

Cloruros 53.7 55.6 126.5 60.6 90.1 46.0 29.9 5.8 35.6

Sulfato 18.4 29.3 21.7 32.3 28.1 14.7 2.0 6.6 19.1

Dureza Total 204 450 314 846 491 196 133 91 199

Dureza Cálcica 177 256 238 677 265 114 20 39 162 Sólidos Suspendidos Totales

32.7 189.1 147 21.8 33 2 6 n/d 20

Sólidos Filtrables 291 458.2 362 1386 455 244 n/d 29 293 Total Sólidos Disueltos 82 82 n/d 186 n/d 46 6 n/d 113



Tabla XIII. Análisis físico-químicos estaciones de muestreo época de invierno (Proporcionado por Laboratorio de Ecotoxicología U. Católica de Temuco).


AV-10 CH-10 TI-10 LC-10 CO-10 CL-EV EC CA-70 ZA-10

PARAMETROS FISICOS

PH 9.0 8.7 8.4 7.4 7.1 8.0 7.2 8.0 7.8

Conductividad 290 292 563 1071 660.0 171 153.2 473 687

Color 30.4 85.3 34.3 66 101.0 15 10.8 34. 26.5

Salinidad 0.1 0.1 0.3 0.5 0.1 0.1 0.1 0.2 0.3

PARAMETROS QUIMICOS

Nitrógeno Total 2.6 4.2 4.2 10.8 8.7 1.1 6.2 3.3 5.0 Amonio Total (Amoniaco)

0.019 0.008 0.008 0.628 0.011 0.004 0.004 0.021 0.075

Nitrito 0.014 0.0043 0.0072 0.480 0.0070 0.0029 0.0023 0.0234 0.109

Nitrato 0.36 0.101 0.404 0.121 1.13 0.225 0.273 0.064 0.293

Fósforo Total 0.724 3.434 0.135 1.232 <0.001 0.331 0.103 0.509 0.452

Cloruros 7.7 8.1 30.7 139.9 74.7 16.1 12.3 51 41.4

Sulfato 14.6 11.4 26.4 31.1 26.2 8.7 9.6 18.1 23.3

Dureza Total 206 183 293 577 413 98 196 340 373

Dureza Cálcica 145 68 343 334 296 67 80 194 214

Sólidos Suspendidos Totales

106 195 100 113 786 6 n/d 96 100

Sólidos Filtrables 133 458 296 727 534 35 67.3 254 438

Total Sólidos Disueltos 31 166 46 91 168 n/d 38 104 58

Tabla XIV. Análisis físico-químicos estaciones de muestreo época de otoño (Proporcionado por Laboratorio de Ecotoxicología U. Católica de Temuco).

ESTACIONES DE MUESTREO CA-20 CA-30 CA-40 RA-30 RA-40 RA-60 CL-10 CL-10CA RI-10

PARAMETROS FISICOS

PH 6,6 6,8 6,8 6,8 6,9 6,7 6,6 7,0 6,7

Conductividad 141,6 397 134,5 134,5 263 21,7 154,1 71,2 444

Color 61,8 26,5 46,1 46,1 22,6 O,0 735 0,0 26,5

Salinidad O,1 O,2 O,7 O,7 O,1 0,1 0,1 0,0 0,2

PARAMETROS QUIMICOS

Nitrógeno Total 2.7 2.3 0.76 2.6 3.6 3.3 4.6 1.8 1.7 Amonio Total (Amoniaco)

<0.001 <0.001 <0.001 0.81 <0.001 <0.001 <0.001 <0.001 0.2

Nitrito 0.0013 <0.001 <0.001 0.0256 0.00342 0.0115 0.00103 <0.001 0.0195

Nitrato 0.0184

Fósforo Total 9.2 0.023 0.0181 0.0275 0.0217 0.0265 0.007 0.0059 0.0227

Cloruros 10.4 6.4 9.2 2.8 5.7 6.4 3.5 3.9 4.3

Sulfato 67.7 16.1 16.0 23.2 15.7 12.4 5.7 5.1 13.5

Dureza Total 73.6 195.2 198.2 893.3 298.2 98.3 97.7 87.3 195.4

Dureza Cálcica n/d 158.9 151.1 782.8 177.6 102.0 109.9 57.9 159.9 Sólidos Suspendidos Totales

25.0 30 11.7 5.0 25.0 n/d 5.0 1.7 3.3

Sólidos Filtrables 26.7 253 158.3 1333.3 235.0 66.7 66.7 n/d 186.7 Total Sólidos Disueltos

43.3 1.7 106.7 56.7 48.3 28.3 1.7 38.3



Tabla XV. Análisis físico-químicos estaciones de muestreo época de otoño (Proporcionado por Laboratorio de Ecotoxicología U. Católica de Temuco).


AV-10 CH-10 TI-10 LC-10 CO-10 CL-EV TI-40 ZA-10

PARAMETROS FISICOS

PH 7,0 6,8 6,5 7,0 7,3 6,4 7,0 7,1

Conductividad 243 492 271 403 175,3 106,9 162,7 399

Color 120,5 34,3 140 42,2 42,2 0,0 34,3 26,5

Salinidad 0,1 0,2 O,1 0,1 0,1 0,1 0,1 O,2

PARAMETROS QUIMICOS

Nitrógeno Total 4.2 1.82 2.6 1.36 0.9 3.3 3.6 2.0

Amonio Total (Amoniaco) <0.001 <0.001 0.351 <0.001 0.8 0.1 <0.001

Nitrito <0.001 0.004 0.0013 <0.001 0.00032 0.0021 0.032 0.0277

Nitrato

Fósforo Total 0.0175 0.017 0.0163 0.040 0.0262 0.0583 0.0175 0.0275

Cloruros 6.4 10.6 5.0 7.1 6.4 7.1 4.3 5.7

Sulfato 14.3 15.7 15.2 16.6 13.3 4.4 10.5 12.4

Dureza Total 146.2 159.9 137.2 197.2 97.7 44.1 97.1 158.9

Dureza Cálcica 96.1 128.5 103.0 120.7 93.2 34.3 96.1 107.9 Sólidos Suspendidos Totales

10.0 28.3 26.7 15.0 n/d 10.0 n/d 6.7

Sólidos Filtrables 121.7 223.3 118.3 155.0 71.7 n/d 90.0 86.7

Total Sólidos Disueltos 10.0 35.0 1.7 75.0 146.7 23.3 61.7 28.3

Tabla XVI. Análisis físico-químicos estaciones de muestreo época de verano (Proporcionado por Laboratorio de Ecotoxicología U. Católica de Temuco).


CA-20 CA-30 CA-40 RA-30 RA-40 RA-60 CL-10 CL-10CA RI-10

PARAMETROS FISICOS

PH 7.2 6.9 6.9 6.7 7.0 7.0 7.2 7.1 7.0

Conductividad 269 275 279 2.08 417 365 89 63.8 263

Color 97 74 113 121 23 15 19 34 258

Salinidad 0.1 0.1 0.1 1.0 0.2 0.2 0.0 0.0 0.2

PARAMETROS QUIMICOS

Nitrógeno Total 3.79 2.88 4.2 1.82 4.39 1.06 3.64 3.48 4.24

Amonio Total (Amoniaco)

0.086 <0.001 <0.001 0.023 0.071 0.008 <0.001 <0.001 0.0188

Nitrito 0.00157 0.00174 0.0157 0.00072 0.0497 0.00635 0.00055 0.00072 0.0497

Nitrato <0.0001 <0.0001 <0.0001 <0.0001 <0.0001 0.02933 0.01486 <0.0001 <0.0001

Fósforo Total 2.15 3.97 1.29 4.17 6.94 14.52 3.97 3.97 12.89

Cloruros 15.7 14.4 13.2 32.0 13.2 11.9 3.1 1.19 6.9

Sulfato 15.44 15.73 17.74 19.93 15.84 12.32 4.47 5.18 16.48

Dureza Total 145.53 148.54 136.53 1455.35 219.05 150.04 55.51 48.01 135.03

Dureza Cálcica 117.03 108.03 118.53 1402.84 114.03 115.53 34.51 22.51 76.52


123.3 81.7 138.3 3.3 3.3 1.7 0.8 1.7 115.0

Sólidos Filtrables 312.5 143.3 138.3 2668.3 115.0 161.7 113.3 55.0 191.7

Total Sólidos Disueltos

75 63.3 110.0 230 150.0 85.0 27.5 28.3 118.3



Tabla XVII. Análisis físico-químicos estaciones de muestreo época de verano (Proporcionado por Laboratorio de Ecotoxicología U. Católica de Temuco).

ESTACIONES DE MUESTREO AV-10 CH-10 TI-10 LC-10 CO-10 CL-EV CA-70 ZA-10

PARAMETROS FISICOS

PH 6.4 7.0 7.2 6.6 6.7 6.9 7.1 7.8

Conductividad 137.9 224 156.7 381 426 83 434 411

Color 195 50 132 344 85 11 93 81

Salinidad 0 0.1 0.1 0.2 0.2 0.0 0.2 0.2

PARAMETROS QUIMICOS

Nitrógeno Total 3.33 1.82 1.97 3.79 0.91 2.58 1.21 2.12

Amonio Total (Amoniaco) 0.255 0.0025 <0.001 0.191 0.0036 <0.001 0.010 0.0069

Nitrito 0.00413 0.00140 0.00311 0.1349 0.00174 <0.0001 0.00686 0.0128

Nitrato <0.0001 <0.0001 0.0728 <0.0001 0.03066 <0.0001 <0.0001 0.0127

Fósforo Total 115.24 1.67 4.84 18.25 13.46 86.87 22.37 11.16

Cloruros 3.1 10.7 5.7 18.2 9.4 1.9 13.2 9.4

Sulfato 14.11 12.04 13.33 21.51 18.46 3.96 11.96 14.08

Dureza Total 74.27 123.78 75.02 150.79 223.55 73.52 220.55 210.05

Dureza Cálcica 42.01 75.02 54.01 135.78 148.54 30.01 145.53 118.53


91.67 n/d 70.0 251.7 70.0 0.8 70.0 n/d

Sólidos Filtrables 81.67 143.3 76.7 86.7 148.3 48.3 225 201.7

Total Sólidos Disueltos 150.0 73.3 73.3 11.7 81.7 19.2 50 88.3

BIOENSAYOS CON ESPECIES ESTANDARIZADAS

Los bioensayos ecotoxicológicos, es la estimación de la relación entre el grado de

exposición y los efectos, lo que permite establecer relaciones causales entre el daño que

produce un agente contaminante sobre los organismos vivos, esta relación junto a la

determinación de su destino, difusión y grado de contacto que tiene con las especies

expuestas, permite la caracterización del riesgo. De acuerdo a esto, la presencia de

toxicidad en las aguas de la cuenca del Río Rapel se realizó con especies estandarizadas

utilizando D. pulex (NCh2083/1999); Selenastrum capricornutum (NCh2076/2003) y

Oncorynchus mykiss (según EPA 1998 y Tortorelli 1994).



Selenastrum capricornutum

Los bioensayos realizados durante las estaciones de otoño, invierno del 2009 y verano del

2010 muestran que la toxicidad detectada en los sitios de muestreos aumento desde el

periodo de invierno a verano (Tabla XVIII). Específicamente en el periodo de otoño y

verano (periodo de estiaje) se constato la mayor cantidad de sitios de muestreo con

toxicidad aguda (7 y 8 sitios respectivamente) (Tabla XVIII). Sin embargo, en el periodo

de invierno la toxicidad aguda disminuye en la cuenca (solo tres sitios de muestreos),

asociado al efecto de dilución derivado del aumento de los caudales por las mayores

precipitaciones (Tabla XVIII).

En otoño los sitios de muestreo con toxicidad localizados en la parte alta de la cuenca

correspondieron a CA-20, CO-10 y CL-10; hacia la parte baja de la cuenca los sitios TI-

40, RA-30, RA-40 y hacia la parte media el sitio CL-10(CA). Situación parecida se

constató en el periodo de verano, hacia la parte baja de la cuenca, donde se registra

toxicidad en los sitios RA-30, RA-40 y RA60. Sin embargo, hacia la parte media de la

cuenca se constata toxicidad en los sitios CA-40, LC-10 y ZA-10 y hacia la parte alta de

la cuenca solo se registra para el sitio CH-10 (Tabla XVIII). En el periodo de invierno los

sitios CA-40 y LC-10 revelaron toxicidad, siendo coincidentes con el periodo de verano y

hacia la parte alta de la cuenca solamente el sitio TI-10 mostro toxicidad. Cabe destacar

que los valores de toxicidad en el periodo de invierno son comparativamente más altos

respecto de los periodos de otoño y verano, pero en menor cantidad de sitios de

muestreos. Lo cual podría estar asociado al arrastre o aumento de los sedimentos

derivados de las precipitaciones y caudales (Tabla XVIII).



Tabla XVIII. Resultados de bioensayos en Selenastrum capricornutum para puntos de muestreo en la cuenca Rapel

Muestreo otoño Muestreo invierno Muestreo verano Estación de Muestreo Toxicidad LC50

(%Dilución) (IC95%)

Toxicidad LC50


Toxicidad LC50


EC - No -

CA-70 - No -

CA-20 99

(99.15-99.74) No 10,01

CA-30 no No no

CO-10 25.9

(15.3-36.7) No no

CA-40 no 28.06 (24.75-31.43)

10,017 (10,013-10,021)

LC-10 no 32.10

(26.08-38.46) 20,61

(8,887-31,58)

ZA-10 no No 98.73 (98,28-99,19)

AV-10 no No no

CL-10 (CA) 66.7 (56.7-81.4)

No no

CL-EV no No no

RI-10 no No no

TI-10 no 26.30

(20.93-31.80) no

CL-10 35.7

(21.2- 55.9) No no

CH-10 no No 97,47

(96,65-98,30)

TI-40 80.9

(65.8- 97.4) No -

RA-30 97.5

(78.6-100.4) No

22,30 (14,01-30,36)

RA-40 68.9 (55.8-83.4)

No 11,38 (11,19-11,65)

RA-60 no No 72,45

(47,41-168,45)

Daphnia obtusa

Los bioensayos con esta especie muestran que solo en invierno y verano se detecto

toxicidad aguda (Tabla XIX). Particularmente en el periodo de invierno solamente en el

sitio CO-10 registró toxicidad y en verano la toxicidad se detectó nuevamente en CO-10

y AV-10. Los valores de toxicidad registrados indican una mayor toxicidad hacia el verano

respecto del invierno asociado al régimen natural de precipitaciones y aumento de la

capacidad de dilución en invierno (Tabla XIX).



Tabla XIX. Resultados de bioensayos en Daphnia obtusa para puntos de muestreo de la cuenca Rapel.

Muestreo Otoño Muestreo invierno Muestreo verano Estación de Muestreo Toxicidad LC50


Toxicidad LC50


Toxicidad LC50


EC -- No -

CA-70 -- No no

CA-20 no No no

CA-30 no No no

CO-10 60,37

(51,6-69,9) No

21,835 (13,281-31,165)

CA-40 no No no

LC-10 no No no

ZA-10 no No no

AV-10 no No 55,276

(24,861-91,526)

CL-10 (CA) no No no

CL-EV no No no

RI-10 no No no

TI-10 no No no

CL-10 no No no

CH-10 no No no

Ti-40 no No no

RA-30 no No no

RA-40 no No no

RA-60 no No no

Oncorhynchus mykiss

Los bioensayos con peces muestran un patrón similar de toxicidad detectado con Daphnia

obtusa en el cual solo se registra toxicidad en otoño y verano (Tabla XX). En el periodo de

otoño se constató toxicidad en un total de cinco sitios de muestreos de los cuales en la

parte baja de la cuenca se localizaron los sitios RA-30 y RA-40. Hacia la parte media de

la cuenca en los sitios ZA-10, CA-40 y en la parte alta el sitio CA-30 (Tabla XX).



Tabla XX. Resultados de bioensayos en Oncorhynchus mykiss de la cuenca Rapel.

Muestreo otoño Muestreo Invierno Muestreo verano

Estación de

Muestreo Toxicidad LC50

(%Dilución)

(IC95%)

Toxicidad LC50

(%Dilución)

(IC95%)

Toxicidad LC50

(%Dilución)

(IC95%)

EC --- No --

CA-70 --- No no

CA-20 no No no

CA-30 80,212

(65,556-106,304) No

92,275

(76,78-123,43)

CO-10 no No no

CA-40 64,281

(43,094-100,885) No no

LC-10 no No no

ZA-10 95,087

(71,611-177,798) No no

AV-10 no No no

CL-10 (CA) no No no

CL-EV no No no

RI-10 no No no

TI-10 no No no

CL-10 no No no

CH-10 no No no

TI-40 no No no

RA-30 95,779

(-81033-62,025) No no

RA-40 86,819

(58,772-295,833) No no

RA-60 no No no

CA-70 --- No no



ANÁLISIS CORRELACIONAL ENTRE PARÁMETROS FÍSICO QUÍMICOS Y LC50 EN

LA CUENCA RAPEL

La determinación de los compuestos químicos causantes de toxicidad en la Cuenca Rapel

se llevo a cabo mediante un análisis correlacional de los parámetros físico químicos de

calidad de agua de cada una de los sitios de muestreos con los LC50 calculados para cada

estación del año y nivel trofico. Posteriormente se realizo un análisis de componentes

principales para representar las correlaciones estimadas.

Otoño

Los resultados de la matriz de correlación de Pearson se muestran en la Tabla XXI. El

análisis no muestra correlaciones significativas entre los LC50 y los diferentes

parámetros químicos analizados. Sin embargo los parámetros de sulfatos, cobre, fierro,

manganeso, cromo, sólidos suspendidos y aluminio presentan mayores concentraciones

en los diferentes sitios donde se registro toxicidad.

Tabla XXI. Matriz de correlación estaciones (muestreo otoño).

MATRIZ DE CORRELACIÓN PEARSON (N)

Variables LC50 ALGAS LC50 D,PULEX LC50 PECES

LC50 ALGAS 1 -0,129 -0,171

LC50 D,PULEX -0,129 1 -0,169

LC50 PECES -0,171 -0,169 1

Cond 0,031 -0,190 -0,260

SDT -0,059 -0,203 -0,208

SST -0,128 -0,186 0,013

NH4+ -0,155 0,045 0,236

Cloruro -0,095 -0,017 -0,218

SO4 -0,039 -0,315 -0,128

AyG 0,206 -0,031 -0,030

Cu 0,061 -0,473 0,072

Fe -0,172 -0,129 0,050

Mn -0,113 -0,257 0,067

Al -0,108 -0,110 0,072

Pb -0,294 0,006 -0,062

Mn Dis. 0,062 -0,545 0,135

DBO5 -0,205 -0,219 -0,343

OD 0,055 -0,159 -0,156 pH -0,108 0,260 0,219 T -0,180 0,053 0,348

CF -0,096 -0,013 0,234 CT -0,267 0,414 -0,115



Por otro lado, el análisis de calidad de agua muestra que los sulfatos y cloruros se

encuentran altamente correlacionados con manganeso, aluminio, plomo, cobre, y con el

material particulado como así mismo los sólidos suspendidos total y disuelto. Estos

antecedentes pueden explicar la toxicidad detectada en los sitios de muestreo

considerando el efecto sinérgico de estos compuestos químicos presentes en el agua de la

cuenca Rapel (Tabla XXII). El análisis de componentes principales muestra que la

toxicidad registrada en el periodo de otoño se asocia al fierro, aluminio, sólidos totales,

manganeso y cobre total (Figura 19).

Tabla XXII. Nivel similaridad como coeficiente de correlación de Pearson con un umbral

de similitud del 0,7

Parámetro 1 Parámetro 2 Similitud

Cond SDT 0,862

Cond SO4 0,740

SDT SO4 0,873

SST Fe 0,940

SST Mn 0,708

SST Al 0,935

SST Pb 0,868

SO4 Cu 0,880

SO4 Cu Dis. 0,900

SO4 Mn Dis. 0,866

Cu Cu Dis. 0,959

Cu Mn Dis. 0,903

Fe Mn 0,749

Fe Al 0,872

Fe Pb 0,846

Fe OD 0,715

Mn Al 0,722

Mn Pb 0,837

Al Pb 0,902

Cu Dis. Mn Dis. 0,939

NO2 DBO5 0,851

NO2 CF 0,973

DBO5 CF 0,891



Figura 19. Análisis de componentes principales (ACP), de los perfiles físico químicos de las estaciones y toxicidad aguda en Selenastrum. Los valores de los parámetros fueron

transformados mediante ln(x+1). Rotación Varimax La varianza explicada por F1 y F2 es del 75%.

El análisis de la concentración de los compuestos químicos que explicarían la toxicidad

en la Cuenca Rapel, no superan los valores de LC50 (tomados de la literatura) para las

especies estandarizadas a lo largo de la Cuenca Rapel, sin embargo se advierte un

aumento de la concentración de aluminio en el sitio CA-40 la cual registro toxicidad con

O. mykiss y D. pulex (Figura 20 y 21).



0

10

20

30

40

50

60

70

80

90CA

‐20

CA‐30

CO‐10

CA‐40

LC‐10

ZA‐10

AV‐10

CL‐10C

A

CL‐EV

RI‐10

TI‐10

CL‐10

CH‐10

TI‐40

RA30

RA40

RA60

Concen

tración de

Al m

g/l

Estaciones de Muestreo

Al LC 50 O.mykiss (Conc. 85,39 mg/l)

Figura 20. Concentraciones de aluminio (Al) muestreo de otoño asociado a Oncorhynchus

mykiss.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

CA‐20

CA‐30

CO‐10

CA‐40

LC‐10

ZA‐10

AV‐10

CL‐10C

A

CL‐EV

RI‐10

TI‐10

CL‐10

CH‐10

TI‐40

RA30

RA40

RA60

concen

tracione

s Al m

g/l


Al LC 50 D. pulex (Conc. 0,0073 mg/l)

Figura 21. Concentraciones de aluminio (Al) muestreo de otoño asociado a Daphnia pulex.

Patrón similar se observa con el fierro el cual aumenta su concentración en sitios donde

se detecto toxicidad (Figuras 22 y 23).



0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

CA‐20

CA‐30

CO‐10

CA‐40

LC‐10

ZA‐10

AV‐10

CL‐10C

A

CL‐EV

RI‐10

TI‐10

CL‐10

CH‐10

TI‐40

RA30

RA40

RA60

Concen

tracione

s Fe

mg/l


Fe LC 50 D.pulex (Conc. 0,18 mg/l)

Figura 22. Concentraciones de fierro (Fe) asociado a Daphnia pulex.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

CA‐20

CA‐30

CO‐10

CA‐40

LC‐10

ZA‐10

AV‐10

CL‐10C

A

CL‐EV

RI‐10

TI‐10

CL‐10

CH‐10

TI‐40

RA30

RA40

RA60

Concen

tracione

s Fe

mg/l

Estaciones de Mustreo

Fe LC 50 O.mykiss (Conc. 36 mg/l)

Figura 23. Concentraciones de fierro (Fe) asociado a Oncorhynchus mykiss.

El análisis de la concentración de manganeso y cobre a lo largo de la cuenca de Rapel

muestra que sus valores superan la toxicidad estandarizados para D. pulex, O. mikiss,

Ephemeroptera, Plecoptera y Trichoptera específicamente en los sitios CO-10 y AV-10 que

registraron toxicidad en el presente estudio (Figuras 24 al 29).



0

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

0,3

0,35

CA‐20

CA‐30

CO‐10

CA‐40

LC‐10

ZA‐10

AV‐10

CL‐10C

A

CL‐EV

RI‐10

TI‐10

CL‐10

CH‐10

TI‐40

RA30

RA40

RA60

Concen

tracione

s Mn mg/l


Mn LC 50 D.pulex (Conc. 0,1 mg/l)

Figura 24. Concentraciones de manganeso (Mn) asociado a Daphnia pulex.

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

4

CA‐20

CA‐30

CO‐10

CA‐40

LC‐10

ZA‐10

AV‐10

CL‐10C

A

CL‐EV

RI‐10

TI‐10

CL‐10

CH‐10

TI‐40

RA30

RA40

RA60

Concen

tracione

s Mn mg/l


Mn LC 50 O.mykiss (Conc. 3,54 mg/l)

Figura 25. Concentraciones de manganeso (Mn) asociado a Oncorhynchus mykiss.



0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9

CA‐20

CA‐30

CO‐10

CA‐40

LC‐10

ZA‐10

AV‐10

CL‐10C

A

CL‐EV

RI‐10

TI‐10

CL‐10

CH‐10

TI‐40

RA30

RA40

RA60

Concen

tracione

s Cu

mg/l


Cu LC 50 D,pulex (Conc. 0,15 mg/l) LC 50 O.mykiss (Conc. 0,0255 mg/l)

Figura 26. Concentraciones de cobre (Cu) asociado a Daphnia pulex, Oncorhynchus

mykiss.

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9

CA‐20

CA‐30

CO‐10

CA‐40

LC‐10

ZA‐10

AV‐10

CL‐10C

A

CL‐EV

RI‐10

TI‐10

CL‐10

CH‐10

TI‐40

RA30

RA40

RA60

Concen

tracione

s Cu

mg/l


Cu LC 50 ephemeroptera (Conc. 0,453 mg/l)

Figura 27. Concentraciones de cobre (Cu) asociado a Ephemeroptera.



0

2

4

6

8

10

12

14

CA‐20

CA‐30

CO‐10

CA‐40

LC‐10

ZA‐10

AV‐10

CL‐10C

A

CL‐EV

RI‐10

TI‐10

CL‐10

CH‐10

TI‐40

RA30

RA40

RA60

Concen

tracione

s Cu

mg/l


Cu LC 50 trichoptera (Conc. 12,1 mg/l)

Figura 28. Concentraciones de cobre (Cu) asociado a Trichoptera.

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

CA‐20

CA‐30

CO‐10

CA‐40

LC‐10

ZA‐10

AV‐10

CL‐10C

A

CL‐EV

RI‐10

TI‐10

CL‐10

CH‐10

TI‐40

RA30

RA40

RA60

Concen

tracione

s Cu

mg/l


Cu LC 50 plecoptera

Figura 29. Concentraciones de cobre (Cu) asociado a Plecoptera.



Invierno

El análisis de correlación de Pearson muestra que los resultados son en general poco

significativos entre los LC50 y parámetros físico químicos (Tabla XXIII) Sin embargo se

advierte que arsénico, estaño disuelto, plomo disuelto, flúor y selenio se asocian con la

toxicidad detectada en los bioensayos en este periodo.(Tabla XXIII).

Tabla XXIII. Matriz de correlación estaciones en época de invierno.

MATRIZ CORRELACIÓN DE PEARSON Variables lc50 algas Variables lc50 algas lc50 algas 1 AyG -0,323

DBO5 -0,752 Deterg. -0,821 Cond. -0,551 NH4+ -0,807 SDT -0,316 CN -0,462 SST 0,013 Cloruro -0,569 SO4 -0,258 F 0,689 HCF -0,462 SU -0,477 HCV 0,462 Ni 0,274 Cu -0,002 Se 0,534 Fe 0,003 Zn 0,47 Mn -0,024 Al -0,016 As 0,602 Zn Dil. 0,119 Sn -0,189 B 0 Hg 0,434 RAS 0 Pb -0,077 CF 0,022

Cu Dis. -0,041 CT -0,382 Fe Dis. -0,419 OD 0,449 Mn Dis. 0,436 NO2 -0,69 As Dis. 0,468 Cr 0,066 Sn Dis. 0,742 Mo 0,144 Pb Dis. 0,68 Mo Dis. 0,134

El análisis de componentes principales muestra que la toxicidad de las algas se encuentra

correlacionada con Mn, Zn, As, los cuales se encuentran en mayores concentraciones en

las estaciones CH-10, CL-10 Y TI-10 siendo esta última una de las estaciones con altos

valores toxicidad. Si bien en el cuadrante II la relación de la toxicidad se asocia a metales

en general, esto puede estar modulado por la presencia de materia orgánica presente en

los compuestos allí presentes.



Figura 30. Análisis de componentes principales (ACP), de los perfiles físico químicos de

las estaciones y toxicidad aguda en Selenastrum capricornutum. Los valores de los

parámetros fueron transformados mediante ln(x+1). La varianza explicada por F1 y F2 es

del 65%.

Verano

Los análisis de correlación indican que la toxicidad detectada en microalgas se

correlaciona significativamente con manganeso, aluminio, cloruros, sulfatos, sólidos

totales disueltos y totales, sin embargo estos resultados no son concluyentes. No

obstante el análisis de componentes principales confirma nuestros resultados en el cual

se registra que Selenastrum capricornutum está asociada a un grupo de metales

coincidentes con los compuestos mencionados previamente y además se incluyen otros

tales como zinc, arsénico, plomo y fierro (Figura 31).



Figura 31. Análisis de componentes principales (ACP), de los perfiles físico químicos de

las estaciones y toxicidad aguda en Selenastrum capricornutum. Los valores de los

parámetros fueron transformados mediante ln(x+1). La varianza explicada por F1 y F2 es

del 55%.



ANÁLISIS DE QUELANTES PARA REDUCIR TOXICIDAD MEDIANTE LA

METODOLOGÍA TIE

La reducción e identificación de la toxicidad (TIE) se define como un proceso dirigido a

identificar los agentes causativos de la toxicidad, aislando las fuentes de toxicidad (US.

EPA, 1999; Pillard & Russell, 2001). Evalúa opciones del control de la toxicidad y confirma

la reducción de la toxicidad en el efluente o muestra. Para esto se toman alícuotas de las

muestras y luego se someten a diferentes pruebas o tratamientos de reducción de la

toxicidad (e.g., ajuste del pH, filtración) (US.EPA, 1999). Luego, si la muestra no

presenta toxicidad después de un tratamiento en particular, es un indicativo de que la

toxicidad estaba causada por el tipo de compuesto eliminado por ese tratamiento.

La prueba de quelación o complejación con EDTA permite explicar la toxicidad atribuible a

metales divalentes o trivalentes (Santiago et al., 2002). La utilización de uno u otro

tratamiento dependerá de las características físico-químicas de las aguas residuales

sospechosas de la toxicidad del efluente.

Quelación con EDTA

Esta prueba se diseña para detectar toxicidad en el efluente y/o muestra de aguas

causada por ciertos metales catiónicos (US. EPA, 1992a). Según US. EPA (1992a), el

EDTA es un agente quelante fuerte y debido a su fuerza de complejación, desplazará a

menudo otras formas solubles (tales como cloruros y óxidos). Los cationes quelados

fuertemente por EDTA incluyen el aluminio, cadmio, cobre, hierro, plomo, manganeso

(2+), níquel, y zinc (Stumm & Morgan, 1981).

En la cuenca Rapel las muestras con toxicidad (descritas previamente) fueron tratadas

con ácido etilendiaminotetraacético (EDTA) (C10H14N2Na2O8 + 2H20) como sustancia

quelante. Previamente, se realizaron pruebas para determinar la dosis exacta de EDTA a

utilizar en cada una de las muestras. Se dispuso una batería de ensayos, en los cuales se

prepararon soluciones de sulfato amónico ferroso (Fe (NH4)2 (SO4)2 * 6 H2O), con

concentraciones conocidas de Fe (2 y 4 mg/L) y, a cada una se agregaron diferentes

concentraciones de EDTA, luego se agitó por un período de 10 minutos a una velocidad

rápida de 300 rev/min, con el fin de disolver completamente la sal, y se midió el Fe total

en cada una de las concentraciones, con el objetivo de evaluar los resultados del



quelante, considerando no causar la toxicidad con EDTA ni tampoco cambiar

substancialmente la calidad del agua.

Finalmente, se agregó la dosis calculada de EDTA a cada una de las muestras a tratar,

para su posterior utilización en los bioensayos.

Otoño

Los resultados muestran que la toxicidad detectada en los bioensayos con Selenastrum

capricornutum, Daphnia pulex y Daphnia obtusa correspondiente a las estaciones CA-20

CO-10, CL10CA, Ti-40, RA-30, RA-40, CL-10 y AV-10 las cuales redujeron

significativamente su toxicidad. En la mayoría de los sitios analizados la toxicidad se

elimino en un 100% (ensayos con Daphnia pulex, Daphnia obtusa y Selenastrum

capricornutum), lo cual confirma que la toxicidad detectada en la cuenca se relaciona

específicamente con los metales (Tabla XXIV). Particularmente en la estación TI-40, RA-

30 y RA-40, la toxicidad se mantuvo lo cual indica que la causa puede estar asociada a

otros compuestos no metálicos. Además las estaciones que mantuvieron su toxicidad se

localiza en la parte baja de la cuenca por tanto la toxicidad podría estar asociada a

compuestos de origen orgánico tales como amonio, nitrato, sólidos suspendido totales,

etc. (Tabla XXIV).

Tabla XXIV. Estaciones con toxicidad en Selenastrum capricornutum, Daphnia pulex y

Daphnia obtusa en época de otoño sometidas a TIE (Identificación de la Toxicidad).

Muestreo época de otoño

Estación

Toxicidad Selenastrum

capricornutum sometida al

agua de muestreo



tratamiento de Quelación

Toxicidad Daphnia pulex

sometida al agua de

muestreo

Toxicidad Daphnia pulex

sometida al tratamiento de

Quelación

Toxicidad Daphnia obtusa

sometida al agua de muestreo

Toxicidad Daphnia obtusa

sometida al tratamiento de

Quelación

CA-20 99 (99.15-

99.74) no

CO-10 25.9 (15.3-

36.7) no

37,4 (27,4-46,3)

no 60,37 (51,6-

69,9) no

CL10CA 66.7 (56.7-

81.4) no

Ti-40 80.9 (65.8-

97.4) 21.38 (17.19-

25.50)

RA-30 97.5 (78.6-

100.4) 8.56 (5.6-

11.3)

RA-40 68.9 (55.8-

83.4) 71.49

CL-10 35.7 (21.2- 55.9)

no

AV-10 51,6 (33,9-

69,5) no



Invierno - Verano

Los resultados de la aplicación de quelantes, a las muestras provenientes del periodo de

invierno, revelan que la toxicidad desapareció en un 100% (Tabla XXV). Los resultados

confirman nuestros análisis correlacionales en el cual se estableció que los metales (Mn,

Zn, As) serian los responsables de la toxicidad detectada en CA-40, LC-10 y TI-10 (Tabla

XXV).

Tabla XXV. Estaciones con toxicidad en Selenastrum capricornutum, en época de

invierno sometidas a TIE (Identificación de la Toxicidad).

Muestreo época de invierno

Estación Toxicidad Selenastrum

capricornutum sometida al agua de muestreo

Toxicidad Selenastrum capricornutum sometida

al tratamiento de Quelación

CA-40 28.06 (24.75-31.43) No LC-10 32.10 (26.08-38.46) No TI-10 26.30 (20.93-31.80) No

En el caso del periodo de verano la toxicidad registrada en la cuenca rapel aumento

respecto del periodo de invierno en cuanto al número de estaciones de muestreo que

registraron toxicidad (10 estaciones de muestreo).

Los resultado de la aplicación de quelantes en este periodo mostro un patrón similar al

descrito a los periodos de otoño e invierno donde se registro una disminución de la

toxicidad. Sin embargo en las estaciones CA-40, LC-10 y RA-40 la toxicidad se mantuvo o

disminuyo levemente confirmando que la toxicidad no es consecuencia de los metales,

además la estaciones involucradas se localizan en la parte media baja de la cuenca siendo

coincidente con los resultados obtenidos en el periodo de otoño (Tabla XXVI).



Tabla XXVI. Estaciones con toxicidad en Selenastrum capricornutum y Daphnia obtusa

en época de verano sometidas a TIE (Identificación de la Toxicidad).

Muestreo época de verano

Estación


capricornutum sometida al agua de

muestreo




Toxicidad Daphnia obtusa sometida al agua

de muestreo

Toxicidad Daphnia obtusa sometida al


CA-20 10,05 68,05 (50,22-

107,72)

CA-40 10,017 (10,013-

10,021)

29,07 (18,29-

40,87)

LC-10 20,61 (8,887-

31,58)

29,07 (18,29-

40,87)

ZA-10 98.73 (98,28-

99,19) -

CH-10 97,47 (96,65-

98,30) --

RA-30 22,30(14,01-

30,36)

92,25 (73,88-

126,85)

RA-40 11,38 (11,19-

11,65)

27,25 (22,29-

32,35)

RA-60 72,45 (47,41-

168,45) -

CO-10 21,835 (13,281-

31,165) no

AV-10 55,276 (24,861-

91,526) no

El origen de la toxicidad por metales se comprobó mediante la medición del fierro pre y

post tratamiento de quelantes (Tabla XXVII), se observa una significativa disminución de

la concentración de fierro en las muestras tratadas con quelante (Tabla XXVII).



Tabla XXVII. Diferencia en análisis químico entre muestras sometidas a quelación y sin

tratar para determinación de fierro

Muestreo Otoño Muestreo Invierno

Estaciones Concentración de Fe mg/L muestras

sin tratar

Concentración de Fe mg/L muestras con Quelante

Concentración de Fe mg/L muestras

sin tratar

Concentración de Fe mg/L muestras con Quelante

CO- 10 0,0931 0,00582 - -

CA- 20 0,0179 0 - -

CA- 30 0,0461 0 - -

RA- 30 0,0864 0 - -

CL- 10 (CA) 0 0 - -

RA- 40 0,0662 0 - -

AV - 10 0,7162 0,0134 - -

ZA- 10 0,0629 0,0061 - -

CL - 10 0,0931 0 - -

Ti - 40 0,0574 0 - -

- - - -

CA- 40 - - 0,0484 0

LC -10 - - 0,0484 0

Ti - 10 - - 0 0

BIOENSAYOS CON ESPECIES NATIVAS

Invertebrados Bentónicos Nativos

Los resultados de los bioensayos y sus condiciones se resumen en la Tabla XXVIII. Se

realizaron un total de 24 bioensayos considerando todos los metales descritos en la

metodología, para ello se realizaron 15 salidas a terreno en la cual se colectaron un total

aproximado de 4500 individuos de Leptophlebidae y Baetidae ambos del orden

Ephemeroptera.

Del 100% de los bioensayos realizados se registro que el 80% de los resultados con

invertebrados bentónicos no son concluyentes por cuanto se registró más de un 20% de

mortalidades en los respectivos controles.



Tabla XXVIII. Resumen de bioensayos realizados con invertebrados bentónicos.

ESPECIES NATIVAS Leptophlebiidae Baetidae

Nº De Ensayos Realizados 13 11

Metales Ocupados Aluminio,Hierro, Arsenico,

Manganeso Y Zinc

Aluminio,Arsenic0, Cobre, Hierro,

Manganeso, Zinc

Nº Concentraciones 5 Mas Control 5 Mas Control

Temperatura Bioensayo 12-14 12-14

% saturación de oxigeno >85% >85%

Nº De Replicas 4 4

Nº Individuos Por Concentración 5 5

Nº Total Individuos Por Ensayo 120 120

Nº De Inviduos Totalidad Bioensayos 1560 1320

Sumatoria 2880

Número de Individuos recolectados en Terreno app

4500

Numero de Terrenos realizados 15

En la primera batería de bioensayos, las concentraciones evaluadas para cada metal, se

establecieron tomando en consideración ensayos preliminares realizados durante el

periodo de verano del 2009. En la Tabla XXIX es posible observar como las mortalidades

obtenidas difieren entre una familia y otra. La Familia Leptophlebiidae, obtiene un

máximo de mortalidad de 65% en los controles (en los bioensayos con aluminio y

arsénico) y luego baja a 15% (en los bioensayos de manganeso y zinc). De manera

similar la Familia Baetidae muestra una mortalidad máxima del 95% ( bioensayo con

manganeso) y posteriormente baja levemente al 75% y luego 55% (bioensayos con

arsénico y hierro respectivamente. Situación distinta se observa con el cobre en el cual se

obtiene solo un 10% de mortalidad en el control.



Tabla XXIX. Primeras concentraciones para cada metal sometido a bioensayo

ESPECIE NATIVA METAL % MORTALIDAD

CONTROL

ALUMINIO 65

COBRE 10

HIERRO 10

ARSENICO 65

MANGANESO 15

LEPTOPHLEBIIDAE

ZINC 15

ALUMINIO 55

ARSENICO 75

COBRE 10

HIERRO 55

MANGANESO 95

BAETIDAE

ZINC 75

De acuerdo a lo obtenido en las primeras concentraciones evaluadas, se procedió a

realizar nuevos bioensayos probando nuevas concentraciones ajustadas a los resultados

obtenidos de la primera batería de bioensayos. Se consideraron como base el porcentaje

de mortalidad, lo que da como resultado la reducción de las mortalidades en los controles

respectivos. Estos antecedentes confirman la mayor sensibilidad que posee la Familia

Baetidae, registrándose porcentajes de mortalidad superiores al 60% (bioensayos con

zinc y arsénico). Particularmente el bioensayo con arsénico se realizó en condiciones

diferentes al resto de los metales evaluados con el objeto de determinar el efecto de las

variables de temperatura y aireación en la mortalidad de los individuos. Para ello la

temperatura se mantuvo constante a 8 °C en una cámara de cultivo, sin aireación. No

obstante los resultados registrados mostraron altas mortalidades de los especímenes

utilizados, lo que nos permite inferir que la aireación fue un factor crítico en la

mantención del bioensayo.



Lo anterior contrasta con los resultados de la familia Leptophlebiidae que no posee un

porcentaje mayor al 45% de mortalidad en los controles, aun cuando uno de los ensayos

correspondiente a arsénico se sometió al misma condición de temperatura constante de 8

°C en una cámara de cultivo sin aireación constante y la mortalidad no supero el 10%.

Por lo tanto estos resultados preliminares muestran que los leptoflebidos presentan

mejores condiciones de adaptabilidad a los bioensayos comparados con los baetidos los

cuales, aparentemente, requieren condiciones más estrictas en su mantención y

manipulación lo que puede ser un indicador de que estos individuos de la Familia Baetidae

no son la más adecuadas para la realización de bioensayos. (Tabla XXX)

Tabla XXX. Segundas concentraciones para cada metal sometido a bioensayo


CONTROL

ALUMINIO 45%

COBRE 25%

HIERRO 20%

ARSENICO 10%

MANGANESO 5%

LEPTOPHLEBIIDAE

ZINC 25%

ALUMINIO 70%

ARSENICO 100%

HIERRO 60%

MANGANESO 80%

BAETIDAE

ZINC 100%

Adicionalmente se realizaron nuevos bioensayos con aluminio testeando nuevas

concentraciones con ambas familias de invertebrados. Los resultados muestran un patrón

similar al descrito previamente donde los baetidos son más sensibles que los

leptophlebidos dada las mortalidades registradas Tabla XXXI



Tabla XXXI. Terceras concentraciones evaluadas para cada metal sometido a bioensayo


CONTROL

LEPTOPHLEBIIDAE ALUMINIO 15%

BAETIDAE ALUMINIO 90%

Variables Críticas en la Realización de Bioensayos con Invertebrados Bentónicos

Nativos y Medidas Correctivas

Las causas de estos resultados están centradas o focalizadas en aspectos del control de

variables del bioensayo:

• Temperatura: Si bien el rango utilizado se basa en lo propuestos por la EPA

(1998) para otro tipos de bioensayos que está en el rango de los 15 °C, esta

temperatura suele ser un poco elevada por lo que en los posteriores ensayos se

trato de mantener la temperatura del lugar de recolección la cual fluctuaba entre

los 11 y 13 °C cabe destacar que lo ideal es mantener un temperatura constante

de 11 °C esto porque se logra una buena transferencia de oxigeno en especial

para la especies de la Familia Baetidae y por otro lado las fluctuaciones de

temperatura genera un sobre estrés de los individuos.

• Aireación: El sistema de aireación siempre mantuvo los porcentajes de saturación

requeridos en los bioensayos que esta por sobre el 85% de oxigeno. Sin embargo,

existe una condición mecánica operacional que es el tamaño de burbuja y la

presión de aire, cuando estas variables se incrementan se produce un mayor

estrés en los individuos debido al mayor gasto energético para sujetarse al

sustrato artificial dispuesto en los vasos precipitados. La condición optima es este

caso es controlar la presión de aire con un sistema de llaves de bola y por otro

lado usar un sistema que produzca burbujas de tamaño pequeño y constante como

por ejemplo las puntillas de las micropipetas. De esta forma se mejoran las

condiciones de mantención de los invertebrados en el laboratorio.



Bioensayos con resultados concluyentes

De lo bioensayos realizados con invertebrados bentónicos nativos se selecciono para los

análisis de LC50 todos aquellos que obtuvieron un porcentaje menor del 20% de

mortalidad en sus controles.

De la totalidad de ensayos realizados, el cálculo de toxicidad fue posible para la familia

Leptophlebiidae, pudiendo verificar la toxicidad de los metales como aluminio, arsénico,

cobre, hierro (Tabla XXXII). Respecto de los bioensayos con Baetidae ninguno de ellos

pudo ser utilizado para el análisis de Lc50 debido a sus altas mortalidades tanto en los

controles como en las diferentes concentraciones de los metales utilizados, sin arrojar un

patrón entre mortalidad y concentración del metal empleado

Tabla XXXII. LC50 calculado para la familia Leptophlebiidae

METALES FAMILIA TOXICIDAD LC 50

ALUMINIO Leptophlebiidae 7,02 mg/l

ARSENICO Leptophlebiidae 0,97 mg/l

COBRE Leptophlebiidae 1,763 mg/l

FIERRO Leptophlebiidae 5,8 mg/l



En relación a los LC50 obtenidos en los bioensayos con especies nativas y los datos de los

parámetros fisicoquímicos obtenidos en los monitoreos de otoño e invierno del 2009 en la

cuenca Rapel podemos afirmar lo siguiente: las concentraciones de aluminio (Al) en la

parte alta y media de la cuenca, específicamente en las estaciones de muestreo CA20,

CA30, CA40 y LC10 presentan concentraciones de aluminio que están por debajo del valor

de Lc50, obtenido en los bioensayos realizados, por lo que podría no tener implicancias

ecotoxicológicas para los individuos de la Familia Leptophlebiidae. También es importante

notar que en las otras estaciones de muestreo las concentraciones del aluminio son aun

más bajas en relación a los valores de toxicidad encontrados en los bioensayos por lo que

no implicaría de riesgo para las comunidades biológicas. (Tabla XXXIII)

En el caso del fierro las concentraciones en la parte alta y media de la cuenca,

específicamente en las estaciones de muestreo CA20, CA30 CA40 y TI10 presentan

concentraciones de fierro que sobrepasan el valor de Lc50, obtenido en los bioensayos

realizados, lo que tiene implicancias ecotoxicológicas para los individuos de la Familia

Leptophlebiidae.

También es importante notar que en otras estaciones de muestreo (CO10) las

concentraciones del cobre (Cu) en otoño son cercanas a los valores de toxicidad

encontrados en los bioensayos transformándose en sitios con un alto potencial de riesgo

para las comunidades biológicas, por otro lado en el monitoreo de invierno las

concentraciones de cobre (Cu) en las estaciones CO10 y CA30 sobrepasan el valor de

Lc50, obtenido en los bioensayos, lo que tiene implicancias ecotoxicológicas para los

individuos de la Familia Leptophlebiidae.

Con respecto al Arsénico (As) en el monitoreo de junio 2009 (Tabla XXXIV) las

concentraciones no sobrepasan los valores de Lc50, obtenido en los bioensayos realizados

aun cuando los análisis de fisicoquímicos denotan la presencia de este xenobiótico en

todas las estaciones muestreadas situación que debe ser observada debido a que

cualquier aumento en su concentración puede tener implicancias ecotoxicológicas para los

individuos de la Familia Leptophlebiidae.



En las tablas XXXV y XXXVI se comparan los Lc50 obtenidos en los bioensayos con

especies de invertebrados nativos, con los parámetros fisicoquímicos obtenidos en los

muestreos de otoño e invierno en la cuenca, con los parámetros fisicoquímicos de la

propuesta de Norma de Calidad Secundaria del rio Cachapoal y Lc50 obtenidos en bases

bibliográficas, si bien las concentraciones de LC50 obtenidas tanto en los bioensayos

como el de las bases bibliográficas difieren entre sí, podemos destacar, que en los

parámetros para todos los metales usados en los bioensayos con especies nativas (cobre,

hierro, aluminio, manganeso, arsénico y zinc) en ambas concentraciones de LC50

(bioensayo y bases bibliográfica) están muy por debajo de las concentraciones

mencionadas en la última versión de propuesta de Norma de Calidad Secundaria del rio

Cachapoal, en este sentido las concentraciones propuestas en la NCS del Cachapoal no

estarían cumpliendo su función de proteger las comunidades biológicas usadas en estos

bioensayos con individuos de la Familia Leptophlebiidae.

Es preciso mencionar que las diferencia de los Lc50 obtenidos en los bioensayos con

individuos de la Familia Leptophlebiidae y lo mencionados en la bases bibliográficas se

debe principalmente a que no existe una estandarización para este tipo de bioensayos y

probablemente las metodología difieran entre si y por otro lado las especies de otras

latitudes pueden tener tolerancias distinta aun mismo xenobiótico.



Tabla XXXIII. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos, con los

parámetros fisicoquímicos muestreados en otoño en la cuenca.

Muestreo Marzo 2009 Parámetros Fisicoquímicas (mg/l)

LC50 Especies Familia Leptophlebiidae (mg/l)

Servicio Punto Cu Fe Mn Al Al Cu Fe As

Rio Cachapoal

Río Cachapoal Punto NºCA20

<0,03 6,05 0,2 5,78

Rio Cachapoal


0,1 7,5 0,27 8,64

Rio Cachapoal

Río Coya Punto NºCO10

0,77 1,58 0,32 2,11

Rio Cachapoal


0,06 7,75 0,26 13,59

Rio Cachapoal

Estero La Cadena Punto NºLC10

0,05 3,5 0,16 6,36

Rio Cachapoal

Estero Zamorano Punto NºZA10

<0,03 0,34 0,03 0,33

Rio Cachapoal

Estero Antivero Punto NºAV10

<0,03 3,8 0,12 3,77

Rio Cachapoal

Río Claro de Rengo Punto NºCL10

<0,03 0,05 <0,02 0,04

Rio Cachapoal

Río Claro Punto NºCLEV

Rio Cachapoal

Estero Rigolemu Punto NºRI10

<0,03 0,98 0,08 1,97

Rio Tinguiririca

Río Tinguiririca en Bajo Briones TI10

0,04 7,86 0,21 4,76

Rio Tinguiririca

Río Claro en el Valle CL10 <0,03 0,22 0,03 0,18

Rio Tinguiririca

Estero Chimbarongo en Puente Huemul

CH10 <0,03 0,08 <0,02 0,13

Rio Tinguiririca

Río Tinguiririca en Los Olmos TI40

<0,03 0,56 0,07 0,7

7,02 1,763 5,8 0,978



XXXIV. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos, con los parámetros

fisicoquímicos muestreados en invierno en la cuenca.

Muestreo Junio 2009 Parámetros Fisicoquímicos (mg/l) LC50 Especies Familia Leptophlebiidae (mg/l)

Servicio Punto Cu Fe Mn Al As Zn Al Cu Fe As

Río Cachapoal

Río Cachapoal Punto NºCA20 <0,03 1,31 0,06 1,61 0,017 <0,02

Río Cachapoal

Río Cachapoal Punto NºCA30 2,31 42,87 1,06 29,15 0,0645 0,2

Río Cachapoal


3,72 70,57 1,95 44,5 0,0795 0,32

Río Cachapoal


0,05 3,24 0,14 3,1 0,024 <0,02

Río Cachapoal

Estero La Cadena Punto NºLC10 0,06 1,42 0,12 1,3 0,0096 0,03

Río Cachapoal


<0,03 0,28 <0,02 * * *

Río Cachapoal


<0,03 0,09 <0,02 * * *

Río Cachapoal


<0,03 0,08 <0,02 * 0,0046 <0,02

Rio Cachapoal


* * * * * *

Río Cachapoal

Estero Rigolemu Punto NºRI10 <0,03 0,85 0,09 0,63 * *

Rio Tinguiririca

Río Tinguiririca en Bajo Briones TI10 <0,03 1,42 0,12 2,48 * *

Rio Tinguiririca

Río Claro en el Valle CL10

<0,03 0,58 0,03 0,64 * *

Rio Tinguiririca


CH10

<0,03 0,38 <0,02 0,32 * *

Rio Tinguiririca

Río Tinguiririca en Los Olmos TI40 * * * * * *

7,02 1,763 5,8 0,978

Tabla XXXV. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos, con los parámetros muestreados en otoño en la cuenca y

con las concentraciones propuestas de Norma de Calidad Secundaria del rio Cachapoal

*No Aplica para esta estación

Tabla XXXVI. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos, con los parámetros muestreados en invierno en la cuenca

y con las concentraciones propuestas de Norma de Calidad Secundaria del rio Cachapoal

Muestreo Marzo 2009 Parámetros Fisicoquímicas (mg/l) LC50 Especies Familia Leptophlebiidae (mg/l)

Concentración Propuesta NCS Cachapoal (mg/l)

Concentración Lc50 Bases Bibliográfica (mg/l)

Servicio Punto Cu Fe Mn Al As Zn Al Cu Fe As Al Cu Fe As Al Cu Fe As

Río Cachapoal


2,31 42,87 1,06 29,15 0,0645 0,2 NA* 6 20 NA*

Río Cachapoal


3,72 70,57 1,95 44,5 0,0795 0,32 30 10 5 0,1

Río Cachapoal


0,05 3,24 0,14 3,1 0,024 <0,02

7,02 1,763 5,8 0,978

NA* NA* 10 NA*

0,23 0,092

*No Aplica para esta estación

Muestreo Marzo 2009 Parámetros Fisicoquímicas

(mg/l) LC50 Especies Familia

Leptophlebiidae (mg/l) Concentración Propuesta NCS

Cachapoal (mg/l) Concentración Lc50 Bases

Bibliográfica (mg/l)

Servicio Punto Cu Fe Mn Al Al Cu Fe As Al Cu Fe As Al Cu Fe As

Rio Cachapoal


<0,03 6,05 0,2 5,78 NA* NA* NA* NA*

Rio Cachapoal


0,1 7,5 0,27 8,64 NA* 6 20 NA*

Rio Cachapoal


0,77 1,58 0,32 2,11 30 10 5 0,1

Rio Cachapoal


0,06 7,75 0,26 13,6 NA* NA* 10 NA*

Rio Cachapoal


0,05 3,5 0,16 6,36 5 1 10 0,04

Rio Tinguiririca


<0,03 0,22 0,03 0,18

7,02 1,763 5,8 0,978

5 0,2 NA* 0,04

0.23 0,092

Peces Nativos (Galaxias maculatus)

Los resultados de los bioensayos y sus condiciones se resumen en la Tabla XXXVII. Se

realizaron un total de 8 bioensayos considerando todos los metales descritos en la

metodología, para ello se realizaron 2 salidas a terreno en la cual se colectaron un total

aproximado de 3000 individuos de Galaxias maculatus

Tabla XXXVII. Resumen de bioensayos realizados con Peces Nativos (Galaxias

maculatus).

ESPECIES NATIVAS (Galaxias maculatus)

Nº De Ensayos Realizados 8

Metales Ocupados Aluminio, Hierro,

Arsénico, Manganeso Y Zinc

Nº Concentraciones 5 Mas Control

Temperatura Bioensayo 15 °C

% saturación de oxigeno >85%

Nº De Replicas 5

Nº Individuos Por Concentración 10

Talla promedio 4-6 cm

Peso promedio 0,4-0,6 gr

Densidad o Carga 10 kg/m3

Nº Total Individuos Por Ensayo

300

Nº De Inviduos Totalidad Bioensayos

2400

Número de Individuos recolectados en Terreno app 3000

Numero de Terrenos realizados

2



En la primera batería de bioensayos, las concentraciones evaluadas para cada metal, se

establecieron tomando en consideración ensayos preliminares realizados durante el

periodo de verano del 2009. En la Tabla XXXVIII es posible observar como las

mortalidades obtenidas del control no fueron significativas lo que permitió un buen

análisis de datos para la obtención de los LC50, las mortalidades fluctuaron entre el 2-7

porciento. Es preciso mencionar que en los metales cobre (Cu) y Zinc (Zn) se presentaron

mortalidades a las 4 horas de montados el bioensayo por lo que se prepararon nuevas

concentraciones 0,7 y 1 mg/l para el cobre, para el zinc se prepararon concentraciones de

3 y 5 mg/l (Tabla XXXIX).

Esta mortalidad temprana en las concentraciones de 2, 4, 6 mg/l de cobre, 4 y 5 mg/l en

zinc provoco daño importante en el sistema reproductor de Galaxias maculatus

estimulando el desove de los individuos en vía de maduración sexual. Figura 32

Tabla XXXVIII. Primeras Concentraciones evaluadas para cada metal sometido a bioensayo peces nativos

ESPECIE NATIVA METALES % MORTALIDAD CONTROL

aluminio 0

arsénico 0

cobre 3

hierro 2

manganeso 0

Galaxias maculatus

zinc 7

Tabla XXXIX. Segunda Concentraciones evaluadas para cada metal sometida a bioensayo peces nativos

ESPECIE NATIVA METALES % MORTALIDAD CONTROL

cobre 1 Galaxias maculatus

zinc 3



Figura 32. Efecto de exposición de Galaxias maculatus expuestos a las concentraciones

de 4 a 6 mg/l de Cu y Zn

De lo bioensayos realizados con peces nativos (Galaxias maculatus) se selecciono para los

análisis de LC50 todos aquellos que obtuvieron un porcentaje menor del 20% de

mortalidad en sus controles.

De la totalidad de ensayos realizados, el cálculo de toxicidad fue posible en todos ensayos

realizados, pudiendo verificar la toxicidad de los metales cobre, manganeso y zinc (Tabla

XL).

Los resultados obtenidos para los 6 diferentes metales seleccionados utilizados indican

que tanto el cobre y zinc poseen un alto nivel de toxicidad en base a las concentraciones

evaluadas. En el caso de los metales aluminio, hierro y arsénico los individuos no

presentaron altos porcentajes de mortalidad en las distintas concentraciones por lo que al

realizar el cálculo de Lc50 presentan un elevado error muestreal, en este sentido los



valores de Lc50 para el aluminio, arsénico y hierro no son confiables para la toma de

decisiones solo podemos inferir que esta especie nativa es bastante tolerante a estos

metales por lo que es recomendable realizar nuevos bioensayos con concentraciones de

exposición mayores o bien utilizar otra especie.(Tabla IVX).

Tabla XL. LC50 calculados para peces nativos (Galaxias maculatus)

METALES ESPECIE TOXICIDAD LC 50 mg/l

ALUMINIO >6

ARSENICO 3,80

COBRE 0,55

HIERRO 8,18

MANGANESO 7,55

ZINC

Galaxias maculatus

0,79



En relación a los LC50 obtenidos en los bioensayos con especies nativas y los datos de los

parámetros fisicoquímicos obtenidos en los monitoreos de otoño e invierno del 2009 en la

cuenca Rapel podemos afirmar que en general las concentraciones de los metales no

sobrepasan la concentración de LC50 determinada en los bioensayos lo que

eventualmente no tiene implicancias ecotoxicológicas para los individuos de la Galaxias

maculatus. (Tablas XLI y XLII)

En el caso del zinc (Zn) las concentraciones obtenida en el muestreo de invierno en la

parte alta de la cuenca, específicamente en las estación de muestreo CA30 presentan

concentraciones de zinc muy por debajo al valor de Lc50, obtenido en los bioensayos

realizados, lo que no tendría implicancias ecotoxicologicas para los individuos de Galaxias

maculatus.

Con respecto al manganeso (Mn) en el monitoreo de invierno (Tabla XLII) las

concentraciones no sobrepasan los valores de Lc50, obtenido en los bioensayos

realizados, aun cuando los análisis de fisicoquímicos denotan la presencia de este

xenobiótico en todas las estaciones muestreadas situación que debe ser observada debido

a que cualquier aumento en su concentración puede tener implicancias ecotoxicológicas

para los individuos de Galaxias maculatus.

En las tablas XLIII y XLIV se comparan los Lc50 obtenidos en los bioensayos con especies

de peces nativos (Galaxias maculatus), con los parámetros fisicoquímicos obtenidos en

los muestreos de otoño e invierno en la cuenca, los parámetros fisicoquímicos de la

propuesta de Norma de Calidad Secundaria del rio Cachapoal y Lc50 obtenidos en bases

bibliográficas. Si bien las concentraciones de Lc50 obtenidas en los bioensayos difieren

con el de las bases bibliográficas, podemos destacar, que en los parámetros de cobre en

ambas concentraciones de Lc50 (bioensayo y bases bibliográfica) están muy por debajo

de las concentraciones mencionadas en la propuesta de Norma de Calidad Secundaria del

rio Cachapoal, en este sentido las concentraciones propuestas para cobre en la NCS del

Cachapoal no estarían cumpliendo su función de proteger las comunidades biológicas

usadas en estos bioensayos con individuos Galaxias maculatus.



Es preciso mencionar que las diferencia de los Lc50 obtenidos en los bioensayos con

individuos de Galaxias maculatus y lo mencionados en la bases bibliográficas se debe

principalmente a que no existe una estandarización para este tipo de bioensayos y

probablemente las metodología difieran entre sí. Por otro lado las especies de otras

latitudes pueden tener tolerancias distinta aun mismo xenobiótico.

Tabla XLI. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos con Galaxias

maculatus, con los parámetros fisicoquímicos muestreados en otoño en la cuenca.


(mg/l) LC50 Especies Galaxias

maculatus (mg/l)

Servicio Punto Cu Fe Mn Al Cu Zn Mn

Rio Cachapoal

Río Cachapoal Punto NºCA20 <0,03 6,05 0,2 5,78

Rio Cachapoal

Río Cachapoal Punto NºCA30 0,1 7,5 0,27 8,64

Rio Cachapoal


0,77 1,58 0,32 2,11

Rio Cachapoal


0,06 7,75 0,26 13,59

Rio Cachapoal


0,05 3,5 0,16 6,36

Rio Cachapoal


<0,03 0,34 0,03 0,33

Rio Cachapoal


<0,03 3,8 0,12 3,77

Rio Cachapoal


<0,03 0,05 <0,02 0,04

Rio Cachapoal


Rio Cachapoal

Estero Rigolemu Punto NºRI10 <0,03 0,98 0,08 1,97

Rio Tinguiririca

Río Tinguiririca en Bajo Briones TI10 0,04 7,86 0,21 4,76

Rio Tinguiririca


<0,03 0,22 0,03 0,18

Rio Tinguiririca


CH10 <0,03 0,08 <0,02 0,13

Rio Tinguiririca

Río Tinguiririca en Los Olmos TI40 <0,03 0,56 0,07 0,7

0,55 0,79 0,755



Tabla XLII. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos con Galaxias

maculatus, con los parámetros fisicoquímicos muestreados en invierno en la cuenca.

Muestreo Junio 2009 Parámetros Fisicoquímicos (mg/l) LC50 Especies

Galaxias maculatus (mg/l)

Servicio Punto Cu Fe Mn Al As Zn Cu Zn Mn

Río Cachapoal

Río Cachapoal Punto NºCA20 <0,03 1,31 0,06 1,61 0,017 <0,02

Río Cachapoal


2,31 42,87 1,06 29,15 0,0645 0,2

Río Cachapoal


3,72 70,57 1,95 44,5 0,0795 0,32

Río Cachapoal


0,05 3,24 0,14 3,1 0,024 <0,02

Río Cachapoal

Estero La Cadena Punto NºLC10 0,06 1,42 0,12 1,3 0,0096 0,03

Río Cachapoal

Estero Zamorano Punto NºZA10 <0,03 0,28 <0,02 * * *

Río Cachapoal

Estero Antivero Punto NºAV10 <0,03 0,09 <0,02 * * *

Río Cachapoal

Río Claro de Rengo Punto NºCL10 <0,03 0,08 <0,02 * 0,0046 <0,02

Rio Cachapoal


* * * * * *

Río Cachapoal

Estero Rigolemu Punto NºRI10 <0,03 0,85 0,09 0,63 * *

Rio Tinguiririca

Río Tinguiririca en Bajo Briones TI10 <0,03 1,42 0,12 2,48 * *

Rio Tinguiririca


<0,03 0,58 0,03 0,64 * *

Rio Tinguiririca


CH10 <0,03 0,38 <0,02 0,32 * *

Rio Tinguiririca

Río Tinguiririca en Los Olmos TI40

* * * * * *

0,55 0,79 0,755

Tabla XLIII. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos con Galaxias maculatus, con los parámetros muestreados

en otoño en la cuenca y con las concentraciones propuestas de Norma de Calidad Secundaria del rio Cachapoal


(mg/l) LC50 Especies Galaxias

maculatus (mg/l)

Concentración Propuesta NCS

Cachapoal (mg/l)

Concentración Base Bibliográfica (mg/l)

Servicio Punto Cu Fe Mn Al Cu Zn Mn Cu Zn Mn Cu Zn Mn

Rio Cachapoal

Río Cachapoal Punto NºCA30 0,1 7,5 0,27 8,64 6 1 0,61

Rio Cachapoal


0,77 1,58 0,32 2,11 0,55 0,79 0,755

10 1 2 0,08

Tabla XLIV. Comparación de los LC50 obtenidos en los bioensayos con Galaxias maculatus, con los parámetros muestreados

en invierno en la cuenca y con las concentraciones propuestas de Norma de Calidad Secundaria del rio Cachapoal

Muestreo Junio 2009 Parámetros Fisicoquímicos (mg/l) LC50 Especies

Galaxias maculatus (mg/l)

Concentración Propuesta NCS

Cachapoal (mg/l)

Concentración Base Bibliográfica (mg/l)

Servicio Punto Cu Fe Mn Al As Zn Cu Zn Mn Cu Zn Mn Cu Zn Mn

Río Cachapoal

Río Cachapoal Punto NºCA30 2,31 42,87 1,06 29,15 0,0645 0,2 6000 1000 610

Río Cachapoal


3,72 70,57 1,95 44,5 0,0795 0,32 0,55 0,79 0,755

10000 1000 2000 0,08

La exposición de peces nativos a las diferentes concentraciones de metales empleados y

de la manipulación de las condiciones de laboratorio de los bioensayos, dan cuenta de la

mejor adaptación de esta especie (G. maculatus) a las variaciones de la temperatura y

oxigenación lo que permitió una adecuada manipulación de los peces para la realización

de los bioensayos respectivos.

CULTIVO CHIRONOMIDOS NATIVOS

Los resultados obtenidos tendientes a establecer condiciones para el cultivo en laboratorio

de Chironomidos nativos a ser usados en bioensayos de toxicidad. Como se recordara en

informe de avance anterior se definieron grandes objetivos: Seleccionar una especie

susceptible de cultivar en laboratorio; conocer las variables de cultivo de diferentes

estadios de desarrollo (huevo, larva, pupas y adultos) y definir un protocolo para el

cultivo de Chironomido nativo. Considerando lo anterior se propusieron 4 Fases: Fase I:

Captura de larvas y huevos de Chironomidos en ambiente natural y selección de especie;

Fase II: Mantención de larvas en condiciones controladas; Fase III: Obtención de adultos

y huevos y Fase IV: Manejo de huevos y larvas.

Propuesta de Metodología del Cultivo de Chironomidos

Fase I : Captura de larvas y huevos de Chironomidos en ambiente natural y

selección de especie

Sitio de colecta: El sitio para la obtención del material a cultivar fue definido dado sus

características de pristinidad, correspondiendo al río Colihue, Comuna de Cunco, IX

Región de la Araucanía, coordenadas UTM 759051E - 5676398N (WSG84), distante a 70

Km de Temuco y afluente del Lago Colico (Figura 33). El río se caracteriza por la

presencia de clastos de diferentes tamaños (arena, grava, guijarros y bloques)

predominando guijarros y bloques, presencia de hepáticas y algas filamentosas

cubriendo la superficies de clastos. La ribera presenta una cubierta de vegetación

arbórea y arbustiva nativa continua, dominadas por especies tales como chilco (Fuchsia

magellanica), nalca (Gunnera tinctoria) y quilas (Chusque quila) coihue (Nothofagus

dombeyi), avellano (Gevuina avellana), entre otros. El lugar de muestreo se presenta con

una buena condición, tanto del canal fluvial como de la vegetación de ribera y que

caracteriza a ríos de la zona retrónica de la precordillera de Los Andes de la zona centro


Manuel Montt 056 – Casilla 15-D – Temuco.- 056-45-205432-Fax: 205430 Temuco – Chile Página 92 de 120

sur de Chile. Las características físicas químicas del agua del río Codihue se muestran en

la tabla XLV.

Tabla XLV. Parámetros físico químicos del río Codihue época de muestreo.

Ph T° Conductividad sólidos disueltos Totales oxigeno

7,1 16,8 °C 23,4 µS/cm 11,9 mg/l 7,97 mg/l

De acuerdo a estos resultados el Río Codihue se presenta como el óptimo sitio para la

obtención del material fresco (larvas de Chirionomidos) definiéndose las siguientes

características:

-Baja influencia antrópicas

-Buena condición ecológica (vegetación de ribera, calidad sustrato)

-Buena calidad de agua

-Fácil acceso (camino)

-Distancia corta al laboratorio (70 Km de Temuco)

-Sustrato fácil de muestrear (rocas entre 5 a 40 cm de diámetro)

-Abundancia de larvas de Chironómidos

-Facilidad captura de larvas

Figura 33. Vista general río Codihue

Muestreo: Para colectar larvas de Chironomidos y considerando la experiencia obtenida

en el río Codihue, se recomienda utilizar una red tipo D con una apertura de malla de 200

μm bandejas y baldes (ver figura 2). Se propone como técnica de captura de larvas y

capullos, la remoción de piedras de distinto tamaño con la mano y limpiarlas en la boca

de la red puesta a una profundidad de no más de 20 cm en el río, o sobre bandejas y/o



baldes con agua. Los individuos capturados deberán ser manipulados con un gotario

plástico y depositado en una botella de vidrio o envase plásticos con aireación para su

traslado al laboratorio. El método sugerido ha demostrado ser eficiente en la obtención de

individuos para su empleo en el laboratorio

Figura 34. Materiales para terreno

Selección de especies:

Durante el tiempo de colecta de material en el río Codigue (noviembre de 2009 a

febrero de 2010) se pudo observar que hubo una variación de la presencia de especies

situación que se explica debido a las características propia de los ciclos de vida de las

especie presentes en el río. Conocer la dinámica de poblaciones de Chironomidos

(presencia /ausencia de especies) estacionalmente del río Codihue, se presente como uno

de los principales objetivos a cubrir para precisar los momentos del año donde se

obtendría una especie determinada. Lo anterior debe ser un elemento importante a

considerar a la hora de planificación de colecta de individuos del ambiente natural,

específicamente cuando se trate de plantear el uso de una determinada especie de

Chironómido (familia Chinonominae). Por ejemplo, en informe de avance anterior se

propuso trabajar con dos de especies las cuales fueron de fácil obtención e identificación

y también con una buena respuesta en la manipulación en laboratorio, no obstante lo

anterior, estas especies no se encontró en abundancia suficiente en los muestreos

posteriores (muestreo de enero y febrero) y continuar así, con las otras fases del trabajo

propuesto (alimentación, crecimiento y obtención de adultos).



Colecta de huevos el ambiente natural

Se ubicaron oviposturas de chironomidos en el río Codihue cuyas características fue

presentar una matriz gelatinosa de forma circular, cada ovipostura midió

aproximadamente 4x4 mm y en cuyo interior se encuentran los huevos dispuestos en

forma de espiral o dispersos dentro de esta matriz. La colecta de oviposturas se realizo

individualmente con ayuda de un gotario plástico y depositado en un balde con agua del

mismo río para su traslado al laboratorio.

Fase II: Mantención de larvas y huevos en condiciones controladas

Mantención de larvas obtenidas del medio natural

Las larvas obtenidas en el medio natural, previo a una separación gruesa de individuos de

la Familia Quironominae, fueron llevadas al laboratorio lugar donde se procedió a una

separación morfológica bajo lupa usándose las más abundantes, para ello se utilizó

bandejas y gotarios plásticos (figura 35). Las larvas obtenidas fueron repartidas en una

batería de 5 baldes plásticos (260 promedio por baldes) y mantenidos con aireación

(figura 36).

Los recipientes de mantención de larvas (baldes), fueron llenados con 400ml de agua del

río Codigue y se les colocó una piedra lavada previamente del mismo río (ver figura 36).

Se les instalo un circuito de aireación y cada balde fue cubierto con una malla de 1mm de

apertura de malla, con e l objeto de retener a individuos emergentes.

Figura 35. Separación de larvas en laboratorio



Figura 36. Sistemas de mantención de larvas

Sustrato usado en los sistemas de cultivo

Se colecto sedimento en la zona somera (orilla) del río Codigue para ello se uso una red

de 200um de apertura de malla, la cual se colocó contracorriente procediendo a

resuspender el sedimento tanto de la superficie de las piedras como de los intersticios

mediante la agitación manual del sustrato. El sedimento colectado en la red, fue

depositado en un recipiente de plástico y trasladado al laboratorio donde se secó en una

estufa a 110°C durante 24 hrs.

Para la preparación de sustrato se utilizaron los siguientes ingredientes:

1.- Sedimento seco;

2.- Alimento para peces molido; 3.- Extracto de ortiga molida (hojas secas a 40º por 24

hrs.) y se preparo un mezcal de acuerdo a las siguientes proporciones: 10gr de

sedimento, 1gr de alimento para pez, 0,1 grs de hojas de ortiga (figura 37).

Figura 37. Elementos utilizados en la preparación del sustrato para mantención de

larvas.

Sedimento secoOrtiga seca

Sedimento

Alimento

Mezcla

Mezcla para uso

Sedimento secoOrtiga seca

Sedimento

Alimento

Mezcla

Mezcla para uso



Alimento usado en los cultivos

Lar larvas colectadas en terreno y colocadas en baldes con sustrato, fueron alimentadas

con alimento para peces molido previamente secado a 40ºC por 24 hrs y diluido en agua

destilada. La alimentación se efectuó cada 3 días suministrando con un gotario 3 ml de

solución y distribuidos homogéneamente por el fondo el balde.

Condiciones de laboratorio

El agua se mantuvo a temperatura ambiente (temperatura de laboratorio que registró

una oscilación de máxima y minima de 25 y 18 ºC). Se usó un fotoperiodo igual al

régimen de verano (15 horas luz).

Respuesta de larvas al sistema empleado

Las larvas mantenidas en los baldes y alimentadas artificialmente respondieron

adecuadamente 15 días. Debido a que las larvas colectadas en terreno presentan

distintos estados de desarrollo, se obtuvo adultos desde el tercer día de colocadas las

larvas en los baldes y los siete días posteriores. Estos resultados señalan que la

metodología expuesta permite obtener adultos desde el medio natural bajo condiciones

controlas, siendo una de las dificultades de este método la imposibilidad saber si se

trabaja con individuos pertenecientes a una misma generación (cohorte) y una

adecuada proporción sexual, ambos aspectos relevante al momento de propiciar la

cópula sincronizada de adultos y posterior ovipostura.

Mantención de oviposturas

Se colectaros 580 oviposturas desde el río Codihue, en cuyo interior poseían un

promedio de 182 huevos. Se distribuidas en 7 capsulas y de petri como se muestra en

tabla XLVI. Las oviposturas se sumergieron en agua reconstituida según norma, y

rellenadas todos los días (figura 38). Se mantuvieron a temperatura ambiente que fluctuó

entre 19 y 25ºC, se uso un fotoperiodo natural de 15 horas luz (condición de verano).La

capsula de petri fue colocada en una caja para asegurar su aislación.



Figura 38. Oviposturas (huevos) obtenidas del río Codihue

Tabla XLVI.- Distribución de oviposturas en placas petri

Placa 1 Placa 2 Placa 3 Placa 4 Placa 5 Placa 6 Placa 7 Total

52 38 157 28 51 100 154 580

Respuesta de la mantención de huevos en sistemas controlados

Los huevos (oviposturas) colectadas desde el ambiente natural respondieron

adecuadamente a la manipulación y a las condiciones de laboratorio establecidas (ver

punto 2.6). No se observó la aparición de hongos y/o la destrucción de la oviposturas. Un

100% resultó con actividad tanto de desarrollo de huevo como de eclosión de larvas.

Fase III: Obtención de adultos y huevos

Obtención de adultos en sistemas controlados

Una vez observado la aparición de adultos en los baldes con aireación esto fueron

trasladados a cajas de 36x25x20 cm (tipo insectario) y liberados en su interior para

permitir el apareamiento (“vuelo nupcial”). Se observó una buena respuesta a las

4 Oviposturas

Ovipostura

mantención

Huevos



condiciones artificiales. En cada caja se coloco una placa petri con agua reconstituida

con el objeto de obtener oviposturas (figura 39).

Figura 39. Obtención de adultos

Obtención de huevos

Como promedio, al tercer día de permanencia de adultos en las cajas se registro la

ovipostura en el interior de la capsula de petri y adheridos al fondo. En algunos casos se

observó a hembras en el agua con huevos entre sus patas. Las posturas se

caracterizaron por tener 41 huevos promedio inmersos en una gelatina y dispuestos en

hilera diagonal a semejanza de una fibra (figura 40).

Figura 40. Ovipostura mostrando el detalle de disposición de huevos



Respuesta al manejo de adultos y obtención de huevos.

Las condiciones de laboratorio establecidas para propiciar la obtención de adultos y

mantención de huevos fueron satisfactorias, cumpliéndose el objetivo planteado para

esta fase.

Fase IV: Manejo de huevos y larvas.

Manejo de huevos

Los huevos depositados en las capsulas de petri, fueron sometidos a un seguimiento

diario para observar sus cambios. Ente el tercer y cuarto día se observo eclosión de las

primeras larvas. La eclosión no es sincrónica, tardándose entre 24 a 48 hrs en

eclosionar la totalidad de los huevos de una ovipostura (figura 41). Las larvas

permanecen al interior de la gelatinas siendo esta su primera alimentación

aproximadamente 3 días.

Figura 41. Seguimiento del desarrollo del huevo

Manejo de larvas

Una vez que las larvas comienzan a salir de la gelatina (por agotamiento y/o destrucción

de esta) se colocaron en bandejas de plástico (15x20x4cm) con aireación. Cada bandeja

fue previamente acondicionada, agregándoles un medio consistente en una mezcla de 2

mg de sustrato (ver punto 2.2) y 10 ml de agua reconstituida. A cada capsula de petri

que contenía larvas, previo al traspaso a las bandejas, se coloco 5 gotas del sustrato

preparado (mezcla) y se mantuvo durantes una hora a modo de acondicionamiento de



las larvas. Pasado este tiempo las larvas fueron trasvasijadas a la bandeja (figura 42).

Las larvas fueron alimentadas cada 7 días.

Figura 42. Sistema de mantención de larvas

Una vez en las bandejas las larvas comienzan su alimentación y la formación de capullos

individuales entre acúmulos de sustrato. Se observó que a las 48 horas de haber

eclosionado las larvas alcanzan una longitud de 0,5mm. (Figura 43)

Figura 43. Larva de 48 horas mantenida en condiciones controladas

Desarrollo de larvas

Larvas son mantenidas satisfactoriamente bajo condiciones de laboratorio establecidas,

observándose las diferencias morfológicas de cada estadio (figura 44).



Figura 44. Desarrollo de larvas bajo condiciones de laboratorio



EVALUACIÓN DE RIESGO ECOLÓGICO

La determinación de valores de protección ambiental y aplicación de Evaluación de Riesgo

Ecológico se realizó de acuerdo a la metodología propuesta por Medina & Encina (2004)

que incluye las siguientes etapas: a) Identificación del peligro: etapa en la cual se

formula el problema y se identifican las características de la sustancia y sus potenciales

efectos, además se identifican los componentes del ecosistema expuesto y aquello que se

debe proteger; b) Evaluación del Efecto donde se determina la concentración sin efecto

ecológico (PNEC), para lo cual se utilizaron las bases de datos con valores de toxicidad

para especies estandarizadas; c) Evaluación de la exposición, etapa en la cual se mide o

estima la concentración ambiental esperada (PEC), para la evaluación de la exposición

(PEC) se utilizaron los antecedentes recopilados de bases de datos disponibles; d)

Caracterización del riesgo, etapa en la cual se integran los tres pasos anteriores y calcula

el riesgo implicado. De acuerdo al nivel de información se calcula la probabilidad de que

los efectos ocurran por la presencia actual o futura del contaminante. De esta forma, los

valores de protección y factores de seguridad se calcularon mediante dos metodologías,

una determinística (la concentración más baja en la cual hay efectos sobre las especies

más sensibles) y otra probabilística, incorporando todos los resultados de sensibilidad,

mediante una modificación de método de van Straalen y Denneman (1989) calculando la

relación entre la concentración ambiental y el % de protección de especies de la

comunidad (Figura 45)



Figura 45. Desarrollo metodológico empleado en este estudio



Análisis de exposición

Los metales seleccionados para la evaluación de riesgo ecológico correspondieron a todos

aquellos que se identificaron como causantes de la toxicidad en las diferentes estaciones

de muestreos en la Cuenca Rapel. Estos correspondieron a los siguientes metales:

Aluminio, Cobre, Hierro, Manganeso y Zinc.

El resumen descriptivo de la exposición de estos metales a lo largo de la cuenca Rapel se

presenta en la Tabla XLVII, en el cual se entregan los valores máximos, mínimos y

promedio de cada metal seleccionado en la Cuenca Rapel de las campañas de otoño,

invierno y verano.

Tabla XLVII. Resumen descriptivo de los metales seleccionados en la cuenca Rapel.

Percentil Al Cu Cu

(s/ CO-10 y CA-30) Fe Mn Zn

0,10 0,26 0,03 0,03 0,14 0,02 0,02

0,20 0,63 0,03 0,03 0,34 0,02 0,02

0,30 1,25 0,03 0,03 0,72 0,04 0,03

0,40 2,08 0,03 0,03 1,31 0,09 0,04

0,50 3,37 0,03 0,03 2,20 0,12 0,06

0,60 4,85 0,04 0,03 3,50 0,16 0,06

0,66 5,47 0,04 0,03 4,79 0,19 0,07

0,70 7,27 0,05 0,04 7,33 0,24 0,08

0,80 13,38 0,10 0,06 8,30 0,32 0,14

0,90 23,56 0,92 0,24 32,71 0,68 0,24

0,95 27,77 2,73 0,50 51,18 1,05 0,33

1,00 44,50 4,26 1,06 73,76 1,95 0,37

Los resultados muestran que el aluminio y el hierro mostraron las mayores

concentraciones promedios a lo largo de la cuenca Rapel, respecto del cobre, manganeso

y zinc quienes presentaron las concentraciones menores (Tabla XLVII).

El grafico de exposición a lo largo de la cuenca para el aluminio muestra que las

estaciones CO-10 y CA-30, poseen una alta concentración de Aluminio en el periodo de

invierno y verano, las restantes estaciones disminuyen sustantivamente su concentración.

Para el periodo de otoño se advierte que la concentración de Aluminio disminuye en todas

las estaciones de muestreo consideradas en este estudio, sin embargo el patrón de las

estaciones de Coya y Cachapoal 30 se mantiene. Respecto del Cobre, el patrón es muy



similar al descrito previamente, en el cual se registran los mayores concentraciones de en

CO-10 para el periodo de otoño y verano, disminuyendo en invierno (Figuras 46). Los

restantes metales de Hierro, Manganeso y Zinc muestran una variabilidad similar al

descrito para los metales de Aluminio y Cobre, en donde las estaciones de Coya (CO-10)

y Cachapoal 30 (Ca-30) presentan las mayores concentraciones de los metales

mencionados (Figuras 46)

Cobre

Con

cen

traci

on

mg

/l

0

1

2

3

4

5

VeranoInviernoOtoño

Manganeso

Co

nce

ntr

aci

on

mg

/l

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

Hierro

Co

nce

ntr

aci

on

mg

/l

0

20

40

60

80

Aluminio

Con

cen

traci

on

mg

/l

0

10

20

30

40

50

Zinc

CA

-40

CA

-30

CA

-20

CO

-10

LC

-10

ZA

-10

RI-

10

Cl-

10

Con

cen

traci

on

mg

/l

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

0,40

Figura 46. Concentración estacional de Aluminio, Cobre, Hierro, Manganeso y Zinc a lo

largo de la Cuenca Rapel.



Análisis de los efectos

Se realizó una revisión bibliográfica, elaborándose una base de datos de LC50 para los

metales seleccionados (Aluminio, Cobre, Fierro, Manganeso y Zinc. El resumen estadístico

para cada metal se describe en las tablas XLVIII a la LII

Tabla XLVIII. Resumen de valores de LC50 de Aluminio para especies estandarizadas

Base EPA US.

ALUMINIO LC 50 ug/l LC 50 ug/l LC 50 ug/l

LC 50

mg/l

Chlorophyta

(n=3)

Arthropoda

(n=14)

Cordata

(n=30) Promedio

Mínimo 0,02 0,00161 0,015 0,012

Primer cuartil 0,02467 0,00283 0,13 0,053

Mediana 0,02934 0,01075 6,55 2,197

Tercer cuartil 0,28135 0,03667 20,9 7,073

Máximo 0,53336 3,5 428,1 144,044

Media 0,19423 0,26534 34,06462 11,508

Desviación

estándar 0,29373 0,93112 82,5936 27,939

Tabla XLIX. Resumen de valores de LC50 de Cobre para especies estandarizadas Base

EPA US.

COBRE LC 50 mg/l LC 50 mg/l LC 50 mg/l

LC 50

mg/l

LC 50

mg/l

Chlorophyta

(n=12)

Cyanophyta

(n=6)

Arthropoda

(n=36)

Cordata

(n=50) Promedio

Mínimo 0,062 0,001 0,001 0,002 0,017

Primer cuartil 0,062 0,700 0,017 0,018 0,199

Mediana 0,070 0,800 0,024 0,031 0,231

Tercer cuartil 0,091 0,900 0,033 0,092 0,279

Máximo 0,092 1,300 0,200 2,420 1,003

Media 0,074 0,750 0,032 0,165 0,256

Desviación

estándar 0,014 0,427 0,035 0,388 0,216



Tabla L. Resumen de valores de LC50 de Fierro para especies estandarizadas Base EPA

US.

FIERRO LC 50 ug/l LC 50 ug/l LC 50 mg/l

Arthropoda

(n=14)

Cordata

(n=20) Promedio

Mínimo 0,015 0,0029 0,009

Primer cuartil 3,03 0,56 1,795

Mediana 16,58 1,805 9,193

Tercer cuartil 35,0325 12,35 23,691

Máximo 40 116,2 78,100

Media 19,07321 16,96815 18,021

Desviación

estándar 15,87078 35,27264 25,572

Tabla LI. Resumen de valores de LC50 de Manganeso para especies estandarizadas Base

EPA US.

MANGANESO LC 50 ug/l LC 50 ug/l LC 50 mg/l

Arthropoda

(n=17)

Cordata

(n=27) Promedio

Mínimo 0,00899 0,00004 0,005

Primer cuartil 0,0158 0,0041 0,010

Mediana 0,021 0,32 0,171

Tercer cuartil 0,05438 1,2 0,627

Máximo 0,111 21,2 10,656

Media 0,04125 1,69101 0,866

Desviación

estándar 0,03921 4,2053 2,122



Tabla LII. Resumen de valores de LC50 de Zinc para especies estandarizadas Base EPA

US.

ZINC LC 50 ug/l LC 50 ug/l LC 50 ug/l LC 50

mg/l

Chlorophyta

(n=3)

Arthropoda

(n=34)

Cordata

(n=40)

Promedio

Mínimo 0,005 0,011 0,002 0,006

Primer cuartil 0,005 0,102 0,1755 0,094

Mediana 0,005 0,1355 0,27 0,137

Tercer cuartil 0,0145 0,48438 1,68 0,726

Máximo 0,024 10,74 5,9 5,555

Media 0,01133 0,8337 1,239 0,695

Desviación

estándar 0,01097 2,11723 1,71386 1,281

El resumen de los efectos de los metales seleccionados sobre las especies estandarizadas

según EPA) y nativas (según UCT) se muestran en la Tabla LIII. Los resultados de LC50

para Leptophlebiidae (especie nativa), muestran que los valores tanto para Aluminio y

Hierro son menores a los estimados por la EPA para las especies estandarizadas, lo cual

indica que esta taxa (Leptophlebidae) sería más sensible (Tabla LIII). Por otro lado el

análisis, para la misma especie, con cobre y zinc muestra un patrón opuesto al descrito

para el aluminio y hierro. Leptophlebidae es más resistente que las estandarizadas para

los metales de Cobre y Zinc.

El análisis de G. maculatus (pez nativo), muestra que esta especie es altamente

resistente al Aluminio, manganeso y zinc con LC 50 que sobrepasan las concentraciones

de las especies estandarizadas (Tabla LIII). No obstante la exposición con Cobre indica

que G. maculatus es levemente resistente, respecto de las especies estandarizadas (0,55

– 0,256 respectivamente). En el caso del Hierro se constata que las especies

estandarizadas son más resistentes que G. maculatus (Tabla LIII).

Adicionalmente a las especies nativas, consideradas en este estudio, se registraron

valores promedios de LC50 para otras taxa pertenecientes a la misma Clase Insecta de los

Leptophlebidos para su comparación y consideración en el análisis de riesgo.



Tabla LIII. LC 50 promedios de especies nativas y estandarizadas para la cuenca Rapel.

Evaluación de Riesgo

El proceso de ERE permite desarrollar, organizar y presentar información científica para la

toma de decisiones relevantes en materia ambiental. Cuando la ERE es ejecutada a nivel

de cuencas hidrográficas, ésta puede ser empleada para identificar los recursos valiosos,

los recursos vulnerables, priorizar la colecta de información y establecer relaciones entre

la actividad humana y los efectos potenciales (EPA 1998). Permitiendo identificar los

valores ambientales de interés y los riesgos más importantes, y detectar la falta de

información, apoyando las decisiones respecto a los enfoques de investigación que deben

ser desarrollados a futuro en el área en estudio.

La caracterización del riesgo se realiza relacionado los niveles de exposición (PEC) y

efectos (PNEC), esto se puede realizar mediante un enfoque determinística a través del

cuociente de riesgo expresado como RQ= PEC/PNEC (Comisión de las Comunidades

Europeas, el 1996; Medina & Encina, 2004) para lo cual se utilizan el peor escenario

posible. En la Tabla xxx se muestra la evaluación de riesgo determinístico, mostrando

que para las concentraciones máximas y medias existiría riesgo (RQ>1), el factor de

seguridad utilizado fue de 2.

La extrapolación de datos experimentales de toxicidad para la determinación de niveles

de protección, se realiza mediante la aplicación de un factor de seguridad o evaluación,

que presentan un grado de arbitrariedad y subjetividad, adicionalmente este enfoque

determinista, no incorpora la incertidumbre en las variables, reduciendo la complejidad

del problema a tratar. Los valores de protección que se pueden estimar con un enfoque

Metales LC50 (mg/l) Al Cu Fe Mn Zn

Especies estandarizadas (EPA) 11,508 0,256 18,021 0,866 0,695

Leptophlebidae (UCT) 7,020 1,760 5,800 0,790

G. maculatus (UCT) >6 0,550 8,180 7,550 6,800

Chironomidae (EPA) 0,054 0,220 97,120 0,065

Ephemeroptera (EPA) 0,270 0,150 1,300

Plecoptera (EPA) 12,000

Trichoptera (EPA) 9,150 200,000



determinístico, pudiesen llevar a la aplicación de una norma ambiental restrictiva al

considerar sólo los valores medios (O'Ryan & Díaz 1999; O’Ryan & Ulloa 1999).

Tabla LIV. Determinación del Cociente de Riesgo Determinística considerando

concentraciones mínimas, medias y máximas y un Factor de Seguridad (FS) de 2

Metales Al Cu Fe Mn Zn

FS 2 2 2 2 2

Concentración Máxima. (mg/l) 44,5 4,26 73,76 1,95 0,37

Concentración Promedio (mg/l) 7,52 0,39 10,04 0,26 0,09

Concentración Mínima (mg/l) 0,04 0,03 0,05 0,02 0,02

RQ Determinística para Escenario de Concentraciones Máximas 7,73 33,33 8,19 4,50 1,07

RQ Determinística para Escenario de Concentraciones Promedio 1,31 3,05 1,11 0,60 0,26

RQ Determinística para Escenario de Concentraciones Mínimas 0,01 0,23 0,01 0,05 0,06

Una aproximación diferente, es propuesta por Van Straalen & Denneman (1989) y

Kooijman (1997) que incorporan un análisis probabilístico. El fundamento teórico se basa

en que una comunidad biológica natural cualquiera, los valores de un cierto “end point”

toxicológico (LC50, NOEC, etc.) para las diversas especies, son independientes entre ellas

y representan una estimación de la sensibilidad. Con varias de estas estimaciones es

posible evaluar la variabilidad de la sensibilidad de todas las especies de la comunidad, la

que también presenta una distribución simétrica. De este modo, la sensibilidad de las

diferentes especies frente a la exposición a un tóxico (variabilidad interespecífica) está

distribuida de forma análoga a la sensibilidad de los diversos individuos de una misma

especie (variabilidad interespecífica). Tal distribución sigue una curva de tipo log-

logistístico, que representa la base para el cálculo del LC50. La determinación de niveles

de protección estimados a partir de una Evaluación de Riesgo Ecológico, 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 (Hoffman & Bartell 1994; Peirce & Meozzi 1998; O'Ryan &

Díaz, 1999).

Mediante una simulación de Montecarlo, utilizando Crystal Ball para Windows se

estimaron los percentiles para la exposición (PEC) y efectos(PNEC). Se calcularon las

ecuaciones que relacionaban los percentiles y LC50, posteriormente se estimó el % de

especies protegidas para las concentraciones de los metales registrados en los

monitoreos, interpolando los valores de concentración ambiental de los metales en las

ecuaciones percentil versus LC50. Las siguientes figuras muestran la relación entre las

concentraciones de los 5 metales y el nivel de especies protegidas (Figura 47 a la 51).

Figura 47. Relación entre la Concentración de Al y % Especies protegidas



Figura 48. Relación entre la Concentración de Cu y % Especies protegidas

Figura 49. Relación entre la Concentración de Fe y % Especies protegidas



Figura 50. Relación entre la Concentración de Mn y % Especies protegidas

Figura 51. Relación entre la Concentración de Zn y % Especies protegidas

Finalmente se calculó el nivel de protección que alcanzan los criterios de calidad

propuestos en la propuesta de NCS (Tabla LV).



Tabla LV. Estimación del nivel de protección (%sp p.=% de especies protegidas) por

tramo para los límites máximos propuestos en la Norma de Calidad Secundaria de la

Cuenca del Rapel

Parámetro CA-10 CA-20 CA-30 CA-40 CA-50 CA-60


Al 5,00 67,50

Cu 1,00 3 6,00 0

Fe 5,00 83,9 20,00 41 10,00 62,93 10,00 62,93 5,00 83,93

Mn 0,48 57,64 0,20 75,53 0,61 52,65

Zn 0,12 91,6 1,00 37,5

Parámetro CA-70 PA-10 CO-10 LC-10 CL-10 CL-20


Al 5,00 67,5 5,00 67,5 30,00 28 5,00 67,5 5,00 67,5 5,00 67,5

Cu 1,00 3 0,20 51 10,00 0 1,00 3,2 0,20 51 0,20 51

Fe 5,00 83,93 5,00 83,93 50,00 14,18 10,00 62,93 5,00 83,93

Mn 0,29 67,94 0,20 75,53 2,00 28,49 0,41 60,86 0,05 100 0,28 68,66

Zn 0,10 96,25 1,00 37,5 1,12 34,61 0,10 96,25 0,10 96,25

Parámetro ZA-10 RI-10 AV-10 AV-20 AV-30

(mg/l) NCS % sp p. NCS % sp p. NCS % sp p. NCS % sp p. NCS % sp p.

Al 5,00 67,5 5,00 67,5 5,00 67,5 5,00 67,5

Cu 0,20 51 0,20 51 0,20 51 0,20 51

Fe 5,00 83,93 5,00 83,93 5,00 83,93 5,00 83,93

Mn 0,20 75,53 0,20 75,53 2,00 28,49 0,02 75,53 0,02 75,53

Zn

>70% de especies protegidas




Se puede observar en la Tabla XXX, que CA-10, Ca-30, Ca-70 y CO-10 presentan criterios

de calidad que protegen menos del 25% de las especies para el Cobre. Para el caso del

Hierro, la estación CO-10 presenta % protección bajo el 25%. Esto es concordante con

los resultados de los índices de calidad de aguas utilizando Ch- Signal del Centro EULA

que muestran una mala calidad y baja diversidad en las mismas estaciones.

En el caso de Aluminio se puede observar que se protegería entre el 50- 70% de las

especies expuestas. En tanto Manganeso como Zinc, los niveles de protección están

sobre el 70%, salvo en las estaciones CO-10 y AV-10, LC-10 que los niveles de protección

son más bajos (25-50%).

Un aspecto importante en esta aproximación metodológica es que la sociedad debe

establecer los niveles de protección que quiere lograr con la norma, considerando las

prioridades de la cuenca y el valor que le asigna a la biodiversidad.



CONCLUSIONES ESPECIES ESTANDARIZADAS

1. No se detectaron efectos agudos en los ensayos con D.obtusa en el muestreo de

invierno

2. No se detectaron efectos agudos en ninguna de las estaciones para ensayos con

peces en invierno.

3. Se obtuvieron efectos agudos en los bioensayos con S. capricornutum en las

estaciones CA-40, TI-10 y LC-10.

4. Los análisis correlaciónales efectuados entre los parámetros químicos (data

proveniente de ESSBIO) y las mortalidades constatadas en los bioensayos de S.

capricornutum revelan una correlación de toxicidad asociada directamente a plomo,

niquel y zinc siendo coincidente con los valores de Lc 50 registrados en la literatura.

También se observo correlación de toxicidad asociada a arsénico, mercurio,

manganeso y selenio, sin embargo los valores de Lc 50 de la literatura se escapan de

los rangos obtenidos en este estudio. Estos resultados (de invierno) son diferentes a

los registrados durante el monitoreo de otoño en donde la toxicidad se asocio a

fierro, cobre, manganeso y aluminio. En verano los metales causantes de la toxicidad

son coincidentes a los registrados tanto en el periodo de otoño e invierno.

5. Mediante la metodología TIE (aplicación de EDTA) aplicada para el muestreo de

otoño, invierno y verano, revela que la toxicidad detectado en la mayoría de las

estaciones de muestreos fue causada por los metales. Sin embargo, la toxicidad

detectada en la parte baja de la cuenca Rapel está asociada con compuestos

orgánicos (NO2, NO3, Amonio entre otros compuestos).

6. Se observa, en el periodo de invierno, una disminución de los sitios de muestreo que

presentaron toxicidad comparativamente con los resultados obtenidos en el

monitoreo de otoño, esta situación podría estar asociada a las condiciones de mayor

descarga con la consecuente dilución de los contaminantes que ingresan al sistema.

Sin embargo la toxicidad nuevamente aumenta hacia el periodo de verano (8

estaciones de muestreo presentaron toxicidad) relacionado con la concentración de

contaminantes dado la disminución de caudales.

7. Los resultados muestran que los sitios que presentaron toxicidad no son coincidentes

entre los periodos de otoño e invierno. Estos resultados podrían estar asociados a la

marcada estacionalidad (invierno) y a las actividades que se desarrollan cercana al

sitio de muestreo. Los resultados indican que el sitio de cabecera (TI 10) presenta

toxicidad lo cual se explica solamente por las condiciones climáticas, hidrológicas y



geológicas del sitio de muestreo. Sin embargo los sitios CA-40 y LC-10 muestran

toxicidad y son sitios localizados cercanos a Rancagua lo cual indicaría que su

toxicidad podría estar asociada al efecto de las zonas urbanas. También se observa

que las estaciones con toxicidad, en la parte baja de la cuenca, son coincidentes

entre los periodos de otoño y verano.

CONCLUSIONES BIOENSAYOS ESPECIES NATIVAS

1. Los resultados del presente informe nos permiten establecer ciertos hechos

extremadamente relevantes para el conjunto de la información colectada tanto en

este proyecto como los realizados por el Centro Eula de la Universidad de

Concepción. Los resultados concluyentes de Lc50 obtenidos con especies de

invertebrados nos indican que el efecto de los metales seleccionados para estos

bioensayos si tienen efectos ecotoxicológicos de acuerdo a la comparación con la

información de parámetros físicos químicos de los monitoreos de otoño e invierno.

Particularmente para el hierro y cobre se aprecia un efecto toxicológico en las

estaciones de muestreo CA30, CO10 y CA40 por cuanto los valores de hierro y cobre

están por sobre los Lc50 obtenidos en los bioensayos con especies nativas. Situación

similar se describe para las estaciones CA20 TI10 en donde se aprecian efectos

toxicológicos para el metal hierro.

2. En forma paralela, se cruzo la información levantada por el Centro Eula respecto de la

composición biológica de las estaciones de muestreos y el análisis muestra que en los

sitios donde aprecia un efecto toxicológico del hierro (estaciones CA30, y CA40) la

biota acuática está constituida exclusivamente por Chironomidae. Sin embargo la

estación CO10 que presenta valores de cobre cercanos a los Lc 50 para el monitoreo

de otoño y concentraciones mayores al Lc50 para el monitoreo de invierno estimados

en laboratorio, muestra que la composición biológica es nula lo que sería un indicador

del agresivo efecto del cobre sobre las comunidades acuáticas.

3. Un tercer nivel de análisis de la información obtenida entre los Lc50 con especies

nativas y los valores propuestos en la Norma de calidad secundaria de la Cuenca del

Cachapoal y Tinguiririca se advierten ciertas desconexiones respecto si estos valores

propuestos efectivamente cumplirían su función de proteger la biota acuática. El

análisis de los datos de Lc50 para el cobre, aluminio, hierro zinc, manganeso y



arsénico contrastados con los valores propuesta en la norma muestra claramente que

estos se encuentran por sobre los valores de protección de las especies entregados

por los Lc50 lo que implicaría una revisión tanto de los valores propuestos como de la

metodología utilizada el cual considera el uso del percentil 66 según guía

metodológica para la elaboración de normas secundarias. Si consideramos solo como

un ejemplo del cobre, el valor propuesto en la norma para la estación CO10 es de 10

mg/l y el valor de Lc50 estimado en laboratorio fue de 0,55 mg/l para Galaxias

maculatus y 1,763 mg/l para Leptophlebiidae. Situación similar se repite para las

estaciones CO10, CL10 y LC10 tanto con el aluminio como el hierro y arsénico.

4. Las diferencia de los Lc50 obtenidos en los bioensayos con individuos de Galaxias

maculatus y leptpphlebidos con los mencionados en la bases bibliográficas se debe

principalmente a que no existe una estandarización para este tipo de bioensayos y

probablemente las metodología difieran entre las respuesta esperadas y en la

toxicidad. Por otro lado las especies de otras latitudes pueden tener tolerancias

distinta aun mismo xenobiótico.

Especies nativas

Respecto de las especies de invertebrados utilizados es importante destacar que los

leptpphlebidos presentaron características más resistentes a la manipulación de variables

críticas como fueron la temperatura y aireación lo que las transforma como serios

candidatos para ser especies estandarizadas de bioensayos. Su mejor capacidad de

adaptación a condiciones de laboratorio permitió obtener resultados concluyentes con los

metales seleccionados. Se estableció la mayor resistencia a los cambios de temperatura

el cual puede fluctuar entre los 8 y 14 °C y su capacidad para mantenerse sin aireación

mecánica. Contrariamente a lo descrito, los especímenes de baetidos fueron muy

sensibles a la manipulación, a pesar de los resguardos empleados, en términos de su

manipulación y mantención en el laboratorio. El factor crítico registrado en nuestros

bioensayos fue la oxigenación del agua lo cual implico coordinar la mantención de la

temperatura entre los 8 y 12°C y aireación constante sin embargo las mortalidades

fueron constantes en los controles bajo diferentes condiciones de temperatura y

aireación.



CONCLUSIONES CULTIVO CHIRONOMIDOS NATIVOS

1. De acuerdo a estos resultados el Río Codihue se presenta como un sitio óptimo

para la obtención del material fresco (larvas de Chirionomidos).

2. Las condiciones de la sala para mantener los ensayos (laboratorio) deberá estar

climatizada para reducir los efectos de la temperatura sobre los ensayos.

3. En futuros ensayos la alimentación con pellet para peces se debería considerar la

mejor respuesta obtenida cuando se suministraba sobre el sustrato.

4. La cantidad de alimento en futuros ensayos debería ser inferior a 1,5 ml (solución

0.5gr de alimento en 50ml de agua destilada) y una frecuencia semanal.

5. Se propone trabajar con Chironomido A por poseer mayor tamaño, fácil

identificación por coloración, resistentes a la manipulación en laboratorio.

6. Los ensayos efectuados sustentan la Fase I no obstante se propone se propone

realizar ensayos con sustrato natural (piedras) y agua del río sin filtrar con recambio

antes de pasar a la Fase II y utilizar simultáneamente Chironomidos A y B para ver

la mejor respuestas.

7. Se obtuvo captura de larvas y huevos de Chironomidos en ambiente natural y

mantenidas en laboratorio.

8. Se mantuvo larvas obtenidas del ambiente natural en condiciones controladas

satisfactoriamente.

9. Se obtuvo adultos y huevos en laboratorio.

10. Se manejó satisfactoriamente huevos hasta obtener eclosión y la mantención de

las mismas por mas de 8 semanas

11. Se establecieron condiciones de laboratorio y de manejo que permiten mantener en

condiciones de laboratorios especies de Chironomidos

12. Se obtuvo F1, los cuales actualmente se mantiene bajo condiciones controlas, de las

cuales se espera desarrollas la etapa de cultivo intensivo.



IV. BIBLIOGRAFÍA

1. Barile, J., Bórquez, A., Dantagnan,P., et al. Antecedentes para el cultivo del puye

Galaxias maculatus (Pisces: Galaxiidae). ISBN: 956-291-870-X. 2003.

2. Camousseight A 2006 Estado De Conocimiento De Los Ephemeroptera De Chile

Gayana 70(1): 50-56.

3. Domínguez E, HubbardM y M Pescador (1994) Los Ephemeroptera en Argentina.

Serie: Fauna de agua dulce de la república de Argentina. Insecta: Ephemeroptera.

Vol. 33(1): 141 pp.

4. Domínguez E, Molineri C, Pescador M, Hubbard M y C Nieto (2006) Aquatic

Biodiversity in Latin América: Ephemeroptera of South América. PENSOFT, Sofia-

Moscow, 646 pp.

5. DOMÍNGUEZ, MICHAEL D. HUBBARD Y WILLIAM L. PETERS, 1992 Clave Para

Ninfas Y Adultos De Las Familias Y Géneros De Ephemeroptera (Insecta)

Sudamericanos, Biología Acuática N° 16.

6. EPA (1998) Guidelines for ecological risk assessment. Risk assessment forum U. S.

Environmental Protection Agency. EPA/630/R-95/002F. Washington. EE.UU. 171

pp.

7. EPA 2002. Biological assessments and criteria: crucial componenets of water

quality programa. EPA 822-F-02-006.

8. FONSECA AL & ROCHA O (2004) “Laboratory cultures of the native species

Chironomus xanthus Rempel, 1939 (Diptera-Chironomidae)” Acta Limnol. Bras.,

16(2):pp.453-461.



9. IANNACONE J, MANSILLA J & VENTURA K2003 “Macroinvertebrados en las

lagunas de Puerto Viejo, Lima – Perú” Ecología Aplicada, 2 (1) pp. 116- 124.

10. NCh2083.Of1999 Aguas - Bioensayo de toxicidad aguda mediante la determinación

de la inhibición de la movilidad de Daphnia magna o Daphnia pulex (Crustacea,

Cladocera) Oficial.

11. NCh2706.Of2002 Calidad de agua - Bioensayo de inhibición de crecimiento de

algas de agua dulce con Selenastrum capricornutum (Raphidocelis subcapitata)

Instituto Nacional De Normalización. Primera Edición. Chile. 35 Pp.

12. OLAVE Y (2001) Propuesta de Monitoreo de Pesticidas en la Subcuenca del Río

Traiguén. Tesis Presentada a la Facultad de Ciencias de la Universidad Católica de

Temuco para Optar al Grado de Licenciado en Recursos Naturales. 113 pp.

13. SANCHEZ A (2002) Monitoreo de Pesticidas en la Subcuenca del Río Traiguén.

Trabajo de Título Presentado a la Facultad de Ciencias de la Universidad Católica

de Temuco para Optar al Grado de Licenciado en Recursos Naturales. 89 pp.

14. Tortorelli M, W. Di Marzio, M. Saénz & J. Alberdi (1994). Ensayos ecotoxicológicos

con organismos acuáticos para la evaluación de la contaminación ambiental. Curso

de postgrado. Laboratorio de Ecotoxicología. Universidad Nacional de Luján,

Argentina. 182 pp.

15. US.EPA (1999) Toxicity Reduction Evaluation Guidance for Municipal Wastewater

Treatment Plants. EPA/833B-99/002. Office of Wastewater Management U.S.

Environmental Protection Agency Washington, D.C.

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