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GOBIERNO DE CHILE MINISTERIO DE OBRAS PUBLICAS DIRECCIÓN GENERAL DE AGUAS DPTO. DE CONSERVACIÓN Y PROTECCIÓN DE REC. HÍDRICOS

REALIZADO POR:

CENTRO NACIONAL DEL MEDIO AMBIENTE

S.I.T. Nº 207 Tomo II de V.

SANTIAGO, MARZO 2010

ANÁLISIS DE LA COMPOSICIÓN FÍSICO QUÍMICA DE LOS

SEDIMENTOS FLUVIALES Y SU RELACIÓN CON LA

DISPONIBILIDAD DE METALES EN AGUA

INTRODUCCIÓN - METODOLOGÍA

ACCIÓN DE APOYO: “ANÁLISIS DE LA COMPOSICIÓN FÍSICO QUÍMICA DE LOS SEDIMENTOS FLUVIALES Y SU RELACIÓN CON LA DISPONIBILIDAD DE METALES EN AGUA”; INFORME FINAL: INTRODUCCIÓN - METODOLOGÍA.

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GOBIERNO DE CHILE MINISTERIO DE OBRAS PÚBLICAS DIRECCIÓN GENERAL DE AGUAS DPTO. DE CONSERVACIÓN Y PROTECCIÓN DE REC. HÍDRICOS

MINISTERIO DE OBRAS PÚBLICAS

Ministro de Obras Públicas Ingeniero Civil Sr. Sergio Bitar Chacra

Director General de Aguas

Abogado Sr. Rodrigo Weisner Lazo

Jefe Departamento de Conservación y Protección de Recursos Hídricos, Dirección General de Aguas

Ingeniero Civil, MSc. Mesenia Atenas Vivanco

Inspector Fiscal Ingeniero Civil Srta. Mónica Musalem Jara

Ingeniero Ambiental Sr. Fernando Aguirre Zepeda

Ecóloga Paisajista Srta. Sonia Mena Jara

CENTRO NACIONAL DEL MEDIO AMBIENTE - CENMA

Jefe de Proyecto MCs. Biológicas c/m Ecología Sra. Ximena Molina Paredes

Ingeniero Ambiental Srta. Ximena Rodríguez Bustamante

Dra. Adriana Aránguiz Acuña

UNIVERSIDAD DE CHILE

Depto. Química Ambiental, Lab. Química Orgánica y Cromatografía, Fac. Ciencias MCs. Química Sra. Sylvia Copaja Castillo

Químico Ambiental Srta. Roxana Tessada Sepúlveda

Dpto. de Ingeniería Civil, Fac. de Ciencias Físicas y Matemáticas Dr. Yarko Niño Campos

Ingeniero Civil Cristián Godoy

Grupo Asesor y Revisor

Universidad de Santiago de Chile (USACH) Dra. María Angélica Rubio

Universidad de Chile, Lab. de Limnología

MSc. Irma Vila Pinto


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INDICE GENERAL


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INDICE DE CONTENIDOS I. INTRODUCCIÓN 8 II. OBJETIVOS 11 1. OBJETIVO GENERAL 11 2. OBJETIVOS ESPECÍFICOS 11 III. GENERALIDADES 12 1. ASPECTO HIDRODINÁMICO 12 2. ASPECTO QUÍMICO 13

2.1. Aguas superficiales y metales pesados 13 2.2. Sedimentos y metales pesados 14

3. ASPECTO BIOLÓGICO 16

3.1. Bioensayos 16 3.1.1. Bioensayos en Sedimentos 17

3.2. Bioindicadores 19 IV. METODOLOGÍA 23 1. CRITERIOS DE SELECCIÓN DE CUENCAS, SELECCIÓN DE ÁREAS Y CRITERIOS DE MUESTREO EN LAS CUENCAS DE ESTUDIO 23

1.1. Selección de Cuencas. 23 1.2. Criterios para la selección de los sitios de muestreo 25

2. METODOLOGÍA ASPECTO HIDRODINÁMICO 27

2.1. Cálculos Hidráulicos 27 2.1.1. Estimación de la topografía (forma) del lecho en la zona de interés. 27 2.1.2. Estimación de las características friccionales del cauce. 28 2.1.3. Estimación de las alturas de escurrimiento para distintas condiciones hidrológicas 28 2.1.4. Estimación del esfuerzo de corte de fondo. 28

2.2. Análisis Granulométrico 28 2.3. Capacidad de Transporte y Resuspensión 29 2.4. Capacidad de Intercambio (Transferencia de Masa) entre Lecho y Columna de Agua 29

3. METODOLOGÍA ASPECTO QUÍMICO 30

3.1. Metodología de Aguas superficiales y metales pesados 30

3.1.1. Muestreo de Aguas Superficiales 30 3.1.2. Determinación y/o Análisis de parámetros físicos y químicos en laboratorio. 31

3.2. Metodología de Sedimentos fluviales y metales pesados 32

3.2.1. Muestreo de sedimentos fluviales 32 3.2.2. Caracterización de Sedimentos 32

3.2.2.1. Tratamiento de las muestras 32


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3.2.2.2. Análisis granulométrico de sedimentos 34 3.2.2.3. Determinación de pH y conductividad eléctrica (CE) 34 3.2.2.4. Análisis de componentes mayoritarios: carbonatos, silicatos y materia 35 orgánica 35

3.2.3. Análisis de metales pesados en sedimentos fluviales 41 3.2.3.1. Extracción secuencial BCR 42 3.2.3.2. Extracción de metales solubles o unidos a carbonatos 43 3.2.3.3. Extracción de metales totales, método de agua regia 43 3.2.3.4. Determinación de óxidos de hierro, manganeso y aluminio. 43

3.2.4. Relación porcentual metales pesados solubles en sedimento y metales pesados disueltos en agua 44

4. METODOLOGÍA ASPECTO BIOLÓGICO 46

4.1. Biocriterio: Nivel Comunitario in-situ, Evaluación de la calidad del agua bajo enfoque de integridad ecológica 46

4.1.1. Recolección de muestras de Macroinvertebrados bentónicos 46 4.1.2. Procedimiento de laboratorio, Análisis de las muestras de macroinvertebrados bentónicos. 47 4.1.3. Indices aplicados 47

4.1.3.1. Enfoque de diversidad 47 4.1.3.2. Enfoque biótico 48

4.1.4. Análisis de resultados 49

4.2. Bioensayos: Evaluación toxicológica de la calidad del agua. 50

4.2.1. Metodología para Bioensayos Campaña primavera y verano 50 4.2.1.1. Test de Toxicidad Aguda (Duración: 48 horas) 50

4.2.2. Metodología para Bioensayos Campaña otoño 50

4.2.2.1. Preparación de Eluído a partir de las muestras de sedimentos 50 4.2.2.2. Test de Toxicidad Aguda (Duración: 48 horas) 51 4.2.2.3. Test de Toxicidad Crónica (Duración: 14 días) 51

4.2.3. Análisis de datos 51

4.2.3.1. Análisis bioensayos agudos 51 4.2.3.2. Análisis bioensayos crónicos 52

5. ESQUEMA RESUMEN DE LOS ASPECTOS ANALIZADOS EN EL ESTUDIO EN LAS TRES CUENCAS HIDROGRÁFICAS 56 V. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS 58


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INDICE DE TABLAS Tabla 1. Criterios de selección cuencas 24 Tabla 2. Criterios para selección de áreas y estaciones de muestreo 25 Tabla 3. Monitoreo de calidad de agua superficial. Componentes a evaluar. 30 Tabla 4. Normas utilizadas para el muestreo y análisis de agua superficial 30 Tabla 5. Parámetros y metodología de anàlisis químico para compuestos y/o elementos físicos y químicos en agua superficial 31 Tabla 6. Descripción del muestreo cuantitativo de macroinvertebrados bentónicos. 46 Tabla 7. Rangos de tolerancia IBF y calidad de agua 48 Tabla 8. Resumen de metodología química 57


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INDICE DE FIGURAS

Figura 1. Diagrama que muestra procesos interacción sedimento - agua 9 Figura 2. Esquema de procesos físicos que determinan el proceso de transferencia de metales entre los sedimentos del lecho y la columna de agua 12

Figura 3. Componentes del enfoque de “Integridad biológica”. 20 Figura 4. Transporte de sedimento según zona fluvial 26 Figura 5. Esquema de muestreo de sedimentos en las cuencas estudiadas 32

Figura 6. Proceso de preparación de muestra 34

Figura 7. Esquema de extracción secuencial, método BCR 42 Figura 8. Red Surber 47 Figura 9. Grafo de ciclo de vida de dos estados 54 Figura 10. Esquema resumen de los aspectos considerados en el estudio para la evaluación de la calidad del agua. 56


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I. INTRODUCCIÓN La calidad del agua es un término relativo que depende del uso final que se le dé al recurso en relación a las actividades desarrolladas en una cuenca hidrográfica. La cuenca se define como el espacio de drenaje y volúmenes de agua donde opera el flujo hídrico, el que se encuentra definido por sistemas topográficos y geológicos, los cuales determinan territorialmente una superficie de drenaje común donde interactúan los sistemas físicos, bióticos y socioeconómicos.

La calidad del agua en nuestro país ha ido decreciendo en gran parte por las actividades productivas que se desarrollan en las cuencas (deforestación, ruptura de tierras marginales, minería, pesquería, agricultura, extracción de áridos), por un desequilibrio entre oferta y demanda, por un inadecuado uso del recurso por parte de los usuarios, como por ejemplo al verter residuos sobre los cuerpos de agua (Vila et al, 1996; OECD-CEPAL, 2005). Los productos químicos agrícolas, domésticos e industriales se han visto incrementados en los últimos años por el aumento en especial de la actividad minera y agrícola aumentando los riegos de contaminación de las aguas. En nuestro país uno de los mayores impactos sobre el recurso hídrico en los sistemas fluviales ha sido la contaminación por metales pesados, principalmente por la actividad minera las cuales han afectado las aguas y sedimentos. La actividad minera modifica el espacio, genera grandes volúmenes de residuos minerales, que históricamente han sido descargados en algunos ríos. Un mayor incremento de metales pesados en agua está determinado en parte por las condiciones del lugar, la naturaleza de los minerales, el proceso de extracción minera y factores medioambientales. En ríos de la zona central históricamente se ha desarrollado la actividad minera, y se han detectado altas concentraciones de metales totales en las aguas superficiales. Por ejemplo asociado al material particulado se detectó arsénico, cobre, molibdeno en los ríos Maipo (RM), Aconcagua (V región) y Cachapoal (VI región), de origen natural y producto de vertidos mineros (Vila et al, 1996).

En Chile se esta desarrollando el proceso de establecimiento de “Normas Secundarias de Calidad Ambiental para Aguas Continentales Superficiales” NSCA, para lo cual el Departamento de Control de la Contaminación de la Comisión Nacional del Medio Ambiente (CONAMA) ha diseñado una “Guía para el Establecimiento de Normas Secundarias de Calidad Ambiental para Aguas Continentales Superficiales, NSCA” (CONAMA, 2004). Estas normas tienen como uno de los objetivos principales el servir de protección y conservación de las comunidades acuáticas y para los usos prioritarios del agua. Para poder aplicar esta normativa se debe realizar una buena evaluación de la calidad del agua superficial, determinando los componentes físicos y químicos que la afectan, lo que significa incorporar al componente sedimento. Como también tener presente que su composición cambia en función del tiempo y del espacio. Hoy en día se evalúa la calidad del agua determinando los componentes físicos y químicos sólo de la columna de agua superficial, sin considerar a los sedimentos propiamente tal, que la influencian directamente, a través de la dinámica interfaz sedimento-agua. Por otro lado conocer la calidad del agua evaluando los componentes


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Interfaz

Sumidero Fuente

Componente Químico disuelto o suspendido

Biota

ResuspensiónSedimentación

Bioacumulación Otros: Bioindicación

físicos y químicos del sistema da una mirada instantánea de la condición del recurso faltando incorporar la temporalidad en la evaluación, siendo posible a través de la incorporación de las variables biológicas. Estas reflejan la historia acumulativa del lugar, generando una mirada integral en el tiempo, lo que podría darse con las futuras NSCA, las que incluyen el criterio biológico, como una herramienta de aproximación para determinar impactos. El análisis de sedimentos se ha usado ampliamente como un indicador medioambiental para evaluar la magnitud de la contaminación en un sistema acuático, como estos continuamente interaccionan con la fase liquida, es conveniente combinar análisis de sedimento y agua. Los sedimentos actúan como portadores y posibles fuentes de contaminación, comportándose como un reservorio de contaminantes (FDEP, 1994; Calmano, 1996). Bajo determinadas condiciones físicas y químicas estos pueden tener efectos adversos sobre la biota la cual serviría de bioindicadora, como también transfiriendo compuestos tóxicos a lo largo de la cadena trófica por bioacumulación (U.S. EPA, 1998), como por ejemplo metales pesados (Fig. 1). La movilización y disponibilidad de componentes dependen de procesos físicos, químicos y biológicos. Estos dependen en gran medida del intercambio de masa en la interfase sedimento - columna de agua.

Fuente: modificado de Buffle & De Vitre, 1994.

Figura 1. Procesos interacción sedimento - agua La sedimentación del material particulado permite almacenar diferentes especies químicas, tanto metales como de otros tipos de contaminantes, influyendo en la composición del agua superficial. Además del movimiento del material particulado a través de la columna de agua, también provoca un flujo de especies químicas desde los sedimentos hacia la solución natural. Los sedimentos pueden ser movilizados a la columna del agua por cambios en las condiciones ambientales tales como pH, potencial redox, oxigeno disuelto o la presencia


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de quelatos orgánicos (Förstner, 1981; Sing et al., 1987; Carignan y Tessier, 1988; Vaithiyanathan et al., 1993; Singh et al., 1999). Por otra parte, numerosos estudios han demostrado el poder quelatante del EDTA, que disuelve metales de los sedimentos incorporándolos a la columna del agua (Frimmel et al., 1989; Alder et al., 1990; Gonsior et al., 1997). Otra posibilidad es que la presencia de ciertos componentes de las formulaciones de detergentes como son los tensioactivos, agentes blanqueadores, estabilizantes, entre otros, participen en la movilización de los metales pesados (Wiener et al., 1984; El Falaki et al., 1994). Por tanto, el análisis de metales pesados en sedimentos nos permite detectar otra fuente de contaminación que incide en la calidad de las aguas y también proporciona información a cerca de las zonas críticas del sistema acuático (Förstner y Salomons, 1980; Baudo y Muntau, 1990; Belkin y Sparck, 1993; Förstner et al., 1993; Chen et al., 1996; Moalla et al., 1998). De la concentración total del metal, sólo ciertas formas químicas son tóxicas para los organismos, estas incluyen iones libres y metales liposolubles (Morrison et al. 1989; Chen et al., 1996). Es importante considerar la hidrodinámica del sistema que permita establecer las condiciones de transporte de las partículas en la zona de interfaz y sus posibles repercusiones en la columna de agua (Rosas, 2001). Respecto al componente biológico, la NSCA establece la incorporación del criterio biológico a través del uso de bioindicadores y/o bioensayos, como herramienta de aproximación para determinar el impacto producido por situaciones de emergencia relacionadas con la protección de comunidades acuáticas. En este estudio se realizó un diagnóstico de cuencas de la zona central del país pertenecientes a la zona hidrológica semiárida y subhúmeda (Niemeyer & Cereceda, 1994) que contasen con proceso de norma secundaria en desarrollo y que presentaran actividad minera, con el fin de realizar un estudio integral para la evaluación de la calidad del agua. Este estudio integral consistió en generar metodologías para relacionar las matrices sedimento - agua superficial, tomando en cuenta la dinámica física y química, la composición comunitaria de la biota in situ y poblacional in vitro a través de bioensayos. Con ello se contribuye a generar información para aporte a la planificación del recurso hídrico de acuerdo a los estándares actuales de protección ambiental que se desarrollen en el país.


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II. OBJETIVOS 1. OBJETIVO GENERAL Obtener una caracterización física y química de los sedimentos en cuencas con Normativa Secundaria de Calidad Ambiental (en adelante NSCA), y analizar la influencia de los sedimentos en la calidad del agua superficial, fundamentalmente en metales, estableciendo la relación sedimento-agua. 2. OBJETIVOS ESPECÍFICOS • Identificar las principales fuentes de contaminación en las áreas de estudio de las 3

cuencas.

• Analizar y caracterizar la calidad del agua en las áreas definidas en las cuencas

seleccionadas.

• Analizar y caracterizar en sus aspectos físicos y químicos los sedimentos de las áreas

definidas en las cuencas seleccionadas.

• Establecer relaciones para metales en la matriz sedimento y en la matriz agua.

• Evaluar la calidad del agua bajo enfoque de integridad ecológica.

• Evaluar toxicológicamente el agua poral obtenida de sedimentos.


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III. GENERALIDADES 1. ASPECTO HIDRODINÁMICO La interacción entre el escurrimiento y el lecho en un cauce natural determina el comportamiento de los sedimentos al interior del sistema. Es en la interfaz agua/lecho en donde se realiza un intercambio constaste de masa, calor, energía y momentum, a distintas escalas espaciales y temporales. El intercambio de masa disuelta entre los sedimentos de fondo y la columna de agua determinan en gran medida la calidad de esta última, debido a la capacidad de los sedimentos de adsorber contaminantes, como por ejemplo, metales pesados. Actualmente, existe suficiente evidencia que indica que la turbulencia de la columna de agua es un factor muy importante que determina dichas tasas de intercambio (e.g., Hondzo, 1998; Steinberger & Hondzo, 1999) en conjunto con otros parámetros químicos. Por ejemplo, en el caso de los metales pesados, los procesos químicos básicamente determinan la disponibilidad de los solutos para ser transferidos desde los sedimentos a la columna de agua, pero la turbulencia domina los flujos másicos en la interfaz sedimento/agua. En particular, la turbulencia controla la existencia de vórtices que perturban la capa límite difusiva forzando tasas de intercambio mayores que las que se tendrían por efectos puramente moleculares (Huettel & Webster, 2001). Los procesos de depositación y erosión de material fino presente en el lecho, que son controlados también por la turbulencia del flujo (Niño et al., 2003), determinan la posibilidad de retener los contaminantes adsorbidos en las partículas de sedimento en el lecho (en el caso de la sedimentación) aumentando sus tiempos de residencia o, por el contrario poner material fino en la columna favoreciendo procesos de desorción (en el caso de procesos de erosión o suspensión de partículas desde el lecho). Así, se hace necesario estudiar las características hidráulicas y turbulentas que se presentan en los sitios que serán estudiados, para evaluar tanto los procesos de intercambio de masa en la interfaz sedimento/agua, como los procesos de transporte de sedimento asociados. Con este fin resulta también relevante caracterizar la granulometría del lecho y de los sedimentos transportados en dichos sitios. La Fig. 2 muestra esquemáticamente los procesos físicos recién mencionados.

ADSORCION - DESORCION

TRANSPORTE, RESUSPENSION, SEDIMENTACIONDE PARTICULAS DE SEDIMENTO

TRANSFERENCIA DE MASADISUELTA

MEZCLA TURBULENTA

h v

τ

dsLECHO

COLUMNA DE AGUA

Figura 2. Esquema de procesos físicos que determinan el proceso de transferencia de metales entre los sedimentos del lecho y la columna de agua


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En la figura 2, v denota velocidad del flujo, h altura de escurrimiento, τ esfuerzo de corte de fondo, ds tamaño del sedimento. 2. ASPECTO QUÍMICO En los sistemas acuáticos se disuelven numerosas sales y sustancias de acuerdo a sus solubilidades. La presencia en el terreno de diferentes materiales y estructuras geológicas son fuente de una gran variedad de iones disueltos en aguas superficiales, los que nos permitirían saber, de no haber existido la actividad humana, que tipo de suelo atraviesa un cauce de agua. Algunos de estos iones se encuentran en forma mayoritaria, respecto a los demás elementos en todas las aguas continentales: Na+, K+, Ca2+, Mg2+, Cl-, SO4

2-, CO32-, mientras que otros se hallan a niveles de trazas, como es el caso de los

metales pesados, siendo algunos de ellos necesarios para el correcto desarrollo de los microorganismos, plantas y animales. La importancia de los metales pesados en aguas y sedimentos es por su elevada toxicidad, alta persistencia y rápida acumulación por los organismos vivos. 2.1. Aguas superficiales y metales pesados En la actualidad se estima que más de un millón de sustancias diferentes son introducidas en las aguas naturales a través de los vertidos antropogénicos (Förstner, 1993), las que pueden alterar las características organolépticas del agua, perturbar severamente el ecosistema y/o ser directamente nocivas para el hombre. La disponibilidad y calidad química de las aguas naturales de los ríos de Chile ha estado influenciada por diversos factores, tales como: el clima oceánico (temperaturas, precipitaciones y viento), el comportamiento hidrológico de los escurrimientos superficiales y subterráneos. Por litología los ríos del Norte de Chile poseen rangos naturales de concentraciones altas de metales disueltos, en la zona central hay alta concentración de boro, cobre, hierro, molibdeno en parte por origen natural y por vertidos agrícolas y mineros (DGA, 1996; OECD-CEPAL, 2005). En 1990 se determinó que de 102 acuíferos, 45 presentaron alto nivel de nitrato y 35 altos concentraciones de hierro y manganeso. Ha aumentado la erosión, el ingreso de material particulado y el vertimiento de riles y agroquímicos al cauce, modificando los tramos medios y bajos de los ríos (Molina y Vila, 2006). Los contaminantes orgánicos y los metales pesados no se eliminan de los ecosistemas acuáticos en forma natural debido a que no son biodegradables (Förstner & Witmann, 1981; Murray, 1996). Los metales pesados en los sistemas acuáticos como los ríos tienden a formar asociaciones con sustancia minerales (carbonatos, sulfatos, etc.) y en mayor grado con sustancias orgánicas mediante fenómenos de intercambio iónico, adsorción, quelación, formación de combinaciones químicas etc., acumulándose principalmente en los sedimentos (Förstner & Witmann, 1981; Dekov et al., 1998).


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2.2. Sedimentos y metales pesados Los sedimentos se van formando por acumulación de materiales de origen detrítico, químico u orgánico, resultantes de la erosión de rocas, precipitación de elementos disueltos en el agua, acumulación de materia orgánica; depositándose al disminuir la energía del fluido que los transporta (agua o viento). Su composición depende de los materiales que lo originan por procesos de meteorización u otros influenciados por el hombre, (Mc Bride, 1994; Doménech, 1997). En general, la composición química de un sedimento resulta de un componente orgánico (microorganismos, residuos, detritus) e inorgánico. Los inorgánicos son generados en la erosión de las rocas, en los materiales sueltos y consolidados, además de compuestos generados por precipitación de sales disueltas, tales como sulfatos, carbonatos y sílice (Hakanson, 1983). La naturaleza química primaria de un sedimento está determinada por los procesos de meteorización que lo han originado y de fraccionamiento mecánico (lavado) por efecto del transporte y la deposición (Welcomme, 1985). La composición original puede cambiar después de la deposición por procesos de diagénesis, litificación y metamorfismo (Huerta, 2006). Origen y composición química de sedimentos De acuerdo al transporte, los sedimentos pueden ser de material disuelto, suspendido y depositado, lo cual dependerá del tamaño de la partícula y de la turbulencia de la corriente. Las partículas en suspensión son importantes en el sedimento, puesto que están constituidas por partículas finas mantenidas por la hidrodinámica del sistema las que se pueden asentar al disminuir la velocidad de la corriente o por presencia de partículas de mayor tamaño que se redepositan por gravedad. Estas partículas pueden contener elementos tóxicos como metales pesados, o servir como nutrientes o ser de naturaleza orgánica. Los metales pesados en los sedimentos están asociados a las “arcillas” partículas de tamaño entre 2 - 0,45 µm, con carga negativa que intercambian cationes y dada su gran área superficie/volumen, son altamente reactivas (Juregg y col, 1982; Singh y col, 1999). La fracción arcilla generalmente contiene cuarzo, feldespatos, óxidos de hierro y carbonatos, además de los minerales arcillosos (Huerta, 2006). Los contaminantes y nutrientes están adsorbidos sobre las partículas a la forma de material orgánico, carbonatos y sulfuros, incluida en la matriz mineral de minerales específicos tales como apatita o fosfato de calcio, silicatos y otros no alterables (Alfaro, 1986). La línea base natural de un sedimento, representado por el material litogénico, varía geográficamente y temporalmente de acuerdo a las características geológicas, climáticas y biológicas (vegetación) (Ayers, 1985; González, 1986). Se ha encontrado que la concentración promedio de elementos tales como Si, Al, Fe, K, Ga, Hg, Ta, Ti y U no varía, contrario al Ca, Cs, Cu, Li, Mo, Ni, Pb, Sr y Zn (Sigg et al., 1987; Singh y col.,


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1999), lo que se atribuye a la intensidad del proceso de intemperización. Por otra parte, al comparar la razón entre los elementos detectados en la fase disuelta y fase particulada, mostraron que respecto al contenido total, más del 90% de P, Ni, Si, Co, Mn, Cr, Pb, V y Cs fue transportado por las partículas. Propiedades químicas de la superficie de las partículas Genéricamente los mecanismos de adsorción presentes en la interfase sólido-líquido, se pueden clasificar en los siguientes:

a) Adsorción física, debido a fuerzas no específicas de atracción (tales como las fuerzas de Van der Waals) que involucran las nubes electrónicas tanto del metal como del adsorbente.

b) Adsorción electrostática (intercambio de iones) debido a la atracción por fuerzas

de Coulomb entre la carga del soluto.

c) Adsorción específica, resultado de las fuerzas de atracción responsable de los enlaces químicos a sitios específicos de la superficie del adsorbente.

d) Coprecipitación o formación de solución sólida, cuyo resultado puede conducir a

la remoción de la especie metálica desde la solución. Los procesos de adsorción son influenciados por las características físicas y químicas de la solución natural. El pH, potencial redox, temperatura, concentración de agentes complejantes, concentración de elementos traza, especiación de éstos, propiedades enlazantes, fuerza iónica, composición y propiedades de la superficie, son factores significativos en la asociación de la interfase. Sin embargo, el factor más relevante en esta interacción es el pH, por ejemplo los iones metálicos que se hidrolizan a pH inferior a 8,5 pueden ser adsorbidos por el material particulado (Förstner & Solomons, 1980; Bejarano, 1992; Chen y col, 1996; Moalla y col., 1996). La composición de los sedimentos es altamente heterogénea e incluye tanto minerales como materia orgánica. Los metales ingresan a través de procesos de precipitación, intercambio iónico, coprecipitación y adsorción. Ciertas formas de metales son resistentes al intercambio con el agua, manteniéndose estables por largos períodos de tiempo (entre éstos se destacan los provenientes de restos rocosos y de matriz arcillosa) (Fuenzalida, 1965; Klohn, 1972; Golterman, 1983). En los sedimentos puede haber remobilización de especies hacia la columna de agua, porque los procesos químicos están fuertemente determinados por la degradación de materia orgánica que origina una secuencia de reacciones de óxido-reducción. Esta secuencia redox se origina al reaccionar la materia orgánica (en exceso) con el oxígeno, nitratos, sulfatos y bicarbonatos (proceso que remueve el oxígeno disuelto) dando lugar a la formación de especies reducidas (anhídrido carbónico, amonio, sulfuros y metano). Dichos productos


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provocan cambios en la química de los sedimentos reduciendo los metales oxidados, así a la forma soluble se mobilizan a la columna de agua. Ejemplos típicos son las trasformaciones que experimentan las especies oxidadas de hierro y manganeso, que en ambientes sedimentarios son reducidos y trasformados en especies solubles e ingresan a la solución (Castro, 1982; Alonso, 1983; González, 1991). Varias actividades productivas, tales como la minería metálica y la agricultura, han modificado la calidad de los sedimentos repercutiendo en la calidad del agua superficial en los ríos. Esto constituye un riesgo ambiental puesto que con estas mismas aguas se debe abastecer a la población y regar los suelos agrícolas. 3. ASPECTO BIOLÓGICO La evaluación de la calidad del agua en el país se ha estado realizando en base a análisis fisicoquímicos y bacteriológicos a través del cumplimiento de la NCh 1333. Sin embargo, los recursos hídricos en el país están en deterioro, para lo cual hoy en día se está desarrollando el proceso de “Norma Secundaria de Calidad para la Protección de las Aguas Continentales Superficiales” en el cual uno de los objetivos es la protección de los ecosistemas y de las comunidades acuáticas. El cumplir con este objetivo genera una serie de necesidades que en algunos casos no es de fácil cumplimiento. Es importante para normar el conocer el estado natural del recurso, pero este factor está enmascarado por la contaminación histórica de los cauces, establecer los componentes que influyen en la evaluación de la calidad de agua y determinar el nivel de estado del recurso en el tiempo. Para ayudar a dilucidar estos aspectos es que la Guía de CONAMA representa una oportunidad, el establecer el uso de bioensayos y/o bioindicadores para evaluar la calidad de agua. 3.1. Bioensayos Históricamente, la evaluación de contaminantes en sedimentos, mediante el uso de organismos acuáticos, se ha enfocado en pruebas de eluídos (elutriates) y agua intersticial (pore water). Las aguas intersticiales se han utilizado extensamente, asumiendo que a menudo los contaminantes de los sedimentos están en equilibrio con el agua intersticial. Sin embargo, la química del agua intersticial puede ser alterada durante su extracción de los sedimentos. Los test con agua intersticial pueden sobrestimar la toxicidad de los metales por la oxidación de los sulfuros, los cuales de otro modo estarían ligados a metales, o subestimar la toxicidad si los metales se precipitan con hierro durante la extracción. Adicionalmente, muchas especies bentónicas ingieren sedimentos y esta vía alimenticia de exposición a los contaminantes no es medida en test con aguas intersticiales. Se ha desarrollado un reciente énfasis en el desarrollo de test de toxicidad en conjunto con los sedimentos (whole-sediments) con especies bentónicas que viven en contacto o insertos en los sedimentos. La mayoría de los test son agudos (usualmente de 10 días) y determinan la sobrevivencia de los organismos en sedimentos contaminados. Sin


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embargo, ha aumentado la necesidad de test crónicos que midan crecimiento y reproducción en largos periodos. (Simpson et al., 2005). 3.1.1. Bioensayos en Sedimentos Similar a los test de toxicidad en especies acuáticas, las diversas especies bentónicas tienen distintas sensibilidades a los tóxicos; por lo tanto es importante en evaluaciones de calidad de sedimentos utilizar un conjunto test con organismos que tengan diferentes estrategias de alimentación y de comportamiento para cubrir todas las rutas potenciales de exposición. Esta pueden incluir una especie bentónica que viva en la interfase del sedimento, un alimentador de los depósitos epibentónicos, e.g. anfípodos (ingestión de sedimentos), un anfípodo excavador (consumo de agua y sedimentos), un bivalvo bentónico (consumo de agua y sedimentos) y un gusano poliqueto (ingestión de sedimentos) (Simpson et al, 2005). Los test de toxicidad desarrollados en conjunto con los sedimentos colectados de terreno y la dosificación de estos en laboratorios es una línea esencial que evidencia que los contaminantes de los sedimentos pueden producir efectos observables en las comunidades bentónicas. Estos protocolos miden toxicidad aguda a corto plazo (≤10 días) en macroinvertebrados bentónicos, tales como anfípodos y quironómidos. Lamentablemente, la mayoría de los test de toxicidad de sedimentos están enfocados en toxicidad aguda (tiempos cortos de exposición) y no en toxicidad crónica (tiempos largos de exposición), ya que su larga duración aumenta los costos e impide su aceptación generalizada (Simpson et al, 2005). Los primeros bioensayos en sedimentos fueron realizados a comienzos de los 1970 y demostraron la conducta de evasión de los anfípodos a sedimentos contaminados. Muchos de los trabajos que demostraron los efectos de los sedimentos contaminados llegaron en 1980. A mediados del 1990, se publicaron los métodos estandarizados para evaluaciones en conjunto con los sedimentos con US EPA, American Society for Testing and Materials (ASTM) y Environmental Canada. (Burton y Landrum, 2003). Las especies de agua dulce que han sido utilizadas en Estados Unidos incluyen especies bentónicas y de la columna de agua, como: Selenastrum capriconutum, Daphnia magna, Ceriodaphnia dubia, Pimephales promelas, Hyalella asteca, Chironomus tentans y C. riparius, y Hexagenia limbata (ASTM, 2005). La selección del organismo de prueba tiene la mayor influencia en la relevancia, éxito e interpretación de los test, más aún si consideramos que no existe un organismo que sea el más adecuado para todos los sedimentos. Otra manera de poder evaluar efectos de toxicidad es a través de análisis de ciclo de vida. Una metodología clásica de comprensión de ciclos de vida está dada por análisis de tablas de vida, que corresponde a un registro de mortalidad y reproducción en el tiempo para una cohorte de organismos mantenidos en laboratorio. Una tabla de vida dinámica o de cohorte corresponde al seguimiento de una única cohorte de individuos, i.e. a un


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grupo de individuos nacido dentro de un mismo intervalo de tiempo breve, desde el nacimiento hasta la muerte del último sobreviviente (Begon et al, 2006). Las pruebas de toxicidad son herramientas esenciales para la evaluación de la capacidad de un material de causar efectos adversos (letales o subletales) en organismos vivos acuáticos, esto debido a que son indicadores sensibles y ecológicamente relevantes (NCh 2083). En este tipo de procedimiento, las respuestas (fisiológicas, demográficas o poblacionales) de organismos acuáticos son usadas para detectar o medir la presencia o efecto de una o más sustancias, desechos o factores ambientales, solos o combinados. Diversos grupos de organismos han sido utilizados en bioensayos estandarizados, para la evaluación de la condición tanto de agua como de sedimentos, entre ellos se encuentran algas, fitoplancton, protozoos, rotíferos, cladóceros, anélidos, moluscos, artrópodos, decápodos, insectos y peces.

En general, las principales consideraciones para la selección de organismos a utilizar en pruebas de toxicidad son (APHA, 1998): a) Su distribución geográfica, abundancia y disponibilidad en amplios períodos del año, b) su importancia recreacional, económica y/o ecológica, c) sus características ecológicas, e.g. requerimientos y duración de su ciclo de vida, d) la facilidad de cultivo, y e) sus condiciones físicas generales. Exhaustivamente se han desarrollado pruebas de toxicidad aguda y crónica sobre organismos planctónicos, entre ellos se mencionan: efecto de metales pesados sobre poblaciones de rotíferos (Rao & Sarma 1986, 1990; Luna-Andrade et al., 2002; Gama-Flores et al., 2007); efecto de pesticidas sobre rotíferos (Gama-Flores et al., 1999, 2004; Sarma et al., 1998; Sarma et al., 2001a, 2001b, 2001c); efecto de insecticidas sobre copépodos (Jonson, 1978); efecto de enriquecimiento orgánico sobre cladóceros (Martínez-Jerónimo & García-González, 1994; Mangas-Ramírez et al, 2002); efecto de metales de pesados en sedimentos sobre poblaciones de cladóceros (Burton et al., 2001); entre otros. Dada la facilidad de cultivo y las respuestas sensibles a diversidad de agentes, este tipo de ensayos se encuentra ampliamente validado.

A pesar de la validez y pertinencia del uso bioensayos con organismos zooplanctónicos, en Chile la normativa regula tan sólo el uso de cladóceros en ensayos de toxicidad aguda para evaluar la calidad de agua. Se han asumido, por tanto, las metodologías propuestas por agencias internacionales, como U.S. EPA, OECD, etc. para su uso en ensayos crónicos que permitan evaluar la mortalidad y natalidad asociada a concentraciones estandarizadas de algún contaminante.

Sin embargo, esta aproximación resulta reduccionista si se evalúa la definición original de ecotoxicología propuesta por Truhaut en 1969, quien la definió como "la rama de la toxicología enfocada en el estudio de efectos tóxicos causados por contaminantes naturales y sintéticos, sobre los componentes de los ecosistemas, animales, vegetales y microbiota, en un contexto integral” (Truhaut, 1977). Caswell (1996) ha señalado al respecto que los procesos ecológicos en cierto nivel jerárquico son determinados por mecanismos presentes en niveles inferiores, y cuya respuesta se evidencia en un nivel


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inmediatamente superior. Bajo esta consideración, una crítica al uso de bioensayos crónicos es la desvinculación entre efectos de contaminantes sobre los niveles de organización celular/molecular y organísmico y sus posibles consecuencias en los niveles de organización superior (Bridges & Dillon, 1993). Una alternativa propuesta y exitosamente utilizada en evaluación de contaminantes y sus efectos sobre parámetros demográficos e historias de vida, es el acercamiento poblacional matricial, y complementariamente los análisis de sensibilidad tanto prospectivos (sensibilidad y elasticidad) como retrospectivos (LTRE), los que permitirían establecer enlaces entre visiones puramente individuales y sus efectos a nivel poblacional (Bridges & Dillon, 1993; Caswell, 1996; Levin et al., 1996; Benton & Grant, 1999; de Kroon et al., 2000; Barata et al., 2002; Caswell, 2001; Pardo et al., 2007, Ramos-Jiliberto & Aránguiz-Acuña, 2007). Ya que el diseño experimental de los ensayos crónicos altera fuertemente la estimación cuantitativa de las tasas vitales y de los rasgos de historia de vida, la aproximación matricial propuesta permite comparar diferencias de respuestas demográficas entre concentraciones de muestra (tratamientos) tomando los beneficios del cuerpo teórico y técnico desarrollado actualmente en el análisis de “Experimentos de Respuesta de Tabla de Vida, LTRE” (Caswell, 2001). 3.2. Bioindicadores Uno de los problemas al evaluar la calidad del agua son las escalas espaciales y temporales adecuadas. La evaluación química refleja las condiciones instantáneas de un cuerpo de agua, sin embargo los organismos permiten detectar condiciones ambientales específicas incorporando criterios biológicos que son “valores numéricos o expresiones narrativas que describen la integridad biológica de la estructura y función de las comunidades de aguas destinadas a diferentes usos (U.S. EPA, 2003) (Fig. 3). Hay varios ejemplos de la incorporación de comunidades acuáticas para la evaluación de la calidad del agua de sistemas fluviales, situación que es realidad en Estados Unidos y Europa (DMA, 2000; U.S. EPA, 2003) y en países de Latinoamérica están el proceso de incluirlas (Panamá, Venezuela, Brasil, Colombia) (Davis & Simon, 1995) habiendo ya desarrollado una serie de estudios donde han demostrado su utilidad (Roldan, 2003). En su mayoría se han usado a los macroinvertebrados bentónicos, puesto que corresponden alrededor del 80% del bentos fluvial (Rosenberg & Resh, 1993). Los macroinvertebrados bentónicos, o bentos (macro = grande; invertebrado= animal sin huesos; bentos = fondo) son organismos que habitan en el fondo de los cuerpos de agua y que sirven como indicadores biológicos de la calidad del agua (Prat et al., 2009). La U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency) sugiere la aplicabilidad de los indicadores ambientales desde los años setenta en adelante para dar información de la estructura y función de las comunidades biológicas presentes y/o sus cambios históricos, realizando cambios para incorporar la salud de los sistemas biológicos a los programas en vías a restaurar y mantener la integridad de las aguas (Clean Water Act, 1972).


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Física Química

IE

Biología

La biota estaría representada por los macroinvertebrados bentónicos, los cuales son bioindicadores. Estos responden a cambios físicos y químicos del sistema, reflejando la integridad biológica (IB), la cual se define como la capacidad de un ecosistema acuático para soportar y mantener un balance integrado, una comunidad de organismos adaptada teniendo una composición de especies, diversidad y organización funcional comparable al del hábitat natural de una región” (Davis & Simon, 1995), Fig. 3.

Figura 3. Componentes del enfoque de “Integridad ecológica” (I.E.).

Los bioindicadores reflejan cambios físicos y químicos del sistema. Se define integridad biológica como la capacidad de un ecosistema acuático para soportar y mantener un balance integrado, una comunidad de organismos adaptada teniendo una composición de especies, diversidad y organización funcional comparable al del hábitat natural de una región” (Davis & Simon, 1995). En general, el concepto de especie indicadora es ampliamente aceptado y está definido como: “especie (o conjunto de especies) que tienen un particular requerimiento en relación a variables físicas o químicas, tales que los cambios en la presencia/ausencia, número, morfología, fisiología o de comportamiento de esas especies indican que las variables físicas o químicas consideradas, están por fuera de los límites acostumbrados o normales” (Rosemberg & Resh, 1993). El indicador biológico es un detector que muestra la existencia de condiciones que son complejas de interpretar y resultan de una multitud de factores difíciles de medir directamente. Como pueden utilizarse más de uno, en la interpretación del proceso, todos ellos se combinan dentro de un índice simple llamado Índice Biológico (Ghetti, 1986). Se distinguen tres enfoques principales para evaluar la respuesta de las comunidades de macroinvertebrados a la contaminación. Estos son: el de diversidad, el saprobio y el biótico.


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El enfoque de diversidad considera tres componentes fundamentales de la comunidad: riqueza, uniformidad y abundancia. La comunidad natural sin perturbación presenta gran diversidad de especies y bajo número de individuos por especie; o bajo número de especies y muchos individuos de éstas especies. A pesar de la claridad del concepto sus resultados pueden variar dependiendo del método de muestreo, naturaleza del sustrato y época del año. Se han desarrollado varios índices para medir la calidad del agua, siendo uno de los más conocidos el de Shannon Weaver (1949, 1963); el de Simpson (1949) y el de Margalef (1951). El enfoque saprobio se incorporó en medidas de calidad del agua desde 1909 por Kolkwitz & Marsson, en Alemania. Se refiere a la capacidad que tenían ciertos organismos de vivir en determinados niveles de contaminación, distinguiendo tres zonas: Polisapróbica, Mesosapróbica y la Oligosapróbica; esta última es para lugares donde los procesos oxidativos son los predominantes. Se incorpora a los organismos desde los hongos y algas hasta vertebrados y se incorporan aspectos fisicoquímicos DBO5, amonio y oxígeno disuelto. Puede ser aplicado a todo tipo de ríos, pero se requiere nivel de especie, lo cual no siempre es disponible en el neotrópico, dado el conocimiento taxonómico del cual se dispone. Hoy en día se usa en Alemania para la evaluación de la calidad del agua donde cada cinco años se actualizan los mapas de calidad de agua, lo que está a cargo de la LAWA (Asociación de los Estados para el trabajo sobre el Agua). El enfoque biótico abarca los aspectos de saprobiedad, combinando diversidad de especies con información cualitativa sobre la sensibilidad ecológica de taxones de individuos en una expresión numérica. En la mayoría de los índices se calcula un puntaje basado en la tolerancia de cada taxón de una comunidad de macroinvertebrados y en una medida de su abundancia. Se han usado distintos niveles de categoría taxonómica para asignar los puntajes de tolerancia, sin embargo se sabe que el grado de tolerancia de muchos macroinvertebrados bentónicos difiere dentro de la familia y más aún entre géneros. Estos índices se han incorporado en varios países en los monitoreos biológicos, algunos de los más usados son el Biological Monitoring Working Party (BMWP) (1970), el Índice de Hilsenhoff (1988). En Latinoamérica los índices más ampliamente aplicados son los siguientes:

• BMWP’ (Biological Monitoring Working Party) adaptado y modificado a la fauna del sur occidente Colombiana por la Universidad del Valle (Zúñiga de Cardoso, 1997 en Domínguez & Fernández, 1998)

• BMWP (Biological Monitoring Working Party) de Armitage et.al. (1983) en

Domínguez & Fernández (1998) utilizado en el río de Tucumán Argentina,

• EPT (Ephemeroptera, Plecóptera y Trichoptera) de Carrera & Fierro (2001) aplicado en el río Angosturita en Argentina y,

• Indíce Biótico de Familia aplicado en la Cuenca del estero Peu Peu, Chile

(Figueroa et al., 2003).


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En el país ya se han iniciado experiencias mediante el uso de bioindicadores a través de uso de índices bióticos para ríos de diferentes zonas hidrológicas. Han sido aplicados con mayor frecuencia en la zona subhúmeda y húmeda (CENMA, 2006; Sabando y Peñaloza, 2006; Figueroa et al, 2003; Figueroa, 2004; Figueroa et al, 2007). La cuenca del río Bío Bío es la más adelantada en este aspecto, puesto que el uso de bioindicadores se considera como parte del programa de vigilancia en el Anteproyecto de NSCA. Actualmente CONAMA ha formulado diversos estudios en el cual uno de los objetivos es la aplicación de bioindicadores para evaluar la calidad de aguas.


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IV. METODOLOGÍA 1. CRITERIOS DE SELECCIÓN DE CUENCAS, SELECCIÓN DE ÁREAS Y CRITERIOS DE MUESTREO EN LAS CUENCAS DE ESTUDIO 1.1. Selección de Cuencas. Para la selección de las cuencas de estudio se realizó una recopilación y posterior revisión de información bibliográfica disponible sobre las posibles cuencas de interés pertenecientes a la Zona Central de nuestro país (entre la IV y la VI región). En la selección de las cuencas de estudio se consideraron los siguientes criterios descritos a continuación:

√ Cuencas incorporadas en los Programas Priorizados de Normas Secundarias de

Calidad Ambiental y/o en desarrollo de dicho proceso normativo. √ Cuencas que presentaran actividad minera, ya sea pasada, presente o que tengan

en cuenta a futuro contar con esta actividad.

√ Cuencas que por su naturaleza geológica poseen en sus aguas un contenido natural de metales.

√ Cuencas que contasen con registros de aspectos físicos, químicos y biológicos.

√ Información generada en las cuencas.

√ Cuencas de interés a ser sugeridas por el equipo de expertos del proyecto.

√ Experiencia del equipo de trabajo.

Las cuencas propuestas y la información recopilada de estas fue obtenida de diversas fuentes de información, tales como estudios de servicios públicos, publicaciones y otros antecedentes provenientes de universidades, Juntas de Vigilancia e informes generados por el mismo equipo consultor. Se revisó el estudio “Diagnóstico y Clasificación de cursos y cuerpos de agua según Objetivos de Calidad” (DGA, 2004) y se recopiló información sobre estaciones de monitoreo vigentes en las cuencas a proponer (Estaciones de Monitoreo de Calidad de agua (Red de Calidad de Agua), Estaciones Fluviométricas y Sedimentométricas). Con la información disponible y los criterios descritos anteriormente, se propusieron cuencas de interés en la zona central del país, los cuales fueron formalizados y discutidos en un Panel de expertos realizado el día 24 de octubre del año 2007 para definir las cuencas de estudio (Tabla 1).


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Tabla 1. Criterios de selección de cuencas

Cuenca del Río Choapa

• Cuenca incluida en el Décimo Programa Priorizado de NSCA (etapa inicial, se debe redactar anteproyecto).

• Se encuentra aproximadamente en un 100% intervenido por la actividad minera.

• En proyecto, futura construcción de embalses (efecto acumulador de sedimentos).

• Existe actividad minera activa en ejecución

• Se cuenta con información de calidad de aguas, fluviométrica y sedimentométrica, DGA.

Cuenca del Río Aconcagua

• Proyecto Definitivo de NSCA en elaboración (Dirección Ejecutiva, Dirección Regional)

• Cuenca con extensas áreas de actividad agrícola, contaminación difusa difícil de evaluar.

• La primera zona del río está representada por 40 minas, 13 plantas y una fundición que produce 144.000 ton/año de cobre fino (Lara y Romo, 2002; MINMIN, 2006) (Hormazabal, 2006).

• Río con altos niveles de metales pesados, especialmente cobre.

• Cuenca de interés para la Estrategia Nacional de Cuencas, coordinada por CONAMA.

• Se cuenta con información disponible de calidad de agua, fluviométrica y sedimentométrica, DGA.

• Cuenca con intensa extracción de áridos. El estudio permitiría visualizar en una primera instancia la problemática de esta actividad para la cuenca.

Cuenca del Río Cachapoal

• Proyecto Definitivo de NSCA en Dirección Ejecutiva para Tramitación.

• Amplia experiencia del equipo de trabajo en la cuenca.

• Se contará con la información disponible de la Red de Calidad de Agua, DGA.

• Actualmente se está trabajando en la subcuenca del río Tinguiririca, lo que permitiría, en primera instancia, explicar aportes con información actual de dicho tramo y por otro lado, abarcar la cuenca Rapel en su totalidad.

En base a estos criterios, la discusión y opinión del panel de expertos, el mandante y la consulta efectuada a la contraparte Técnica, las cuencas seleccionadas para el estudio fueron la Cuenca del río Choapa, Cuenca del río Aconcagua y Cuenca del río Cachapoal.


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1.2. Criterios para la selección de los sitios de muestreo Los criterios usados para establecer los tramos a evaluar se indican en la Tabla 2. Se complementaron estos criterios para la definición de los tramos con los antecedentes del estudio técnico “Diagnóstico y Clasificación de cursos y cuerpos de agua según Objetivos de Calidad” (DGA, 2004) (caso cuenca del río Choapa) y de acuerdo a los tramos asignados en los Anteproyectos de Norma Secundaria (para las cuencas del río Aconcagua y Cachapoal) (Anexo I). Con las áreas de muestreo ya definidas, se ejecutó en cada cuenca una primera campaña que sirvió de diagnóstico, cuyo objetivo fué georreferenciar las estaciones de muestreo para la ejecución de las campañas de terreno. Esto fue realizado para cada tramo definido anteriormente y determinado según las características observadas en terreno. Se establecieron seis estaciones de muestreo para cada cuenca de estudio, cada estacion es representativa del tramo seleccionado con anterioridad.

Tabla 2. Criterios para selección de áreas y estaciones de muestreo

Aspecto Físico Aspecto Químico Aspecto Biológico Condiciones hidrodinámicas favorecen sedimentación (zonas de baja velocidad, zonas de aguas muertas, zonas de circulación) y/o resuspensión (zona de mayor velocidad)

Tipo de sustrato observado, información granulométrica

Presencia de barras y parches de material fino.

Composición material litogénico.

Tipo de sustrato observado, información granulométrica.

Observación de condiciones que favorecen sedimentación

Actividad productiva especialmente minería por su aporte en metales pesados.

Información de uso de suelo

Cambios de nivel del agua que determina épocas de crecidas o de estiaje. Presencia de metales basados en la información existente.

Contaminación orgánica e inorgánica detectadas en el río mediante monitoreos de calidad de agua.

Presencia de estación de calidad de agua, DGA.

Tipo de sustrato

Tamaño de las partículas

Aporte material alóctono.

Contaminación orgánica e inorgánica detectadas en el río mediante monitoreos de calidad de agua.

Nivel del agua que determina épocas de crecidas o de estiaje.

Información de la biota.

Accesibilidad del lugar.

Según la forma de los sistemas fluviales de la zona central, el ritrón corresponde a sectores de gran pendiente, con altas velocidades de corrientes, temperaturas bajas y estables, y altas concentraciones de oxígeno, lo que favorece la presencia de un gran número de especies. El potamón presenta temperaturas más altas, menor concentración


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de oxígeno, corriente de tipo laminar. En la parte donde se encuentra el ritrón, se genera un gran transporte de sedimentos a través de la cuenca debido a la pendiente en la zona alta, y en el sector del potamón ocurre una sedimentación importante en el río debido a la disminución de la pendiente. La Figura 4 muestra las formas de los sistemas fluviales, basados en los dos conceptos antes mencionados.

Figura 4. Transporte de sedimento según zona fluvial Las campañas de terreno fueron realizadas en tres etapas, una en temporada de alto caudal (período primavera octubre/noviembre 2007), otra temporada de bajo caudal (período verano enero 2008), y una tercera en bajo caudal (período otoño 2008), esto debido a que muchos procesos, como por ejemplo la concentración de metales, es fuertemente dependiente del caudal del río. Se distribuyeron seis sitios de muestreo, a lo largo del río que abarcaron las distintas zonas: ritrónica, media y potámica. Las zonas se diferenciaron en sus aspectos hidrodinámicos, dinámica química y grado de perturbaciones antrópicas.

Epiritrón

Medio Ritrón Potamón

> Transporte de sedimento

< Transporte de sedimento; > Sedimentación

Ritrón

<< Transporte de sedimento;

>> Sedimentación

Km de distancia desde la cordillera

Altura


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2. METODOLOGÍA ASPECTO HIDRODINÁMICO Para determinar los intercambios producidos en la interfaz agua/lecho, es necesario estudiar las características hidráulicas y turbulentas que se presentan en los sitios que serán estudiados, para evaluar tanto los procesos de intercambio de masa en la interfaz sedimento/agua, como los procesos de transporte de sedimento asociados. Con este fin resulta también relevante caracterizar la granulometría del lecho y de los sedimentos transportados en dichos sitios. Objetivo General Determinar las características hidráulicas y la capacidad de transporte de sedimento e intercambio de masa en la interfaz sedimento/agua asociadas a los sitios seleccionados de los cauces en estudio, con el fin de establecer los aspectos físicos que contribuyen a la presencia de metales en las aguas intersticiales y en la columna de agua en dichos sitios. Objetivos Específicos - Desarrollar un estudio de terreno en cada uno de los cauces y sitios seleccionados con el fin de obtener antecedentes respecto a la granulometría de los sedimentos arrastrados por el cauce y sus características topográficas, morfológicas y de rugosidad. - Determinar a partir de antecedentes de rugosidad, topografía e hidrología de los cauces en estudio las características hidráulicas, hidrodinámicas y de turbulencia presentes en cada sitio de muestreo. - Determinar, a partir de estas últimas características: i) la capacidad de transporte y resuspensión de sedimentos presentes en el lecho; y ii) la capacidad de intercambio o transferencia de masa disuelta entre el lecho y la columna de agua. A continuación se resume la metodología seguida para caracterizar los aspectos físicos de los sistemas en estudio. En el Anexo III se presentan las ecuaciones y fórmulas utilizadas en los cálculos específicos. 2.1. Cálculos Hidráulicos La caracterización de las condiciones del escurrimiento en cada sitio de muestreo contempla la estimación de los siguientes parámetros: 2.1.1. Estimación de la topografía (forma) del lecho en la zona de interés. La información topográfica se obtuvo principalmente de antecedentes disponibles y estudios previos, contemplándose una verificación de terreno de esta información. En particular se utilizó la información cuantitativa (dimensiones planimétricas y niveles) obtenida de Google Earth. Si bien la precisión obtenida por este medio no es muy alta, se considera adecuada para los propósitos de caracterización hidrodinámica que requiere


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el presente estudio. En particular se desea determinar propiedades como ancho del cauce, sus características morfológicas y la pendiente media del lecho en el tramo. Una ventaja del uso de Google Earth, es que permite considerar la variabilidad espacial de las características del cauce en el entorno de los sitios de muestreos, proporcionando un rango de valores de las características geométricas del cauce. 2.1.2. Estimación de las características friccionales del cauce. Las características friccionales del cauce se expresan a través del coeficiente de Manning. Este se estimó a partir del análisis granulométrico de cada sitio, en conjunto con otras características del cauce, como presencia de obstrucciones, vegetación, etc., utilizando el Método de Cowan (Chow, 1959). 2.1.3. Estimación de las alturas de escurrimiento para distintas condiciones hidrológicas A partir de la información de caudales disponible para cada sitio, se calcularon las alturas de escurrimiento asociadas en la zona correspondiente a cada sitio de estudio seleccionado. Se realizaron análisis para distintas condiciones hidrológicas, tanto normales como correspondientes a crecidas, obteniéndose un rango de valores de las propiedades hidrodinámicas del flujo en cada sitio de muestreo. El cálculo de las alturas de escurrimiento se realizó suponiendo que prevalece un escurrimiento uniforme en la zona de análisis. 2.1.4. Estimación del esfuerzo de corte de fondo. Las características físicas del lecho en conjunto con las condiciones de flujo aportan la información necesaria para la estimación del esfuerzo de corte de fondo. Este valor, expresado en términos del parámetro denominado velocidad de corte y que se obtiene directamente de los cálculos hidráulicos, es de gran importancia ya que determina directamente la capacidad de arrastre y resuspensión del material del fondo así como de la tasa de transferencia de masa disuelta desde los intersticios del lecho hacia la columna de agua. Dada la variabilidad morfológica e hidrológica de los sitios analizados, antes comentada, este análisis proporciona un rango de valores del esfuerzo y velocidad de corte en cada sitio de muestreo. 2.2. Análisis Granulométrico Dados los objetivos del presente estudio, se considera necesario caracterizar sólo el sedimento superficial o coraza del cauce. Es esta coraza la que determina tanto los sedimentos gruesos disponibles para ser transportados (Wilcock & Crowe, 2003) como el intercambio de sedimentos finos entre la columna de agua y el lecho (Grams & Wilcock, 2007). Es en la capa superficial, también donde se produce el intercambio de masa disuelta entre el lecho y la columna de agua (Boudreau, 1997). Para caracterizar la granulometría del lecho en los sitios seleccionados, se realizó una calicata de aproximadamente 0,5 m x 0,5 m en superficie y profundidad variable entre los 0,2 y 0,3 m. La profundidad de excavación se asocia al espesor de la coraza del


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lecho, el cual es semejante al tamaño de los mayores elementos en superficie. Todo el material excavado es tamizado a través de un tamiz montado en terreno, cuyo tamaño de abertura es de 25,4 mm. Los elementos más gruesos extraídos de la calicata son pesados individualmente in situ y las fracciones menos gruesas retenidas en el tamiz son clasificadas en grupos de tamaño homogéneo para ser contabilizadas y pesadas en conjunto también in situ. De las fracciones que pasan el tamiz, se extrae una muestra representativa a través de un procedimiento de cuarteo, registrando el peso del total de esta fracción. La muestra rescatada, de tamaño inferior a 25,4 mm, es llevada a laboratorio para la determinación de su granulometría la que, dado el pesaje in situ, permite determinar la curva granulométrica integral de la coraza. Adicionalmente, se realiza una caracterización de los sedimentos superficiales mediante la utilización de fotografías y escalamiento de ellas. Los elementos de mayor tamaño son medidos independientemente, estimando sus dimensiones utilizando una huincha y midiendo su peso. Con esta información y la granulometría de la calicata se construye la curva granulométrica integral del lecho a ser utilizada en el análisis. 2.3. Capacidad de Transporte y Resuspensión La capacidad de transporte y resuspensión de los sedimentos por parte del flujo se estimó mediante la utilización de fórmulas ad hoc a los resultados de la granulometría en cada sitio de terreno. Es así como se escogió la forma de análisis tras la obtención de la granulometría, descripción del sedimento suspendido y la caracterización de terreno del cauce. Algunas formulaciones comúnmente utilizadas en el análisis de transporte, corresponden a las planteadas por Parker (1990) o Wilcock & Crowe (2003) para sedimento graduado y Meyer-Peter y Muller (1948) o Ackers & White (1973) para sedimento uniforme (Niño, 2005). En los casos estudiados se utilizó la metodología de Wilcock & Crowe, ya que ella se adapta mejor a la granulometría gruesa y extendida característica de los lechos de los cauces en estudio. Para la estimación de la capacidad de resuspensión se recurrió a la relación propuesta por Niño et al. (2003). Para la utilización de estas fórmulas se requiere contar con la información hidráulica y granulométrica del escurrimiento, la cual fue obtenida como se explicó en las secciones previas. 2.4. Capacidad de Intercambio (Transferencia de Masa) entre Lecho y Columna de Agua La capacidad de intercambio o transferencia de masa disuelta entre el lecho y la columna se determinó a partir de la estimación de un coeficiente de transferencia de masa (Dade, 1993). Este coeficiente depende de parámetros hidráulicos que caracterizan la turbulencia de la columna de agua, como el esfuerzo de corte actuando en el lecho, así como también propiedades moleculares como la viscosidad del fluido y el coeficiente de difusión molecular de las sustancias a ser transferidas desde el lecho a la columna. Para ello se utilizaron fórmulas como las revisadas por Fries (2007) y Hondzo (1998). Este coeficiente y las condiciones hidráulicas obtenidas de análisis previos, permiten estimar escalas de tiempo asociadas a la transferencia y mezcla de masa en la columna de agua.


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3. METODOLOGÍA ASPECTO QUÍMICO 3.1. Metodología de Aguas superficiales y metales pesados 3.1.1. Muestreo de Aguas Superficiales Para las tres cuencas de estudio se determinó un mínimo de componentes a muestrear en agua superficial, los cuales fueron basados en Guía para el establecimiento de Normas Secundarias de Calidad ambiental agua superficial de CONAMA, los cuales se mencionan en la Tabla 3. Las actividades requeridas tales como toma de muestras, preservación y transporte y análisis de los diversos parámetros muestreados se efectuaron en base a los protocolos establecidos por las Normas Chilenas Oficiales del Instituto Nacional de Normalización (INN). A continuación se presenta un detalle de las normas utilizadas para este apartado (Tabla 4).

Tabla 3. Monitoreo de calidad de agua superficial. Componentes a evaluar.

Indicadores Físicos y Químicos

Componentes Inorgánicos

Metales totales y disueltos

pH Conductividad eléctrica Oxigeno Disuelto Temperatura Potencial redox DBO5

Cationes Aniones Sólidos disueltos Sólidos suspendidos Amonio Nitrógeno Fósforo

Arsénico Alumnio Boro Cadmio Cobre Cromo Hierro Manganeso Molibdeno Níquel Plomo Cinc

Tabla 4. Normas utilizadas para el muestreo y análisis de agua superficial

Norma Título

NCh 411/2.Of. 96 Calidad del agua - Muestreo - Parte 2: Guía sobre técnicas de muestreo

NCh 411/3.Of. 96 Calidad del agua - Muestreo - Parte 3: Guía sobre la preservación y manejo de las muestras

NCh 411/6.Of. 98 Calidad del agua - Muestreo - Parte 6: Guía para el muestreo de ríos y cursos de agua

NCh-ISO Of. 17025

Requisitos generales para la competencia de laboratorios de ensayo y calibración


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3.1.2. Determinación y/o Análisis de parámetros físicos y químicos en laboratorio. Tanto el muestreo como el análisis y/o determinación de los distintos parámetros físicos y químicos en el agua superficial estuvo a cargo del Laboratorio de Química y Referencia Ambiental del Centro Nacional del Medio Ambiente (CENMA), el cual se encuentra acreditado según la norma ISO/IEC 17025 otorgada por el Ministerio de Desarrollo Sostenible, Medio Ambiente y Parques de Québec, Canadá y por el Instituto Nacional de Normalización de Chile, respectivamente. Los métodos de determinación y/o analísis utilizados fueron aquellos descritos en APHA (1998) y se detallan a continuación:

Tabla 5. Parámetros a evaluar y métodos para la determinación de compuestos y/o elementos

físicos y químicos en agua superficial

Parámetro Método análisis y/o determinación pH Potencial redox (ORP) Temperatura

Potenciométrico. pHmetro/termómetro/ORP de terreno marca Hanna modelo Combo

Conductividad eléctrica Potenciométrico. Conductivimetro marca Hach modelo CO 150

Físicos y Químicos

in- situ

Oxigeno Disuelto Oxigenómetro de terreno marca YSI modelo 95/10 Cationes y aniones 4110 Determination of Anions by Ion Chromatography Sólidos disueltos 2540 C Total disolved Solids dried at 180ºC. Sólidos suspendidos 2540 D. Total Suspended Solids Dried at 103-105ºC Amonio 4110 Determination of Anions by Ion Chromatography DBO5 5210 B. 5-Day Test Nitrógeno Total Kjeldahl 4500-NH3 F. Phenate Method

Inorgánicos

Fósforo Total 4500-P E. Ascorbic Acid Method

Metales totales (t) y disueltos (d)

Arsénico, Alumnio, Boro, Cadmio, Cobre, Cromo, Estaño, Hierro, Manganeso, Molibdeno, Níquel, Plomo y Cinc

3125 B Inductively couple Plasma/Mass spectrometry (ICP/MS) Method


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3.2. Metodología de Sedimentos fluviales y metales pesados 3.2.1. Muestreo de sedimentos fluviales La forma en que se procedió a tomar las muestras se señalan en la siguiente figura:

Figura 5. Esquema de muestreo de sedimentos en las cuencas estudiadas Para la distribución de los sitios de muestreo, se utilizó el siguiente criterio: Ritrón: se busca obtener una muestra con la menor intervención antrópica, es decir, una muestra que se puede considerar como línea base, que represente la carga litogénica de metales en el río, Curso Medio del río: estos sitios caracterizan los sedimentos y aguas con intervención antrópica, los puntos de muestreo estarán relacionadas con las descargas mineras de cada una de las cuencas en estudio. Potamón: en esta zona el proceso de sedimentación es relevante frente al transporte, por lo tanto, se puede realizar con mayor facilidad una caracterización de la interfase sedimento/agua de la cuenca. 3.2.2. Caracterización de Sedimentos Las muestras de sedimentos recolectadas en las cuencas fueron caracterizadas en sus aspectos físicos y químicos y de distribución de especies trazas metálicas (ETM’s). Para esto, se analizó en los sedimentos la granulometría, cationes y aniones solubles, materia orgánica, pH, conductividad eléctrica, silicatos y metales. 3.2.2.1. Tratamiento de las muestras - Secado de muestras Hay diversidad de criterios para fijar una temperatura de secado de los sedimentos. Algunos investigadores como Crecelius et al., (1975) y Welz & Meicher (1978) no

Muestreo en cuenca

6 sitios

de muestreo

por cuenca

sitio en Ritrón

sitios en curso medio

sitios en Potamón

Zonas de meandros

3 puntos de muestra por sitio, muestras tomadas

con pala según protocolo EPA


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encuentran pérdidas de mercurio a 60°C de temperatura, aunque no hay un acuerdo general, si hay pérdidas de metales volátiles a temperaturas moderadas entre 50-60 °C, dependiendo de la naturaleza del sedimento, en consecuencia del tipo de enlaces que se forman (elemental, iónico, órgano metálico, etc.). Por otro lado, hay autores que realizan el secado a temperaturas inferiores a 50°C (Belkin y Sparck, 1993). En este estudio todas las muestras de sedimentos fueron colocadas en bandejas de polietileno a temperaturas inferiores a 40 ºC (seco al aire), en proporciones necesarias para realizar los análisis en el laboratorio. - Tamizado de sedimentos La determinación del contenido de metales pesados no se realiza en los sedimentos totales, sino en su fracción de tamaño inferior a 63 µm, la cual incluye arcillas (<2 µm) y limos (2-63 μm). Según estudios de diversos autores, en esta fracción se concentra prácticamente la totalidad de la materia orgánica y de los metales pesados (Förstner & Salomons, 1980; Förstner & Wittmann, 1981; Sakai et al., 1986). Los sedimentos se pasan a través de un tamiz de teflón de 63 µm de luz de malla, al mismo tiempo conseguimos la homogenización del material a estudiar (Förstner & Salomons, 1980; Salomons & Förstner, 1984; Horowitz & Elrick, 1987; Calmano et al., 1996; Monhen, 1997; Vesk & Allaway, 1997; Uriarte et al., 1998). Posterior a la recolección de las muestras en los sitios antes descritos, estas son tratadas de acuerdo a un protocolo de secado y tamizado a una fracción fina del sedimento. El protocolo se puede esquematizar de la siguiente manera:

a) Secado de las muestras en bandejas de poliuretano a 35 ºC hasta que sequedad completa.

b) Se muele la muestra utilizando un mortero, con el fin de lograr partículas lo mas

finas posible.

c) La muestra ya molida se hace pasar por un tamiz de 1 mm de espesor, se dispone en una bandeja rectangular –también de poliuretano- y se realiza un “cuarteo” que consiste en la recolección de muestra significativa a través de cuatro cuadrantes bien definidos (ver figura 6).

d) Se realiza una muestra compuesta que contiene la misma cantidad de los tres

puntos que se recolectaron en cada sitio de muestreo.

e) La muestra compuesta antes descrita se hace pasar por un tamiz de 63 µm y se almacena en bolsas plásticas para su conservación.


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Figura 6. Proceso de preparación de muestra Con este procedimiento la muestra ya esta preparada para los análisis posteriores. 3.2.2.2. Análisis granulométrico de sedimentos Los sedimentos de un río están formados por un conjunto de materiales de tamaños muy variables, cuya proporción nos da la textura del mismo. El estudio granulométrico se ha llevado a cabo con el objetivo de conocer la distinta distribución de tamaños de grano que existen, los cuales pueden ser de mayor interés como aporte de metales pesados. Entre sedimentos las proporciones varían considerablemente dependiendo de las características de la cuenca, de la geografía y orografía del mismo, de las condiciones hidrológicas, físico-químicas y biológicas del curso de las aguas superficiales. La realización de los ensayos granulométricos se ha llevado a cabo en todos los puntos de muestreo, en los sedimentos secados a temperatura ambiente. Para este ensayo se ha utilizado un juego de tamices con las siguientes luces de malla (mm): 2,0 - 1,0 - 0,85 - 0,5 - 0,355 - 0,212 - 0,106 - 0,063 Materiales • Batería de tamices mecánica, modelo USA Standard Testing Sieve • Balanza de precisión. Procedimiento Para la realización del análisis granulométrico se toman 100 gramos de muestra inicial seca que se colocan en el tamiz de malla superior (2 mm) y se mantiene tamizando a una velocidad de 10 rpm hasta constancia de peso, generalmente entre 45 - 60 minutos. Tras esta operación se pesan las distintas fracciones retenidas en cada tamiz y, a partir de estos valores se calculan los porcentajes que pasan por cada uno de ellos. 3.2.2.3. Determinación de pH y conductividad eléctrica (CE) La determinación de pH y CE en muestras de sedimentos se harán en una proporción 1:2,5 sedimento/agua.

Secado Cuarteo Tamizado


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Materiales

• Balanza analítica, modelo Shimadzu AUX220 • Potes plásticos • Agua desionizada • Potenciómetro, modelo , Hanna HI 111 • Electrodo de vidrio • Conductivímetro

• Agitador orbital, modelo Boeco 05-20 Orbital Shaker

Procedimiento 20 g de cada una de las muestras de sedimentos fueron agitadas durante 2 horas, luego el pH y la Conductividad eléctrica es medida. 3.2.2.4. Análisis de componentes mayoritarios: carbonatos, silicatos y materia orgánica La determinación de los componentes mayoritarios de un sedimento ayuda a conocer las características de ellos, al mismo tiempo que ayuda a elegir el tipo de digestión a llevar a cabo. Los parámetros que se determinan para este fin son los carbonatos, silicatos y Ia materia orgánica. - Análisis de carbonatos Se realiza este análisis junto con el análisis de sales solubles por IE-HPLC.

• Bureta de Automática (Brand) de 25 ml. • Erlenmeyer de clase A de 100 mL. • Balanza do precisión, modelo Shimadzu AUX220 • Acido clorhídrico de 0.1 N (Tritisol Merck). • Indicador Amarillo de metilo

Procedimiento 10 mL del sobrenadante del extracto de saturación es titulado con acido clorhídrico 0,1 N utilizando amarillo de metilo con indicador, el volumen correspondiente al cambio de color corresponde a los meq de bicarbonato en el extracto de saturación. - Análisis de silicatos El porcentaje de silicatos en los sedimentos es de gran interés por ser un parámetro que indica el grado de dificultad de ataque de la muestra y por tanto del proceso de digestión, así como por considerarse el silicio un elemento conservador no influido por Ia contaminación ambiental (Salomons & Förstner, 1984; Casas, 1989). La determinación de Ia sílice en los sedimentos se lleva a cabo por doble insolubilización con HCI y


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evaporación a sequedad, precipitando de esta forma el Si02 hidratado, de acuerdo con el procedimiento descrito por Kolthoff et al., (1979). Es necesario para realizar esta determinación, contar con una serie de materiales y soluciones, además de preparar el sedimento adecuadamente, esto es, secar la cantidad aproximada de 1,5 g de sedimento de cada sitio muestreado y tratado según el punto 2.1.3 en una estufa de secado por al menos 24 horas, buscando de esta manera reducir al máximo el contenido de humedad. Materiales

• Estufa de secado marca Jinghong modelo ZHG-9147A • Balanza analítica marca Shimadzu modelo AUX-220 • Mufla de calcinación marca Bärnstead Internacional modelo FB1300 • Baños de arena • Capsulas de porcelana • Solución de ácido clorhídrico • Filtros de papel libres de ceniza marca Whatman, diámetro 125 mm • Probetas graduadas clase A • Crisoles de porcelana resistentes a altas temperaturas • Varillas de agitación • Placas Petri

Procedimiento Preparación de soluciones Para realizar la digestión ácida a la que son sometidas las muestras de sedimento se utiliza una solución de HCl 1:1. La preparación para un litro de esta solución se puede esquematizar como sigue: Se mide en una probeta graduada la cantidad de 500 mL de agua desionizada, la que se agrega a un matraz de aforo de 1 L. En la misma probeta anterior se agregan 500 mL de ácido clorhídrico fumante al 37% LabGrade, marca Merck, los que se adicionan al matraz que contiene el agua, lenta y cuidadosamente. Se deja enfriar la solución, se corrige el aforo y se lleva a una botella ámbar para su almacenamiento. Digestión ácida para la determinación gravimétrica de silicatos Se masa 1g de sedimento en balanza analítica y se dispone en una cápsula de porcelana. Se regula el baño de arena hasta los 110 ºC. Se adiciona a la cápsula con el sedimento 20 mL de la solución de ácido clorhídrico. Se inicia la digestión en el baño de arena por espacio de 24 horas. Habiéndose completado el punto anterior, se agregan otros 20 mL de ácido por 10 min. Se retira la cápsula del baño de arena y se filtra el sedimento en el filtro libre de cenizas con sucesivos lavados de agua desionizada para retirar todo exceso de ácido. Lavado el sedimento, se almacena junto a su filtro en capsulas de Petri para su posterior calcinación.


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Calcinación de la muestra La calcinación a la que se somete la muestra busca destruir todas las sustancias que puedan estar contenidas en ellas, sublimándolas, quedando solamente los silicatos que son altamente resistentes a temperaturas elevadas. Por lo tanto expresaremos la cantidad de silicatos presentes en la muestra de manera porcentual, respecto de la masa inicial sometida a la digestión acida y calcinación. El procedimiento de calcinación de sedimentos se esquematiza como sigue:

a) Antes de comenzar la calcinación es fundamental conocer la masa exacta de cada crisol, para esto es necesario haberle quitado toda humedad en estufa de secado a 105 ºC por 24 horas

b) Se traspasa cada muestra desde su capsula de Petri hacia un crisol cuidando de no

perder nada de material

c) Se ingresan los crisoles a la mufla -cuidando de mantener una distancia de al menos 1 cm entre uno y otro- programada a 1050 ºC por espacio de 3 horas como mínimo (el tiempo de calcinación dependerá exclusivamente de la resistencia temperatura-tiempo que tenga la mufla de la que dispone)

Se espera a que la mufla llegue a temperatura ambiente, se masan los crisoles y se repite el c) hasta obtener masa constante. Teniendo masa constante se expresa el contenido de silicatos porcentualmente, tomando como el 100% la masa inicial de sedimento. - Determinación del factor de humedad Este es un parámetro corrector de la humedad del sedimento seco, corrige el peso seco a la estufa. Materiales

• Estufa de secado, modelo Jinghono • Vasos de vidrio • Balanza analítica, modelo Shimadzu AUX220 • Desecadora

Procedimiento Tara el vaso de vidrio hasta masa constante, colocar 20 g del sedimento y masar, luego dejar en la estufa a 1050C durante 24 h, masar hasta obtener una masa constante.

- a peso en g del suelo seco al aire + recipiente - b peso en g del suelo seco a 105 oC + recipiente - c peso en g del recipiente

El factor de corrección por humedad (f h) para los resultados analíticos es:


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- Determinación de materia orgánica La materia orgánica de un sedimento es el conjunto de materiales más o menos alterados químicamente, denominados sustancias húmicas, que poseen una capacidad de complejación de los metales pesados (Craig, 1986; Calmano et al., 1993; Förstner, 1993; Grousset et al., 1999). Asimismo tiene una gran influencia en las propiedades químicas y físicas de los sedimentos, tales como la capacidad de retención de agua, capacidad de intercambio iónico, etc. Una de las características fundamentales de las sustancias húmicas es su habilidad de interactuar con la arcilla, iones metálicos, óxidos, hidróxidos, para formar asociaciones solubles o insolubles (Stevenson, 1982). La extracción de la materia orgánica se hará por método volumétrico para el carbono fácilmente oxidable, para obtener el porcentaje de materia orgánica se multiplica el valor de carbono orgánico por 1,7224. Método Walkley y Black. Materiales

• Potenciómetro con electrodo de platino (Hanna HI 111) • Sulfato de Hierro (II) (Merk p.a.) • Acido sulfúrico conc.. (Merck p.a.) • Dicromato de potasio (Merk p.a.) • Acido fosfórico conc. (Merk p.a.). • Agua desionizada (Mili Q) • Material volumétrico clase A (pipetas, matraces erlenmeyer, probeta) • Bureta digital (Brand, 25 mL) • Agitador, magnético

Procedimiento A 0,5 g de cada muestra se agrega 10 mL de solución de dicromato de potasio 0,167 M y 20 mL de acido sulfúrico concentrado, se deja esperar 30 min., luego se agrega 180 mL de agua desionizada y 10 mL de acido fosforito concentrado. Se titula con sulfato de hierro (II) 0,5 N. El análisis se realizo por duplicado y además se analizo un blanco con el objeto de corroborar la concentración de la solución de Hierro (II)

a - b HUMEDAD (%) = -------- x 100 b - c

100 + humedad (%) f h = ------------------------------ 100


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- V1 mL de solución de sulfato ferroso gastados en el blanco - V2 mL de solución de sulfato ferroso gastados en la muestra - M molaridad de la solución de sulfato ferroso -0,39 3 x 100 x 1,3/1000 (3 = peso equivalente del carbono - S peso en g de la muestra seca al aire - fh factor de humedad

Nota: El factor 1,3, es un factor de compensación por la combustión incompleta de la materia orgánica en este procedimiento.

La conversión del % de carbono a % de materia orgánica se realiza con el factor empírico de 1,724:

- Determinación de cationes y aniones solubles La determinación de sales solubles se realizo en el extracto de saturación que representa en forma real la forma química en que se encuentran estas sales. La determinación de iones solubles se hará por cromatografía HPLC con detector de conductividad. Los iones solubles para analizar son: Cationes solubles: K+, Na+, Ca2+, Mg2+ Aniones solubles: Cl-, CO3

2-, NO3-, SO4

2-

La identificación de los compuestos se realizará por coincidencia de tiempos de retención (tR) con estándares. Materiales

• Potes plástico • Vasos de precipitado • Centrifuga (Boeco U-320)

V1 – V2 C (%) = ------------- x M x 0,39 x fh

S

Materia orgánica (%) = 1,724 x carbono (%)


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• Tubos de centrifuga • Agua desionizada • Filtros 45 μm • Estufa de secado (Jinhong) • Equipo HPLC (Waters 1515) • Detector de conductividad (Waters 432) • Fase móvil A: 200 μL de acido nítrico suprapur (merck) y 29,6 mgr. de EDTA en

un litro de agua, para el análisis de cationes • Fase móvil B: 20 mL de concentrado (LiOH, Acido Bórico, acido glucónico)

mas 200 mL de acetonitrilo grado HPLen un litro de agua desionizada • Columna IC-Pak tm Cation M/D • Columna IC-Pak tm Anion HC • Volumen de inyección de 50 μL • Estándares tritisol de: Sodio, Potasio, Amonio, Calcio, Magnesio, Cloruro,

Carbonato, Nitrato, Sulfato. Procedimiento 10 g de cada muestra son saturados con 20 mL de agua desionizada hasta forma una pasta de saturación, se deja descansar 24 h y luego se centrifuga a 5000 rpm por 30 min. El sobrenadante se filtra e inyecta en las condiciones adecuadas para cationes o aniones. La concentración de los cationes y aniones fue determinada a través de una curva de calibración, realizada con estándares. Las concentraciones obtenidas se convierten en μgg-1 mediante corrección con la pasta de saturación (determinación semejante a la realizada para el factor de humedad).

- Análisis de fósforo disponible El fósforo disponible se mide por el método de extracción Olsen, el cual se basa en la extracción de fósforo como ión monoácido por bicarbonato de sodio ajustado a pH 8,5. La medición del fósforo se realiza por colorimetría por medio de la formación de complejo del fósforo con molibdato de amonio (color azul). Materiales

• Reactivo mezclado (tartrato de antimonio, molibdato de amonio, ácido ascórbico, ácido sulfúrico).

• Bicarbonato de sodio ajustado a pH 8,5 • Frasco plásticos agitables • Tubos de ensayo • Solución estándar de fósforo


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3.2.3. Análisis de metales pesados en sedimentos fluviales El trabajo analítico para la determinación de metales a niveles de traza, requiere tomar una serie de precauciones. Tanto los materiales como los técnicos deben tener unas características de limpieza y control meticulosos para evitar introducir cualquier contaminación en el proceso analítico. Los equipos y aparatos utilizados en el laboratorio son generalmente una fuente de contaminación de las muestras objeto de análisis y en consecuencia la limpieza se ha cuidado en extremo. Para el análisis de los metales pesados en los sedimentos, es necesario poner la muestra en solución, exceptuando las técnicas de medida directa en muestras sólidas como son el análisis por Fluorescencia de Rayos X y la de Activación Neutrónica (Bern & Ryan, 1984; Feng & Ryan, 1985; Leyen et al., 1985; Baborowski et al., 1990; Enquix et al., 1996; Leoni y Sartori, 1997). Existe un gran número de métodos para la digestión de sedimentos los cuales se clasifican en dos grandes grupos, los basados en la fusión alcalina y en la digestión ácida, que ha sido el método elegido para este trabajo. También es importante estudiar la distribución de los metales pesados en un sistema es a través de una extracción secuencial. Este método permite realizar un análisis cualitativo de la posible biodisponibilidad de los contaminantes asociado a sedimentos. Después de revisar sistemas de especiación las distintas fases existentes de ETM en sedimentos como Tessier et al., 1979, Community Bureau of Reference (BCR), se ha observado que todas las extracciones secuenciales tienen prácticamente el mismo procedimiento. La utilización de diversos extractantes y su forma de aplicación, hizo que la Community Bureau of Reference (BCR) de la comisión de las Comunidades Europeas en 1992 realizara un estudio para la armonización de las diferentes técnicas empleadas bajo el nombre “Especiación de metales pesados en suelos y sedimentos”.


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3.2.3.1. Extracción secuencial BCR Este método se divide en 4 etapas de acuerdo al siguiente esquema:

Figura 7. Esquema de extracción secuencial, método BCR Una vez separados los metales en las diferentes fracciones, se determinó la concentración de éstos por ICP-OES. En este estudio se realizó la extracción de metales solubles y unidos a carbonatos, debido a que estos son los más susceptibles de ingresar al sistema acuático y quedar disponibles para la biota.

1 g sedimento + 40 mL HOAc 0,11

Residuo + 40 mL NH2OHHCl 0,1 M

Residuo + 10 mL H2O2 8,8 M

Residuo + 50 mL NH4OAc 1 M

Residuo + 5 mL HCl + 15 mL HNO3

Residuo + 10 mL H2O2 8,8 M

Agitar y centrifugar


Extracto de iones intercambiables

y unidos a carbonatos

Extracto de elementos

unidos a óxidos de Fe-Mn

Agitar a Tº ambiente y a 85 ºC

Agitar a 85 ºC y reducir a baño María



ligados a la MO y Sulfuros



unidos a la fase residual


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También se realizará el análisis de metales totales en el sedimento para poder tener referencia del porcentaje del total de metales que es soluble o fácilmente disponible. La extracción de metales totales se hará por digestión ácido con agua regia (3:1), ácido clorhídrico: ácido nítrico. 3.2.3.2. Extracción de metales solubles o unidos a carbonatos Esta fracción es la que con mayor facilidad pasaría a la columna de agua, por esto son los que corresponden a los elementos de mayor peligrosidad, tanto para la calidad del agua, la vida acuática y los seres humanos. Para ello se acidifica el sedimento con ácido acético, se centrífuga y filtra. Se analiza el extracto en ICP-AES, donde la cuantificación de metales se realizó con curvas de calibración individual para cada fracción utilizando los mismos reactivos de las etapas de extracción para obtener una matriz similar y minimizar las interferencias. Para validar los resultados obtenidos se utilizó material de referencia de sedimentos. 3.2.3.3. Extracción de metales totales, método de agua regia Se realizó el análisis de metales totales en el sedimento para poder tener referencia del porcentaje del total de metales que es soluble o fácilmente disponible. La extracción de metales totales se hizo por digestión ácida con agua regia; HCl: HNO3. Se masa 3 g de sedimento y se acidifica para oxidar la materia orgánica, se centrifuga y se filtra. El extracto líquido se analiza por ICP-AES, donde la cuantificación de metales se realizó con curvas de calibración individual para cada fracción utilizando los mismos reactivos de las etapas de extracción para obtener una matriz similar y minimizar las interferencias. Se usó el protocolo ISO 11466 usado en Rauret et al., (2000). Para validar los resultados obtenidos se utilizará un material de referencia de sedimentos. 3.2.3.4. Determinación de óxidos de hierro, manganeso y aluminio. Para la determinación de óxidos de Fe, Mn y Al en sedimentos se sigue el método descrito por Mehra & Jackson (1960). Los óxidos se miden en Espectrofotometría de absorción atómica preparando curvas de calibración en solución de citrato-bicarbonato-ditionito con diferentes concentraciones de Fe, Mn y Al en forma individual. Se utiliza el mismo extractante para minimizar el efecto matriz de las muestras. Estos óxidos se determinan como metal total (Fe, Mn y Al) y se calculan como óxidos por estequiometría, es decir Fe a Fe2O3 en porcentajes. De la misma forma se analizan los extractos de las muestras para obtener los resultados de óxidos.


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3.2.4. Relación porcentual metales pesados solubles en sedimento y metales pesados disueltos en agua Se ha considerado que los sedimentos son un reservorio de descargas en las aguas superficiales y deposiciones atmosféricas, y a la vez ellos son fuente de elementos hacia la columna de agua si las condiciones químicas e hidrodinámicas del sistema lo permiten. Se estableció la relación porcentual metales pesados solubles en sedimento v/s metales pesados disueltos en agua. Para esto se ha calculado el porcentaje de metal disuelto en agua con relación a la concentración de la fracción del metal soluble en sedimento, considerando el sedimento como la fuente principal de estos elementos en el agua. Se seleccionaron los metales pesados de mayor concentración en todas las estaciones y en las cuatro campañas. Los metales pesados totales en sedimentos corresponden a las diferentes especies químicas, es decir, metales con posibilidad de solubilizarse, intercambiables o ligados a carbonatos, metales adsorbidos por óxidos, metales ligados o complejados con la materia orgánica y metales residuales. Estos pueden ser transferidos a la columna de agua en dos formas solubles o como material suspendido así, los metales totales en agua corresponderán a aquellos elementos correspondientes a la fracción soluble y a aquellos elementos no solubles pero presentes en el material en suspensión.

METALES DISUELTOS (contribuye la fracción soluble, transferida desde el sedimento)

SEDIMENTOS Columna de agua (metales totales) (metales totales) MATERIAL EN SUSPENSIÓN

(contribuye las diferentes formas químicas No Solubles de los metales pesados en el sedimento

Para este análisis se han seleccionado los metales pesados totales mayoritarios en todas las estaciones: Zn, Cu Al, Mn y Fe, tanto en sedimento como en agua. Al igual que para los metales solubles se ha considerado el porcentaje de metales pesados en el agua con relación al contenido de metales pesados totales en el sedimento. Solamente se ha considerado la campaña de verano para las tres cuencas.


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3.2.5. Análisis de resultados: Se usaron paquetes estadísticos Stadistics 6.0: MVSP. 1.- Componentes en el sedimento y en las aguas superficiales. Se realizó un análisis de correlaciones para establecer las siguientes asociaciones: - Entre los componentes mayoritarios de sedimento y metales solubles. Las correlaciones fueron significativas con p≤0,05. - Entre metales totales disueltos entre el sedimento y las aguas superficiales - Para analizar agrupaciones entre estaciones de muestreo se construyó un dendrograma de distancia Euclidiana. Las estaciones más similares presentan menor diferencias entre distancias.


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4. METODOLOGÍA ASPECTO BIOLÓGICO 4.1. Biocriterio: Nivel Comunitario in-situ, Evaluación de la calidad del agua bajo enfoque de integridad ecológica 4.1.1. Recolección de muestras de Macroinvertebrados bentónicos Se tomaron muestras lo más representativas posible, representando homogeneidad de hábitat y sustrato definido entre otros en las diferentes estaciones de muestreo a lo largo del curso de agua, con el fin de estandarizar el muestreo. Se seleccionaron zonas cuyo sustrato fue en promedio del tipo bolones y clastos, con un flujo de agua suficiente para mantener la columna de agua mezclada, evitando zonas estancadas, lo más alejado posible de la orilla, (Jáimez-Cuéllar et al., 2002), lejos de descargas, de construcciones como puentes que afectarían la representatividad del lugar y la calidad del hábitat (EPA, 2002).

Se seleccionó una estación limpia por cuenca, definida como la que representó el menor grado de perturbación en base a las actividades antròpicas documentadas. Así se puede estimar el impacto de la contaminación realizando comparaciones río arriba de la estación más limpia y río abajo después de la perturbación (Hauer & Lamberti, 1996), teniendo en cuenta las limitaciones por las condiciones físicas y químicas inherentes a la geomorfología del plano de inundación. Por lo tanto dentro de lo posible, las diferencias bióticas entre esta estación de referencia con respecto a las otras se podría atribuir a perturbaciones ambientales que estuviesen afectando la calidad del agua superficial y pudiese ser reflejado en la estructura comunitaria (Plotnikoff & Wiseman, 2001), o índice biótico. En nuestro país en la zona central se presenta la dificultad que las estaciones a mayor altura a menudo están intervenidas por la actividad minera. Establecidos los tramos previamente en forma teòrica, se recorren en terreno y en cada uno se establece una estación de muestreo. En terreno en cada sitio se localiza una zona representativa del tramo, en la cual se mide con una huincha 20m a 25 m paralelo al río. Al azar en este transecto perpendicular a la línea de ribera se extraen las réplicas correspondientes (Molina & Vila, 2006), mediante una red Surber (Fig. 8), tomando 3 réplicas, cuyas características se muestran en la Tabla 6.

Tabla 6. Descripción del muestreo cuantitativo de macroinvertebrados bentónicos.

Observaciones Muestreo Cuantitativo

Objetivo Recolección organismos del bentos en un área determinada.

Ventaja La composición de la comunidad de organismos puede ser estandarizada respecto a un área determinada.

Área de muestreo Un área definida 0,09 m2. Red para muestreo

Red Surber de 500 μm, se usa para cauces de diferentes caudales.

Fuente. Roldán, 2003; Molina & Vila, 2006.


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Figura 8. Red Surber

Fuente. Molina & Vila, 2006. Los sustratos en los que habitan los macroinvertebrados, tales como piedras, troncos, raíces y/o masas de algas deben ser limpiados o “lavados” con la mano para que se liberen los organismos que allí pudiesen habitar. El material recolectado se vierte en un frasco y se fijó en etanol al 70%, luego debidamente etiquetado fue transportado al laboratorio para su identificación taxonómica al nivel de familia. 4.1.2. Procedimiento de laboratorio, Análisis de las muestras de macroinvertebrados bentónicos. El material colectado en terreno se limpió y separó con cuidado para no romper las estructuras de validez taxonómica de los organismos. Posteriormente los organismos se cuantificaron y clasificaron mediante claves taxonómicas (Domínguez & Fernández, 2001; Lopretto & Tell, 1995; Roldán, 2003). 4.1.3. Indices aplicados Se determinaron las abundancias de cada familia por sitio de muestreo y se calcularon diferentes índices bajo el enfoque de diversidad y biótico. 4.1.3.1. Enfoque de diversidad Se aplicó el índice de Shannon Wiener (Shannon & Weaver, 1963) basado en la teoría de la información, es el más usado para medir la entomofauna, sin embargo es poco sensible a los cambios en el número de especies raras en la comunidad (Segnini, 1981). Mientras más uniforme es la distribución entre especies, mayor es su valor. Fórmula:

S` H’ = -∑ (ni / n) ln (ni / n)

i = 1 Donde: H’ = índice de diversidad


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ni = número de individuos por especie n = número total de individuos ln = logaritmo natural 4.1.3.2. Enfoque biótico A: Se aplicó el Indice de Hilsenhoff (1988) el cual se originó del índice de Chutter (1972), luego fue modificado por Hilsenhoff (1988). Se aplicó en ríos de Norteamérica y fue modificado para ríos de Chile mediterráneo, Ch IBF, por diversos autores en base a la tabla de Hauer & Lamberti (1996) (Figueroa et al., 2003). Se conoce como índice biótico de familia, porque con un bajo nivel taxonómico (Familia), se ha podido aplicar, afirmación que para Chile debe ser corroborada con una mayor data disponible. Este índice ha sido aplicado en ríos del Sur de Chile en la cuenca del río Damas X Región (Figueroa, 1999), en el estero Peu Peu (Figueroa et al., 2003), en el río Traiguén (Weisser, 2003), en la cuenca del río Chillán (Figueroa et al., 2007), y en estudios ambientales aplicados a ríos de la región hidrológica subhúmeda (SAG-CENMA, 2006). Es de bajo costo en términos de tiempo (identificación de insectos) y dinero, por tales motivos es recomendable su aplicabilidad. Se ha correlacionado con alteraciones antropogénicas (Eaton, 2001). Fórmula:

IBH= ∑ ni_ai N

Donde: ni = número de individuos del taxón "i". ai = Valor de tolerancia del taxón "i". N = número total de individuos de la muestra Se han determinado los valores de calidad de agua según el grado de sensibilidad basado en la categoría de Familia de acuerdo al grado de contaminación orgánica. En la Tabla 7 se muestran los valores del índice (de 0 a 10) usados por Figueroa et al. (2004) basado en (Hauer & Lamberti, 1996), estos valores fueron ajustados según los valores físicos y químicos de cada cuenca.

Tabla 7. Rangos de tolerancia IBF y calidad de agua

Rango del Indice Biótico de Familia (IBF)

Caracteristicas de Calidad de agua/ Tipificación de color

0 - 3,75 Excelente 3,76 - 4,25 Muy buena 4,26 - 5,0 Buena

5,01 - 5,75 Aceptable 5,76 - 6,5 Regularmente mala

6,51 - 7,25 Mala 7,26 - 10 Muy mala

Fuente: Hauer & Lamberti, 1996; Figueroa et al., 2003


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Los valores del Índice Biótico de Familia (Ch IBF) van desde 0 a 10 (Hauer & Lamberti, 1996, adaptado por Figueroa, et al (2004). Cada color corresponde a un rango del IBF que tipifica una clase de calidad de aguas. En Chile la aplicación del Ch IBFha indicado ser un índice sensible a perturbaciones Figueroa et al. (2007). Con los datos generados del IBF se construyeron mapas de calidad de agua para cada cuenca en estudio, donde dicho color corresponde al segmento inmediatamente superior al punto donde se determinó el índice. 4.1.4. Análisis de resultados Se usaron programas computacionales estadísticos, Stadistics 6.0: MVSP. - Se realizó análisis de estadística no paramétrica para establecer diferencias significativas entre parámetros comunitarios y estaciones de muestreo. - Para analizar agrupaciones entre estaciones de muestreo se construyó un dendrograma de Bray Curtis de similitud de abundancia por familia. - Se realizó un análisis de correlaciones para establecer las siguientes asociaciones entre las variables biológicas y componentes físicos y químicos. Se usó el coeficiente de correlación de Spearmann con p≤0,05. - Para analizar la asociación entre el conjunto de biota y las variables ambientales (fìsicas y quìmicas) se realizó un análisis multivariado CCA; CANOCO 3.12. Se observan tendencias entre familias de macroinvertebrados bentónicos con alguna variables fìsica y química, de acuerdo a una gráfica que arroja los dos ejes de ordenamiento principales. Sin embargo es importante recalcar que este análisis se refuerza con una mayor data que la generada en estas dos campañas, por lo que la información desprendida contiene limitaciones para generar una conclusión.


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4.2. Bioensayos: Evaluación toxicológica de la calidad del agua. 4.2.1. Metodología para Bioensayos Campaña primavera y verano Contando con la disponibilidad de Daphnia magna en el Laboratorio de Bioensayos y Microbiología del CENMA, se implementó el bioensayo en esta especie para evaluar la toxicidad aguda y crónica de las muestras de sedimentos colectada en terreno. Se utilizaron los protocolos descritos por ASTM (E 1706-05 2005) en la “Guía para Conducir Test de Toxicidad de Sedimentos con Daphnia magna y Ceriodphnia dubia”. A continuación se presenta el detalle de la metodología utilizada en ensayos de toxicidad aguda y crónica. 4.2.1.1. Test de Toxicidad Aguda (Duración: 48 horas) Las pruebas de bioensayo se realizan bajo una relación de 1:4 de sedimento agua. Los vasos son mantenidos a 25ºC con fotoperíodo 16:8 (lux). La prueba se realiza con tres réplicas. El resultado se expresa en gramos de peso húmedo. Adicionalmente, se determina el peso seco de las alícuotas usadas de sedimento, para expresar los gramos de peso seco por mL. El agua sobrenadante se adiciona suavemente a cada recipiente, minimizando la resuspensión de sedimentos, luego de un período de sedimentación, se adicionan, aleatoriamente 10 organismos en cada recipiente. 4.2.1.2. Test de Toxicidad Crónica (Duración: 7 días) Los vasos de prueba son mantenidos en cámara de cultivo a 25ºC con fotoperíodo 16:8 (lux). El test es realizado en vasos precipitados y 10 replicas por cada tratamiento. Se adiciona 1 individuo de 4 a 5 días de nacido por cada vaso, luego del período de sedimentación. Cada 24 horas los organismos son removidos y puestos en un contenedor con agua control, se cuentan los individuos recién nacidos y se caracterizan parámetros de calidad de agua. Se retiran suavemente agua sobrenadante y se renueva con agua dulce estándar con el alimento, luego se devuelven los organismos al vaso de prueba. El test termina a los 7 días o cuando el 60% de los controles tenga su primera postura de neonatos. 4.2.2. Metodología para Bioensayos Campaña otoño Para evaluar la toxicidad de las muestras, se prepararon eluídos a partir de los sedimentos, de acuerdo a los protocolos descritos por EPA (2001) y Simpson (2005). Con los eluídos obtenidos se llevaron a cabo ensayos agudos y crónicos en D. magna. A continuación se presenta el detalle de la metodología utilizada. 4.2.2.1. Preparación de Eluído a partir de las muestras de sedimentos Los eluídos son prepararon de acuerdo a lo descrito por EPA (U.S. EPA 2001) y Simpson (2005), 1 parte de sedimento se mezcló con 4 partes de agua reconstituida (APHA, 1998), esta mezcla se homogeneizó por lo menos 1 hora y se dejó decantar durante toda la noche a 4 ± 1ºC. Luego de esto se colectó el sobrenadante cuidando de


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no arrastrar parte del sedimento. El sobrenadante se pasó a través de un tamiz de 250 µm, se distribuyó en alícuotas de volumen suficiente para los cambios de medio correspondientes y se congeló a -20 ± 1ºC hasta su uso. 4.2.2.2. Test de Toxicidad Aguda (Duración: 48 horas) El ensayo de toxicidad aguda fue llevado a cabo de acuerdo a la NCh2083 Of1999 con modificaciones, esto es, se utilizó el agua reconstituida recomendada por la APHA (APHA, 1998). Se prepararon 5 diluciones a partir de la muestra de eluído; cada una de ellas con 4 réplicas, se depositaron 5 neonatos de Daphnia en cada vaso, y se llevaron a oscuridad por 48 horas. Se registró la inmovilidad de los individuos a las 24 y 48 horas de realizado el ensayo y se calculó la concentración efectiva 50 (EC50), concentración en la cual el 50% de los individuos se inmoviliza. Además, se registraron los parámetros de oxígeno disuelto, pH y temperatura de la muestra, al inicio y término del ensayo. 4.2.2.3. Test de Toxicidad Crónica (Duración: 14 días) El ensayo de toxicidad crónica fue llevado a cabo de acuerdo a la OECD (2002). Se prepararon 3 o más diluciones con el eluído obtenido de los sedimentos con un total de 10 réplicas por dilución. El número de diluciones utilizadas dependió de los resultados obtenidos en los ensayos agudos. A cada uno de los vasos experimentales se les agregó un neonato, cada dos días se realizó cambio de medio y se adicionó alimento a cada vaso (Selenastrum sp en densidad de 250 cel·mL-1e YTC en volumen propuesto en NCh2083 Of1999). El ensayo se mantuvo con fotoperíodo controlado de luz/oscuridad de 16:8 horas con una intensidad lumínica de 800 ± 100 lux y a una temperatura de 20 ± 2ºC. Se mantuvo un registro de la viabilidad y la reproducción por 14 días, se registraron los parámetros de oxígeno disuelto, pH y temperatura de cada una de las diluciones utilizadas al inicio del ensayo, en cada cambio de medio y al finalizar el ensayo. 4.2.3. Análisis de datos 4.2.3.1. Análisis bioensayos agudos Se calculó el porcentaje de individuos inmovilizados durante el ensayo, evaluados a las 24 y 48 h tras el inicio de la prueba. Se estimó la relación entre porcentaje de individuos inmovilizados y tiempo, mediante una regresión lineal, cuya pendiente se presenta como una tasa de inmovilización. Se estimó también la concentración efectiva o concentración letal 50% (LC50), como la concentración de muestra que inmoviliza el 50% de los organismos en 48 h. Para esto se realizó una regresión logística mediante el ajuste de un modelo Probit utilizando el programa Probit 1.5.


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4.2.3.2. Análisis bioensayos crónicos Los ensayos realizados generaron registros diarios de mortalidad y fecundidad de individuos únicos seguidos por un periodo aproximado de 21 días, por tanto se consideraron cada uno de estos registros como tablas de vida individuales. Se calcularon, por tanto, las variables lx y mx, correspondientes a funciones de sobrevivencia y maternidad en la edad x, respectivamente (Caswell 2001, Begon et al., 2006). Dado que el análisis de ciclos de vida corresponde a una respuesta de tipo poblacional, se calculó una única tabla de vida poblacional como el promedio de las variables lx y mx entre las 10 réplicas individuales. Se obtuvieron estimados clásicos de tablas de vida como son:

Tasa neta reproductiva

Tiempo generacional

Tasa intrínseca de crecimiento poblacional, según la ecuación de Euler-Lotka:

Modelo matricial edad-estructurado Para cada concentración de agua de muestra se construyó un modelo matricial edad-estructurado a partir de las funciones de sobrevivencia y maternidad registradas en las tablas de vida. Los coeficientes de entrada en la matriz de proyección son las probabilidades de sobrevivencia (Pi) y fertilidad (Fi), obtenidas de acuerdo a las formulas propuestas por Caswell (2001) para poblaciones con nacimientos en flujo:

)1()()()1(

−+++

=ilil

ililPi

)(2

))1()0((1

21

++= iiii mPmllF

La tasa de crecimiento poblacional fue calculada como autovalor dominante (λ) de la matriz de proyección, y los autovectores derecho e izquierdo asociados corresponden a la estructura edad-estable (w), y valor reproductivo (v), respectivamente.


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Modelo estado-estructurado En base al modelo edad-estructurado se desarrolló un modelo simplificado de dos estados con juveniles y adultos como variables estado (Fig. 1), donde los juveniles sobreviven con probabilidad PJ para alcanzar la madurez, destinando α unidades de tiempo en hacerlo. Los adultos sobreviven con probabilidad PA durante un intervalo de proyección, esto es:

ασ 1=JP

2σ=AP

De acuerdo a Levin et al. (1996) y Ramos-Jiliberto & Aránguiz-Acuña (2007), α fue calculada como la clase de edad previa a la primera fertilidad distinta de cero en la matriz edad-estructurada. Se definió m como la clase de edad a la madurez (Ramos-Jiliberto & Aránguiz-Acuña 2007), calculada de las tablas de vida individuales como la media aritmética de la primera clase de edad con maternidad no cero.

PJ fue considerada como la probabilidad de sobrevivir a la clase de edad m, i.e. ∏=

m

iiP

1 . La sobrevivencia de los adultos ( 2σ ) y la fertilidad de los adultos ( F ) fue calculada de acuerdo a Levin et al. (1996) como:

∑

∑∞

=

∞

==

mii

miii

w

Pw2σ

∑

∑∞

=

∞

==

mii

miii

w

FwF

Las sensibilidades de λ a cambios n estos parámetros pueden ser derivados de la ecuación característica del modelo matricial (Caswell 1996, Levin et al. 1996):

12

11

1 )1( −

−

−+=

∂∂

αα

α

αλσλαασ

σλ F

ασλαλ

σλ

22 )1( −+=

∂∂


54


12

1121

)1()log(loglog

−

+

−+++−

=∂∂

αα

ααα

αλσλασσλλσλλ

αλ F

12

1

)1( −−+=

∂∂

αα

α

αλσλασλ

F

Figura 9. Grafo de ciclo de vida de dos estados

Donde: α: edad de primera reproducción PJ: probabilidad de sobrevivencia a la madurez PA: probabilidad de sobrevivencia de adultos F: fertilidad de los adultos, y λ: tasa de crecimiento poblacional. LTRE (Life table response experiments) de una vía Para cada concentración de muestra, el efecto de cada concentración sobre λ fue medido respecto del tratamiento control, para el cual fue obtenida una matriz de referencia A(r). El efecto total de la concentración de muestra sobre λ es descompuesto en contribuciones de las cuatro tasas vitales definidas a las diferencias observadas del valor de λ del tratamiento respecto de la referencia λ(r). Cada contribución está compuesta por el cambio observado en los parámetros de tasas vitales causado por el agua de muestra, y la sensibilidad de λ a los cambios en el parámetro,

( )∑∂∂

−+≈i

Pi

ri

ki

rk

ppp

2/

)()()()( λλλ


55


donde pi son los parámetros de tasas vitales en el tratamiento k y la referencia r, y las sensibilidades son evaluadas en el promedio de ambos sets de parámetros. Se utilizó un procedimiento de remuestreo bootstrap para calcular intervalos de confianza del 95% para λ, σ1, σ2, α y F a través del método de percentiles con un tamaño de remuestreo de 5000 iteraciones (Meyer et al. 1986, Manly 1997). Las rutinas requeridas para este procedimiento fueron programadas en MatLab 6.0 (Mathworks, Inc.).


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5. ESQUEMA RESUMEN DE LOS ASPECTOS ANALIZADOS EN EL ESTUDIO EN LAS TRES CUENCAS HIDROGRÁFICAS.

Figura 10. Esquema resumen de los aspectos considerados en el estudio para la evaluación de la calidad del agua.

Se determinó por cada sitio en estudio variables hidrodinámicas, y químicas tanto del agua superficial como de sedimentos. La dinámica física y química es esperable modifiquen la calidad del agua superficial usando a la biota bentónica como bioindicadora. Se evalúa la biota bentónica en su estructura comunitaria y el índice biótico cuantitativo Ch IBF el cual ha resultado ser sensible a perturbaciones.

Biota Bioensayos en sedimento Bioindicadores con Macroinvertebrados bentónicos

Hidrodinámica Hidrología, Granulometría, Topografía

Química Agua superficial: metales pesados y otros indicadores. Sedimentos: caracterización y distribución de metales pesados. Relación metales disueltos: Matriz Agua superficial – Matriz Sedimento


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Tabla 8. Resumen de metodología química

Matriz Actividad Componentes

Mediciones in situ pH; CE; T º; O2 Agua superficial

Determinaciones Laboratorio Metales totales y disueltos

cationes, aniones, sólidos suspendidos y sólidos disueltos, amonio, DBO5, N total, P total.

Mediciones in situ pH, potencial redox

Determinaciones Laboratorio Metales totales y disueltos

Caracterización de Sedimentos

pH, conductividad eléctrica, granulometría, cationes, aniones, materia orgánica, carbonatos, silicatos, fósforo disponible.

Sedimento

Distribución cualitativa de Metales pesados por método BCR.

Para valorar los metales pesados se determina la concentración de estos en cada fracción por el método ICP-OES.

Fracciones

Iones intercambiables y unidos a carbonatos. Fracción soluble analizada

Unidos a óxidos de Fe-Mn.

Ligados a materia orgánica y sulfuros.

Unidos a fase residual. Fracción asociada a la fase litogénica.


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