4.3.5 ecotoxicidad - Ministerio de Energía y Minas

000463
4.3.5 ECOTOXICIDAD
4.3.5.1
BIOENSAYOS
Las pruebas de bioensayos (o toxicidad) son empleadas para evaluar si el efecto de una mezcla de
contaminantes en el agua es capaz de causar mortalidad en un organismo de prueba sensible que
es expuesto a una serie de diluciones de la muestra acuosa a probar. De esta forma, se puede tener
el efecto integral o en conjunto de la toxicidad de una muestra de agua o sedimento que tiene en su
composición varios contaminantes tóxicos, que pueden actuar sinérgicamente o antagónicamente
cuando se encuentran en mezcla, y estimar así el riesgo potencial de los contaminantes en las
comunidades acuáticas.
Los bioensayos ecotoxicológicos son complementarios a los resultados de los parámetros físicos y
químicos, y los de biomonitoreo ambiental. El parámetro de toxicidad aguda más comúnmente
empleado es la concentración letal media (CL50) o concentración de inhibición media (CI50). Los
bioensayos ecotoxicológicos son utilizados en el monitoreo y control de las perturbaciones del
ambiente acuático, además se ha indicado que estos bioensayos se pueden emplear como
indicadores para designar puntos clave o “hot spots” durante un programa de monitoreo ambiental.
Para el presente estudio se realizaron bioensayos de las muestras de agua y sedimentos, siendo los
objetivos:
•
Determinar a través de bioensayos ecotoxicológicos los valores de CI50 y CL50 para el ensayo
de inhibición de la fecundación en Tetrapygus niger “erizo” en aguas y de mortalidad de
juveniles de Emerita analoga “muy-muy” en sedimentos para las muestras de la Bahía de Pisco,
área de influencia del proyecto Nitratos del Perú.
•
Evaluar el grado de relación entre los parámetros fisicoquímicos, metales de agua y sedimentos
y los ensayos ecotoxicológicos para las muestras de la Bahía de Pisco, área de influencia del
proyecto Nitratos del Perú empleando el procedimiento de análisis de componentes principales
(ACP).
4.3.5.1.1 Metodología
Bioensayos
Se mantienen 30 individuos de Tetrapygus niger “erizo” en acuarios de 80 litros a pH 7,4, nitritos en
concentraciones menores a 0,1 mg/L, nitratos en una concentración de 12.5 mg/L, 36.5% de
salinidad, y son alimentados con algas. Se estimula la producción de espermios y óvulos inyectando
cloruro de potasio en la zona dorsal de los erizos. El solvente para los bioensayos con erizos es
agua de mar estéril, con ella se preparan diluciones de la muestra al 100%, 50%, 25%, 12.5% y
6.25%. En estas diluciones se exponen suspensiones de los espermios y óvulos, posteriormente
son fijados en formol para su lectura.
Se mantienen 120 individuos juveniles de 8.5 a 12 milímetros en acuarios de 10 litros, son
alimentados con hojuelas Tetramín. Se desinfecta con lejía al 10% arena de río y se deja aerear,
esta arena será empleada como base para el bioensayo. Para instalar los bioensayos son
Estudio de Impacto Ambiental y Social Proyecto Nitratos del Perú
4.3.5-1
000464
dispuestos 100 gramos de arena con 750 mL de agua de mar así como las muestras para obtener
concentraciones de 100%, 50%, 25%, 12.5% y 6.25%.
Los estudios de toxicidad complementan los resultados de los parámetros físicos-químicos, y
biológicos. En el presente estudio se realizan ensayos ecotoxicológicos ex situ de toxicidad aguda1
y los parámetros empleados son la concentración letal media (CL50) la cual señala la concentración
(en este caso dilución de la muestra) que ocasiona la mortalidad del 50% de la población expuesta
al contaminante y la concentración inhibitoria media (CI50) la cual señala la concentración (en este
caso dilución de la muestra) que ocasiona la inhibición de la fecundidad del 50% de la población
expuesta al contaminante. Los resultados encontrados son procesados con ayuda del programa
Probit versión 1.5 de la EPA, que permite calcular la CL50 y la CI50. Cuanto menor resulte el valor
mayor será la toxicidad de la muestra, ya que se requiere poca concentración de la muestra para
provocar algún efecto del 50% de los organismos expuestos.
En el caso de Pisco, se evaluó la toxicidad integral de seis muestras de agua empleando la
inhibición de la fecundación en Tetrapygus niger “erizo negro” como indicador biológico del nivel de
toxicidad de las aguas y componente de la dieta de depredadores marinos. Asimismo se evaluó la
toxicidad de cinco muestras de los sedimentos de los mismos puntos empleando a juveniles de
Emerita analoga “muy-muy”, que también forma parte de la dieta de los peces.
Análisis comparativo de los niveles de metales en agua, sedimentos y de bioensayos
El Análisis de Componentes Principales (ACP) es una técnica estadística que tiene como fin
sintetizar la información reduciendo el número de variables perdiendo a su vez la menor cantidad de
información posible. Los nuevos componentes principales o factores serán una combinación de las
variables originales, y además serán independientes entre sí.
Una vez determinados los componentes principales se interpretarán tras observar la relación de
estos con las variables iniciales, debiendo estudiar tanto el signo como la magnitud de las
correlaciones.
4.3.5.1.2 Resultados
Bioensayos
Los resultados de los bioensayos ex situ en agua y sedimentos de la Bahía de Pisco, área de
influencia del proyecto Nitratos del Perú, expresados en concentración letal media (CL50) y
concentración de inhibición media (CI50) se presentan en el Cuadro 4.3.5-1.
Cuadro 4.3.5-1 Resultados de los bioensayos
Estaciones de muestreo
E-02
E-04
E-05
E-11
1
Ensayos ecotoxicológicos (CL50 o CI50 en %)
Tetrapygus niger
Emerita analoga
(fecundación), muestras acuosas
(24 h), sedimentos
CL50
CI50
16,33 (tóxica)
6,02 (tóxica)
42,09 (tóxica)
10,35 (tóxica)
0,88 (tóxica)
25,71 (tóxica)
5,94 (tóxica)
8,69 (tóxica)
Efecto adverso producido sobre un organismo por una sola exposición a una sustancia.
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4.3.5-2
000465
Estaciones de muestreo
E-14
E-15
Ensayos ecotoxicológicos (CL50 o CI50 en %)
Tetrapygus niger
Emerita analoga
(fecundación), muestras acuosas
(24 h), sedimentos
CL50
CI50
2,82 (tóxica)
22,39 (tóxica)
3,74 (tóxica)
ND
ND: No determinado
Los resultados de bioensayos en las muestras de agua determinan que todas producen inhibición
de la fecundación del 50% de la población de Tetrapygus niger “erizo” expuesta. En la estación E-5,
la muestra de agua la estación de la Bahía de Pisco ocasionó la mayor inhibición, mientras que la
estación E-4 causó la menor inhibición de la fecundación.
Asimismo todas las muestras de sedimento han resultado tóxicas, acorde con los bioensayos de
toxicidad aguda con Emerita analoga “muy-muy” (24h de exposición), el valor de CL50
(concentración letal media) en la estación E-2 fue el mayor, es decir ocasionó la mayor mortalidad,
mientras que la estación E-5 reporta la menor mortalidad en este bioensayo.
Análisis comparativo de los niveles de metales en agua, sedimentos y de bioensayos
Usando los reportes de los análisis de calidad del agua, sedimento y bioensayos se realizaron
comparaciones usando el análisis de componentes principales, y cumplir así los procedimientos de
la EPA (Guidance for Assessing Chemical Contaminant Data for Use In Fish Advisories). Los
resultados de este análisis se muestran en el Cuadro 4.3.5-2.
Cuadro 4.3.5-2 Resumen del análisis de componentes principales de 33 variables físicas, químicas
y biológicas de la Bahía de Pisco en abril del 2009
Parámetros
Porcentaje del componente
Salinidad
Oxígeno Disuelto
pH
Potencial Redox
Conductancia
Silicatos
Sólidos Totales Disueltos
DBO
Arsénico Total Agua
Cadmio Total Agua
Plomo Total Agua
Zinc Total Agua
Arsénico Total sedimento
Cadmio Total sedimento
Cromo Total sedimento
Zinc Total sedimento
pH sedimento
Conductividad Eléctrica sedimento
Materia orgánica sedimento
Temperatura
Componentes
CP1
56.10
0.949
-0.998
-1.000
-1.000
0.942
0.949
-0.988
-0.790
-0.949
-0.832
0.952
0.945
0.828
-0.969
0.785
0.741
-0.975
0.888
0.860
-0.315
Estudio de Impacto Ambiental y Social Proyecto Nitratos del Perú
CP2
43.89
-0.315
-0.068
-0.029
-0.013
-0.335
-0.315
0.152
-0.613
0.315
0.554
-0.305
0.328
0.561
0.245
-0.619
0.672
-0.222
0.460
0.511
-0.949
4.3.5-3
000466
Parámetros
Turbidez
Conductividad
Nitratos
Cobre Total Agua
Profundidad
Hidrocarburos totales de petróleo
(C10-C40)
Nitrógeno Amoniacal
Mercurio Total sedimento
Bario Total sedimento
Cobre Total sedimento
Plomo Total sedimento
Bioensayos con erizos
Bioensayos con muy-muy
Componentes
CP1
CP2
0.511
-0.859
-0.650
0.760
0.231
-0.973
-0.013
1.000
-0.186
-0.983
0.514
-0.858
0.311
0.422
0.360
-0.030
-0.613
0.263
0.686
-0.950
0.907
0.933
1.000
0.790
-0.965
0.727
Los valores más altos en cada componente y para cada variable son mostrados en negrita.
Las celdas sombreadas de celeste corresponden al Componente Principal 1 y las
sombreadas en verde corresponden al Componente Principal 2
Debido a la ausencia de variabilidad de los datos de mercurio en agua fue excluido del
análisis de componentes principales.
El análisis de componentes principales indica que las 33 variables analizadas se dividen en dos
componentes. El componente principal CP1 está formado por las siguientes 19 variables: Salinidad,
oxígeno disuelto, pH del agua, potencial redox, conductancia, silicatos, DBO, arsénico en agua,
cadmio en agua, plomo en agua, zinc en agua, arsénico en sedimento, cadmio en sedimento, cromo
en sedimento, zinc en sedimento, pH en sedimento, conductividad eléctrica en sedimento y materia
orgánica en sedimento.
El componente principal CP2 se relaciona en cambio con 14 variables, que son: temperatura,
turbidez, conductividad, nitratos, cobre en agua, profundidad, hidrocarburos totales de petróleo,
nitrógeno amoniacal, mercurio en sedimentos, bario en sedimentos, cobre en sedimentos, plomo en
sedimentos, los bioensayos con erizo y los bioensayos con muy-muy.
4.3.5.1.3 Discusión
Los valores de pH guardan relación directa con las concentraciones de arsénico y cadmio total, pero
relación inversa con el plomo y zinc en agua. Por su parte se presenta una relación directa de las
concentraciones de cadmio total en agua respecto a la presencia de este metal pesado en los
sedimentos analizados, en el caso del arsénico la relación es inversa. Sin embargo ninguno de
estos factores estaría relacionado con los resultados en los bioensayos con erizo, serían los
nitratos, hidrocarburos totales de petróleo y nitrógeno amoniacal los que guardarían una relación
directa con la toxicidad (efecto inhibitorio de la fecundación) registrada en los bioensayos de erizos.
Además se observa una relación directa entre las concentraciones de mercurio, bario cobre y plomo
en sedimentos. Estos metales serían los principales factores que estarían relacionados con la
toxicidad reportada en los bioensayos con “muy-muy”.
Estudio de Impacto Ambiental y Social Proyecto Nitratos del Perú
4.3.5-4
000467
4.3.5.2
EFECTOS TÓXICOS DE LA TEMPERATURA, SALINIDAD Y AMONIACO
4.3.5.2.1 Efectos de la Temperatura
En la Concha de Abanico
En el estudio realizado por Mendo y Wolff (2003), en la Bahía de Independencia – Pisco, se
observaron temperaturas entre 16°C en la superficie y 12°C en el fondo, que frente al Fenómeno de
El Niño se incrementa hasta más de 20°C. Puesto que estas altas temperaturas se han visto
asociadas con una reducción de la producción primaria (fitoplancton) es probable que esta
disminución no afecte la disponibilidad de alimento para especies filtradoras – como la concha de
abanico – o que empleen una fuente de alimento diferente en caso de escasez de fitoplancton como
bacterias enriquecidas en detritus en suspensión. Incluso se han asociado incrementos de
temperatura, específicamente Fenómeno del Niño, con “booms” de conchas de abanico (Mendo y
Wolff 2003) debido al efecto combinado de:
1.
Incremento de la frecuencia de desove y la supervivencia de larvas, juveniles y adultos debido
a la reducción de depredadores.
2.
El incremento de la temperatura está directamente relacionado con las concentraciones de
oxígeno disuelto, incrementándose la capacidad de carga en los bancos de conchas.
Esto también es descrito en Mendo et. al 2008: “En Pisco la temperatura durante los eventos de El
Niño fuertes se incrementa hasta en 9°C y las condiciones de oxígeno en las aguas de fondo
mejoran. Ambos cambios afectan grandemente la dinámica de la población de concha de abanico
incrementando las tasas de crecimiento y el reclutamiento así como la capacidad de carga de las
Bahías.” Sin embargo no causó el incremento de la producción de concha de abanico en la Bahía
Independencia, lo que podría estar asociado con la intensidad de la pesca, tallas de extracción y el
traslado de semilla de los bancos a otras áreas de engorde.
Asimismo se ha observado que estos incrementos en la temperatura del mar (por Fenómeno del
Niño, es decir de exposición larga y en las gradientes mencionadas líneas arriba) estarían
asociados a impactos negativos sobre acuicultura de bivalvos como la concha de abanico (Mendo
et. al 2008, Johannes 2004):
1.
Se incrementaría el consumo de alimento de los bivalvos, alterando su capacidad filtradora, es
decir se alimenta de manera poco eficiente. Se dedica toda la energía al proceso reproductivo
(alta tasa de reproducción) disminuyendo el tamaño de los organismos. Estos dos cambios
dificultarían la obtención de conchas de abanico de un tamaño comercial.
2.
Parásitos, especialmente microorganismos, se presentarían en mayor cantidad ya que las altas
temperaturas favorecen su desarrollo y proliferación.
En el estudio realizado por Wright et. al. (1984) se evaluó la tolerancia térmica en estadíos juveniles
de una especie similar a la concha de abanico (Argopecten irradians) en Virginia – Estados Unidos
simulando la presencia de descargas de una planta eléctrica. Esta especie se desarrolla
normalmente entre 21.2 y 25.1°C, pero al exponerse a temperatura mayores por más de 30 minutos
se observa mortalidad de larvas (entre 4 y 50% de mortalidad a temperaturas entre 27.3 y 31.5°C
respectivamente, es decir con una gradiente de 6°C aproximadamente), además se asocia una
mayor sensibilidad a estos cambios en organismos más jóvenes. Sin embargo en este ensayo los
Estudio de Impacto Ambiental y Social Proyecto Nitratos del Perú
4.3.5-5
000468
estadíos larvales que no son inmóviles y se exponen a estas condiciones en viales no
considerándose la respuesta de escape de estos organismos. Por lo tanto la contaminación térmica
podría ocasionar mortalidad de bivalvos juveniles. Además en el estudio realizado por Martinez &
Perez (2003) en Chile evalúan la reproducción de estos bivalvos observando un estado óptimo a los
15°C y cuando se incrementa a 19°C el patrón de reproducción se muestra variable.
De acuerdo a los resultados de los monitoreos realizados en el área de estudio para el EIA del
proyecto Nitratos del Perú se observa que la temperatura del fondo oscila entre 14.5 y 20.0°C en
invierno y entre 17.9 y 24.4°C en verano para las estaciones de muestreo localizadas dentro de la
pluma de dispersión obtenida en el modelo matemático (E3, E4, E5, E7, E8, E9 y E15). Por lo que
no se esperaría un efecto negativo en el invierno de un incremento de la temperatura en 3°C
mientras que en verano se esperaría una disminución de la población de estadíos juveniles de
conchas de abanico por una posible migración.
En el Plancton y Bentos
El incremento de la temperatura del mar en verano respecto al invierno en el área de estudio está
relacionado con los siguientes parámetros bióticos evaluados en el estudio:
•
•
•
El incremento de la diversidad de fito y zoo plancton
El incremento de la diversidad de bentos
La disminución de la biomasa de bentos
Además en el estudio realizado por Summers (2007), se observó que un incremento de la
temperatura está asociado con incremento de la tasa respiratoria del zooplancton y por lo tanto en
un incremento de la actividad metabólica, sin embargo existe una variación individual de la
respuesta, además en las latitudes más bajas (sur) del Océano Pacífico donde los organismos viven
en ambientes de temperaturas más cálidas los incrementos de este parámetro no se espera
incrementen la tasa de respiración ya que los animales se equilibrarán a diferentes condiciones.
Asimismo las concentraciones de oxígeno disuelto en el fondo fueron superiores en la temporada de
verano respecto al invierno
En el caso de cambios de temperatura como los observados durante el Fenómeno de El Niño el
agua rica en nutrientes queda a mayor profundidad reduciendo el suministro de nutrientes químicos
a la zona eutrófica. Por ello Forrester (1997) propone: “Como resultado de esta disminución de
nutrientes hay un fuerte caída en la producción del fitoplancton que afecta a la cadena alimenticia
marina”. En el caso del proyecto Nitratos del Perú la variación de temperatura será localizada y no
en toda la Bahía como sucedería en el Fenómeno de El Niño.
Por lo tanto se esperaría que el impacto del proyecto Nitratos del Perú sea localizado, observándose
en la zona de descarga una disminución de la biomasa de plancton y bentos, dependiendo de la
tolerancia de cada especie y cada individuo.
En el Pejerrey
Sólo los peces de regiones polares que viven a bajas temperaturas constantes tienen estrecha
tolerancia térmica tanto para su desarrollo como reproducción como señala Orellana & Toledo
(2007), estos investigadores evalúan el crecimiento de pejerreyes juveniles en jaulas localizadas en
Puerto Montt – Chile, observándose crecimiento de los juveniles entre 12 y 18°C. En el caso del
Estudio de Impacto Ambiental y Social Proyecto Nitratos del Perú
4.3.5-6
000469
pejerrey en Argentina, para la siembra, se recomienda la incubación entre 17 y 18°C, desarrollo del
embrión de 15 a 21°C Extrapolando esta información al cambio en la temperatura del mar en la
zona de dilución para el efluente del proyecto Nitratos del Perú se consideraría una tolerancia de los
pejerreyes en un rango de temperatura de 6 °C, posiblemente afectaría la presencia de hembras
pues existen temperaturas específicas para la diferenciación sexual de esta especie (desde 100%
de hembras a 17-19°C hasta 0% de hembras a 25°C).
4.3.5.2.2 Efectos de la Salinidad
En la guía de canadiense de la calidad del agua para la protección de la vida acuática (CCME 1996)
se señala que “Las actividades humanas no deberían causar que la salinidad marina o de estuarios
fluctúe más de 10% del valor natural esperado en cualquier momento y en cualquier profundidad. Es
decir que si se establece que la salinidad promedio del mar en el área de estudio es 38 ppm la
variación no debería ser superior a 3.8 ppm para cumplir con el estándar de comparación
canadiense mencionado líneas arriba.
En la Concha de Abanico
Se han realizado estudios del impacto de la reducción de la salinidad sobre una especie de bivalvo
similar a la concha de abanico en China (Yi & Fu 1998), observándose la supervivencia de las larvas
en un 90% entre 21 y 42 ppm, el crecimiento de estas larvas es adecuado entre 21 y 36 ppm.
Puesto que se maneja un rango de desarrollo bastante amplio el incremento de 0.1 ppm de la
salinidad no afectaría el desarrollo de las conchas de abanico o de sus larvas.
En el Plancton y Bentos
Se han observado efectos negativos en la supervivencia en el plancton y bentos para incrementos
de la salinidad de 2 a 20 ppm (Hopper 1960) por lo que no se espera que el incremento estimado de
la salinidad producto de las descargas del proyecto Nitratos del Perú (0.1 ppm) no debería afectar a
estos componentes biológicos.
En el Pejerrey
En la literatura se describe que variaciones de 1 ppm podría incrementar la tasa de crecimiento de
ciertos peces, sin embargo la respuesta varía de acuerdo a la especie y las condiciones ambientales
(Arzul 2002).
No se encontraron referencias bibliográficas que definan un impacto positivo o negativo del
incremento de la salinidad sobre esta especie en particular. Sin embargo como un incremento
estimado de 0.1 ppm por las descargas del proyecto Nitratos del Perú no afectaría la población de
plancton, una de las fuentes de alimento para el pejerrey, no debería existir un impacto negativo
debido a la variación del parámetro en mención.
4.3.5.2.3 Efectos del Amoniaco
Se revisaron las bases de datos para estudios de toxicidad química en organismos acuáticos
descritos en ECOTOX (US EPA 2009), además del reporte de criterio de calidad ambiental para
amoniaco en la protección de la vida acuática marina descrito en la página Web de la División de
Protección Ambiental del Ministerio del Ambiente – Canadá, asimismo reportes descritos en la
bibliografía científica.
Estudio de Impacto Ambiental y Social Proyecto Nitratos del Perú
4.3.5-7
000470
De acuerdo a la legislación canadiense se reportan las siguientes concentraciones máximas de
amoniaco total para la protección de la vida acuática en agua salada (Ver Cuadro 4.3.5-3).
Cuadro 4.3.5-3 Máxima concentración de amoniaco en una salinidad de 30 ppm, expresada en
ppm
pH
0°C
5°C
10°C
15°C
20°C
25°C
7.0
379
253
180
124
86
58
7.2
238
164
114
78
53
38
7.4
152
103
71
49
33
23
7.6
96
66
45
30
26
15
7.8
61
40
28
19
13
10
8.0
38
26
18
12
9
6
8.2
24
17
12
8
6
4
8.4
15
11
7
5
4
3
8.6
10
7
5
3
2
2
8.8
6
4
3
2
2
1
9.0
4
3
2
1
1
1
Se indica en verde los valores que corresponderían a las condiciones del área de estudio de acuerdo a la evaluación in
situ
El criterio considerado para el Cuadro 4.3.5-3 son los valores máximos que no deberían excederse
en ningún momento y estos valores están relacionado con los resultados de estudios de toxicidad
aguda (exposición corta).
En la Concha de Abanico
Se reportó la toxicidad de la exposición de amoniaco no ionizado a conchas de abanico juveniles
(7.2 a 26.4 mm) por 72 horas, encontrándose una LC502 de 52 ppm y mortalidad del 100% en
concentraciones superiores a 122 ppm (Widman et. al. 2007). Mientras que la base de datos
ECOTOX presenta un LC50 entre 5.25 y 7,84 ppm para la exposición a 96 de horas de larvas de
conchas de abanico, siendo esta una toxicidad moderada. Estas diferencias en la toxicidad se
deberían al tiempo de exposición.
En el Plancton y Bentos
En el caso de fitoplancton se describe en la base de datos de ECOTOX una concentración entre 2.5
y 2,8 ppm que afectaría la abundancia de la población. Para el zooplancton se emplea un
bioindicador (Artemia salina) donde la LC50 para el estadio juvenil nauplio II en 0.399 ppm y para
adultos en 0,6 ppm. Por ello no se esperaría que las concentraciones estimadas de amoniaco en
caso de un derrame en el área de estudio ocasione la mortalidad del plancton.
En el Pejerrey
No se han reportado estudios de toxicidad del amoniaco en el pejerrey. Sin embargo se reporta en
las especies Dicentrarchus labrax, Sparus aurata y Scophthalmus maximus una LC50 promedio de
1.7 ppm para una exposición de 96 horas de nitrógeno de amonio no ionizado y 4.0 ppm para
amoniaco total, por lo que las concentraciones estimadas de amoniaco en caso de un derrame en el
área de estudio no ocasionaría la mortalidad de estos peces.
2
Concentración letal media, unidad empleada en evaluaciones ecotoxicológicas o bioensayos; siendo la concentración que
produciría la muerte del 50% de la población de organismos expuesta en condiciones controladas.
Estudio de Impacto Ambiental y Social Proyecto Nitratos del Perú
4.3.5-8
000471
4.3.5.2.4
Efectos del Cloro residual
Se revisaron las bases de datos para estudios de toxicidad química en organismos acuáticos
descritos en ECOTOX (US EPA 2009), además del reporte de criterio de calidad ambiental para
amoniaco en la protección de la vida acuática marina descrito en la página Web de la División de
Protección Ambiental del Ministerio del Ambiente – Canadá, asimismo reportes descritos en la
bibliografía científica.
De acuerdo a la legislación canadiense la guía de calidad para cloro residual total es de
0.0005 ppm, sin embargo el IFC (Banco Mundial) establece un límite de 0.1 ppm para este
parámetro.
En el 2005 Poornima et. al. reportan una evaluación del impacto de las descargas térmicas de una
planta eléctrica sobre el fitoplancton en India; se considera el efecto del cloro y de la temperatura
sobre el contenido de fitoplancton y clorofila tipo a observándose una disminución durante el tránsito
de agua del punto de succión hasta la salida, mientras que en la zona de mezcla los valores de
clorofila se recuperan significativamente. Se determinó que la disminución de la clorofila está más
asociada a la presencia de cloro que a las altas temperaturas y que estos dos factores presentan
comportamiento sinérgico, es decir que el impacto que tendría el incremento de la temperatura se
incrementa ante la presencia de cloro en la descarga. Asimismo se determinó que el efecto es
localizado y que la distribución y abundancia de los componentes bióticos en las aguas costeras en
sí no se ven afectadas. Carpenter et. al. (1972) reporta una disminución en la productividad
fotosintética del 79% en promedio para la planta eléctrica de New England cuando la clorización se
da a un dosis de 0.1 mg/L
Estudio de Impacto Ambiental y Social Proyecto Nitratos del Perú
4.3.5-9