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EVALUACION DEL RIESGO ECOLOGICO DE LA BARITA (BASO4) EMPLEANDO PRUEBAS ECOTOXICOLOGICAS CON DOCE ORGANISMOS/ECOLOGICAL RISK ASSESSMENT OF BARITE (BASO4) USING ECOTOXICOLOGICAL TESTS WITH TWELVE ORGANISMS.

Introduccion.

Frente al incremento de las actividades de hidrocarburos en el pais, se elaboro un Reglamento, Cronograma y Procedimiento de Aprobacion de los Estandares de Calidad Ambiental (ECA) de agua (MINAM, 2015) y Limites de Maximos Permisibles (LMP) que incluia al elemento bario en sedimentos marinos y continentales (PCM, 2007). Aunque se conocen los valores aceptables de este elemento en sus formas solubles y volatiles, detallados en nuestra normativa nacional, la Organizacion Mundial de la Salud (OMS) y otras fuentes de referencia internacional, poco se ha investigado sobre los valores de sus formas insolubles y sedimentables, especialmente de la barita, compuesto muy empleado en las actividades de exploracion y explotacion petrolera en el Peru, asi como su efecto toxico en los organismos que habitan principalmente los ecosistemas acuaticos (Durum, 1960; Kopp & Kroner, 1970; Bradford, 1971; Bernat et al., 1972; Shroeder et al., 1972; McBride, 1994; CCME, 2007; Paredes, 2016).

El proceso quimico de liberacion o proceso de disociacion de bario, a partir de sulfato de bario, se muestra a continuacion: BaS[O.sub.4] [flecha diestra] [Ba.sup.2+] + SO[4.sup.2-].

Dehairs et al. (1980) muestran, a partir de varias observaciones, que son los procesos bioquimicos y no puramente quimicos, los que estan involucrados en la formacion de sulfato de bario en la columna de agua de mar. Estos procesos pueden darse en columnas de sedimentos, dentro de microorganismos y bajo efectos de zonas hidrotermales (Torres et al., 1996; Dymond et al, 1992, Dymond & Collier 1996). Asi mismo, ellos demostraron que la tasa de carbono organico y bario dependen fuertemente de la profundidad. Menores flujos de carbono organico otorgan mayores flujos de este elemento, y que este decrece con la profundidad. Recomiendan el empleo de la relacion bario: sulfato de bario como indicador de productividad biologica en el mar.

Gonzalez-Munoz et al. (2012) mostraron la posible formacion de sulfato de bario por bacterias marinas de los generos Idiomarina y Marinobacter. Dehairs et al. (1980) y Bishop (1988) mencionan que los cristales de sulfato de bario son mas abundantes especialmente a profundidades entre los 500 y 1 500 m, donde la mayoria de materia organica es regenerada. Bolze et al. (1974) explican la movilizacion del bario contenido en sulfato de bario por procesos de sulfato reduccion de bacterias anaerobias. Gonzalez-Munoz et al. (2012) explican la formacion natural de sulfato de bario a partir de bario disuelto por algunas bacterias marinas.

A pesar de que el sulfato de bario bajo condiciones aerobicas tiende facilmente a formar sales relativamente estables, por lo que no suele ser considerado una sustancia toxica (Brumsack & Gieskes, 1983), puede estar accesible a organismos bentonicos que pueden verse afectados y a su vez acarrear su biodisponibilidad en niveles troficos superiores. Por otro lado, bajo condiciones anaerobicas permiten la solubilizacion del sulfato de bario en bario soluble a raiz de la participacion bacteriana, por lo que se hace reducir los riesgos de toxicidad en zonas donde persisten fangos, en especial en zonas de explotacion petrolera en el continente, sin desmerecer las posibilidades de interaccion bacteriana en zonas marinas donde existe el riesgo de sedimentacion y acumulacion de materia organica, proporcionando en ambos casos las condiciones optimas para la proliferacion de comunidades bacterianas del tipo sulfato reductoras (Bolze et al., 1974, Senko et al., 2004, Gonzalez-Munoz et al., 2012). Miller et al. (1977) mencionan que la asociacion de formaciones sedimentarias de sulfato de bario puede concentrar zonas de biogenesis por la presencia de acidos grasos asociados a estos sustratos.

La amenaza principal que trasciende del empleo de la barita, a pesar de su aparente dificil biodisponibilidad como sustancia toxica para el hombre y para la mayoria de organismos, radica en que este compuesto debido a su densidad tiende a acumularse en los fondos oceanicos o suelos continentales, donde se realiza la extraccion de petroleo. Motivo por el cual, el elemento bario disociado, podria ser incorporado progresivamente en la dieta de los organismos, principalmente bentonicos, que habitan estos ecosistemas acuaticos. Se desconocen la disponibilidad y los efectos que pudieran estar causando el dinamismo de este elemento en distintas comunidades en sus distintos niveles troficos (Dehairs et al., 1980; Dymond et al., 1992; Torres et al., 1996; Dymond & Collier, 1996; Paredes, 2016).

Dallas & Williams (2001) mencionan que las dosis de bario en la ingesta humana han incrementado en casi una unidad logaritmica de 0.07 mg/kg/d a 0.6 mg/kg/d. Sin embargo, mencionan el amplio rango de efectividad de absorcion del bario en distintos tejidos de animales en prueba. Se desconoce el uso como contraste para radiodiagnostico del sulfato de bario, sin embargo, la capacidad de absorcion de bario a partir de los alimentos naturales es de hasta un 91% y de 9 [+ o -] 6% de absorcion de medicamentos conteniendo bario (Lisk et al., 1988). Bligh (1960), Claval et al. (1987) y Mauras et al. (1983) demostraron incrementos estadisticamente significativos en la absorcion de bario en sangre y orina a partir de dosis de sulfato de bario de contraste digestivos para radiodiagnosticos. Por otro lado, la necrosis aguda tubular es aparentemente causada por la precipitacion de sulfato de bario, obstruyendose los tubulos renales (USEPA, 2005). En estudios toxicologicos, McCauley & Washington (1983) y Stoewsand et al. (1988) mencionan que, en un estudio con ratas, estas absorbieron bario en sangre y otros tejidos a partir de sulfato de bario. Los niveles de acidez alcanzados en el estomago proporcionaron el pH adecuado para permitir la solubilidad del sulfato de bario y poner a disposicion el bario dentro del organismo. Uchiyama et al. (1995) obtuvieron diagnosticos confirmados de bronconeumonia y bronquitis en mas del 50% de conejos sometidos a sulfato de bario del 85% de pureza a partir de simples dosis intertraqueales. Lee et al. (1999) muestran en un estudio el efecto negativo del sulfato de bario en asociacion con otros componentes del fluido de perforacion sobre la tasa de crecimiento y supervivencia de las vieiras Placopecten magellanicus. Tambien, Barlow & Kingston (2001) muestran el efecto adverso del sulfato de bario en las ctenidias de las especies de bivalvos Cerastoderma edule y Macoma balthica. Brannon & Ranga (1979) muestran los efectos a nivel del exoesqueleto, hepatopancreas y musculo abdominal en el camaron Palaemonetes pugio expuestos a sulfato de bario. Tambien, Strachan & Kingston (2012) muestran los efectos letales del sulfato de bario en cuatro especies de bivalvos: Modiolus modiolus, Venerupis senegalensis, Dosinia exoleta y Chlamys varia, donde tambien, demostraron efectos letales en un 100% en un ensayo con bivalvos expuestos a sulfato de bario, causando efectos en las superficies de sus branquias por dano fisico directo. Wyttenbach et al. (1991) mostraron como algunas plantas podian incorporar bario en su organismo a partir de suelos con sulfato de bario, aunque aun no esta bien establecido como es que pueden lograr su absorcion y translocacion del bario absorbido desde las raices a los demas organos de la planta. Lamb et al. (2013) manifiestan mediante un estudio en la lombriz Eisenia foetida y la lechuga Lactuca sativa los efectos negativos de suelos contaminados con sulfato de bario. Lira et al. (2011) muestran tambien efectos negativos en un nematodo marino a concentraciones de cercanos a 3 mg/L de bario en experimentos realizados en microcosmos. Asi mismo, existen reportes de asociacion del elemento radio durante la liberacion de bario soluble a partir de sulfato de bario en el empleo de lodos de perforacion asociados a la actividad hidrocarburifera (Vegueria et al., 2002; Phillips et al., 2010).

Actualmente, se vienen empleando en casi todo el mundo, ensayos ecotoxicologicos como sistemas efectivos de alerta ambiental que orientan a la toma de decisiones nacionales en la proteccion de sus recursos naturales en busca del desarrollo sostenible de los paises. El fundamento de estos ensayos ecotoxicologicos es la determinacion de valores limites de las sustancias toxicas en el ambiente, empleando a los sistemas biologicos como sensores ambientales (Tsai et al., 1978; Dehairs et al., 1980; Horning & Weber, 1985; Biesinger et al., 1987; Day et al., 1988; European Community, 1992; Dymond et al., 1992; Hill et al., 1993; Wong & Dixon, 1995; DelValls et al., 1998; Oregon Department of Environmental Quality, US, 1998; DelValls & Conradi, 2000; Forget et al., 2000; Herkovitz, 2001; Rendina, 2002; Sanchez, 2002; Washington State Department of Ecology, 2003; Miglioranza et. al., 2003; Castillo, 2004; French-McCay, 2004; Gonneea & Paytan, 2006; Menzie et al., 2008; OEHHA, 2009; Yamada et al., 2011; RACUA, 2012; Sun et al., 2013; Paredes, 2016).

Son numerosos los compuestos quimicos que entran al ambiente como resultado de diversas actividades antropicas y pueden ocasionar impactos adversos para la salud humana y del entorno. Dada la abundancia de estos compuestos, y la enorme cantidad de sus efectos adversos potenciales, para los investigadores y para los gobiernos es necesario contar con bases cientificas que permitan evaluar cuantitativamente y cualitativamente los riesgos inherentes a dichos contaminantes, asi como jerarquizar los peligros potenciales (Albert, 1997).

La Evaluacion de Riesgo Ecologico (ERA, por sus siglas en ingles), es un buen mecanismo para la toma de decisiones en este campo, la cual se aplica como metodologia en los Estados Unidos, USEPA (1998), y en los paises de la Comunidad Europea, Directiva 414 (European Community, 1991). Los principales criterios de riesgo incluyen volumenes de produccion, formas de exposicion y poblacion y/o ecosistemas expuestos (Eden, 1997).

El objetivo de esta investigacion fue calcular el riesgo ecologico de la barita, empleando la respuesta ecotoxicologica de doce organismos.

Materiales y metodos.

Barita.

Se empleo sulfato de bario (BaS[O.sub.4]) o tambien llamada barita quimicamente pura, en presentacion de 1 kg Cod. 11845 de la marca comercial Fluka.

Material biologico.

Considerando que, los organismos biologicos procedentes de localidades con diferentes caracteristicas ambientales podrian presentar diferentes respuestas en bioensayos ecotoxicologicos, previamente se evaluo la sensibilidad de los organismos prueba con dicromato de potasio, cloruro de cadmio y sulfato de cobre, como sustancias de referencia (European Community, 1992; OECD, 1993; USEPA, 1994b; ISO, 1996; ASTM, 1996; Forbes, 1998; Repetto et al., 2000).

En la experimentacion se emplearon siete organismos-prueba: Daphnia magna, Apohyale sp., Emerita analoga, Chironomus calligraphus, Odontesthes regia regia, Poecilia reticulata y Paracheirodon innesi, expuestas a pruebas estaticas de tipo agudo. Para evaluar el criterio de mortandad, para la determinacion del efecto agudo, se considero que los organismos no registren movimiento interno ni externo, por un lapso de 15 segundos, luego de una estimulacion punzante empleando un estilete sobre el organismo a evaluar. Para los efectos subletales se considero la inhibicion de germinacion en Medicago sativa y Zea mays, y la inhibicion de crecimiento celular en Isochrysis galbana, Chlorella sp. Para el caso de Medicago sativa, Zea mays, se considero la longitud foliar aerea como parametro de crecimiento. Y para la inhibicion de fecundacion en Tetrapygus niger, se considero el proceso de formacion de la zona pelucida.

Ensayos con microalgas.

Se siguieron las recomendaciones de la USEPA (1994b), Cifuentes et al. (1998) y Alayo et al. (2004). Se solicitaron cultivos de microalgas del Laboratorio de Cultivo de Microalgas del Instituto del Mar del Peru (IMARPE). Estas fueron aclimatadas a condiciones de laboratorio y se establecio la densidad de instalacion mediante diluciones hasta lograr la densidad de 10 000 cel/ml, con ayuda de un hematocitometro (Camara de Neubauer).

Chlorella sp.

Con esta microalga epicontinental del grupo de las clorofitas, se realizaron pruebas estaticas de 96 horas, manteniendose temperaturas entre 21 [+ o -] 1 [grados]C, entre 4 000 a 4 500 lux, con un fotoperiodo de 24 horas de luz. Se emplearon matraces de vidrio de 250 ml conteniendo un volumen de agua de dilucion de 100 ml (Medio de cultivo CHU 10). Se realizaron cuatro replicas para todos los tratamientos incluidos los controles o blancos.

Isochrysis galbana

Con esta microalga marina del grupo de las haptofitas, se realizaron pruebas estaticas de 96 horas, manteniendose temperaturas entre 18 [+ o -] 1 [grados]C, entre 6 000 a 7 000 lux, con un fotoperiodo de 24 horas de luz. Se emplearon matraces de vidrio de 250 ml conteniendo un volumen de agua de dilucion de 100 ml (Medio de cultivo Guillard f/2). Se realizaron cuatro replicas para todos los tratamientos incluidos los controles o blancos.

Ensayos con plantas terrestres.

Se han seguido las recomendaciones de Dutka (1989) y la USEPA (2012). Se adquirieron semillas comerciales que fueron almacenadas en refrigeracion hasta el momento de su empleo, para tal fin fueron sometidas a una evaluacion previa que supero el 90% de germinacion. Fueron estimuladas y desinfectadas previamente con enjuagues en hipoclorito de sodio al 10% para luego ser sometidas a la prueba definitiva.

Medicago sativa

Con las semillas dicotiledoneas del grupo de las fabaceas se realizaron pruebas estaticas de 24 horas (germinacion) y 10 dias (crecimiento), manteniendose temperaturas entre 24 [+ o -] 1 [grados]C, a 0 lux (germinacion) y 1 000 lux (crecimiento), con fotoperiodos de 24 horas de oscuridad (germinacion) y 16 horas de luz y 8 horas de oscuridad (crecimiento). Se emplearon placas Petri de 200 mm (germinacion) y vasos de precipitado de vidrio de 1 000 ml (crecimiento), conteniendo un volumen de agua de dilucion de 5 ml (germinacion) y de 100 ml (crecimiento). Se agregaron 10 semillas por placa Petri (germinacion) y tres plantulas germinadas por vaso de precipitado de vidrio (crecimiento). Se realizaron cuatro replicas para todos los tratamientos incluidos los controles o blancos.

Zea mays

Con las semillas monocotiledoneas del grupo de las poaceas se realizaron pruebas estaticas de 24 horas (germinacion) y 19 dias (crecimiento), manteniendose temperaturas entre 23 [+ o -] 1 [grados]C, a 0 lux (germinacion) y 1 000 lux (crecimiento), con fotoperiodos de 24 horas de oscuridad (germinacion) y 16 horas de luz y 8 horas de oscuridad (crecimiento). Se emplearon placas Petri de 200 mm (germinacion) y vasos de precipitado de vidrio de 1 000 ml (crecimiento), conteniendo un volumen de agua de dilucion de 5 ml (germinacion) y de 100 ml (crecimiento). Se agregaron 10 semillas por placa Petri (germinacion) y tres plantulas germinadas por vaso de precipitado de vidrio (crecimiento). Se realizaron cuatro replicas para todos los tratamientos incluidos los controles o blancos.

Ensayos con crustaceos.

Se han tomado en consideracion las recomendaciones de Lewis & Maki (1981), Goulden et al. (1982), Edley & Law (1988), Girling & Garforth (1989), Dutka (1989), Bias (1990), CETESB (1991), USEPA (1993, 1994a), Kluttgen et al. (1994) y Silva et al. (2003). Todos los organismos fueron identificados con la colaboracion de los especialistas del IMARPE.

Daphnia magna

Se adquirieron estos cladoceros seleccionando las hembras oviplenas para ser mantenidas en acuarios (10 org/l) con agua potable declorinada y con aireacion constante, y alimentadas con suspension de hojuelas de algas. Al cabo de 24 horas se obtuvieron los neonatos con los que se realizaron las pruebas. Se realizaron pruebas estaticas de 24 horas y 48 horas, manteniendose temperaturas entre 20 [+ o -] 1 [grados]C, entre 500 a 1 000 lux, con fotoperiodos de 16 horas de luz y ocho horas de oscuridad. Se emplearon vasos de precipitado de vidrio de 30 ml conteniendo un volumen de agua de dilucion de 25 ml. Se incorporaron 10 neonatos de menos de 24 horas por vaso de precipitado de vidrio. Se realizaron cuatro replicas para todos los tratamientos incluidos los controles o blancos.

Apohyale sp.

Se colectaron anfipodos marinos del genero Apohyale sp. en la zona ecologica denominada "La Arenilla" ubicada en La Punta - Callao, los que se hallaban alojados en los sedimentos, principalmente conformados por grava gruesa y asociados a macroalgas, y formando parte del bentos supramareal. Se separaron los juveniles y se los aclimato por una semana para luego someterlos a las pruebas ecotoxicologicas. Se realizaron pruebas estaticas de 10 dias, manteniendose temperaturas entre 19 [+ o -] 1 [grados]C, entre 500 a 1 000 lux, con fotoperiodos de 24 horas de luz. Se emplearon vasos de precipitado de vidrio de 1 000 ml conteniendo un volumen de agua de dilucion de 800 ml y 175 ml de sedimento artificial (arena lavada de rio). Se incorporaron 20 juveniles por vaso de precipitado de vidrio. Se realizaron cuatro replicas para todos los tratamientos incluidos los controles o blancos.

Emerita analoga

Se colectaron 50 hembras oviplenas (con masa de huevos) de decapodos del grupo Hippidae, comunmente llamados "muy muy", con presencia de masas ovigeras color naranja y/o gris, en zonas intermareales de la playa arenosa "Conchan", al sur de la ciudad de Lima. Se mantuvieron en acuarios, alimentadas con suspension de hojuelas de algas hasta que aproximadamente en 24 horas liberaron las larvas zoeas, las que fueron separadas para la realizacion del bioensayo. Se realizaron pruebas estaticas y semiestaticas (renovacion de agua de dilucion y alimentacion), de 96 horas y 34 dias, respectivamente. Se mantuvieron temperaturas entre 18 [+ o -] 1 [grados]C, entre 100 a 1 000 lux, con fotoperiodos de 11 horas de luz y 13 horas de oscuridad. Se emplearon vasos de precipitado de vidrio de 1 000 ml conteniendo un volumen de agua de dilucion de 800 ml. Se incorporaron 10 juveniles por vaso de precipitado de vidrio.

Ensayos con insecto acuatico.

Se han tomado en consideracion las recomendaciones de la USEPA (1993). La identificacion de la especie fue realizada en el Laboratorio de Ecofisiologia Animal de la Universidad Nacional Federico Villarreal.

Chironomus calligraphus

Se colectaron ovas (masa de huevos) de este insecto diptero, en su estadio epicontinental acuatico, en las riberas del rio Rimac, en los alrededores de Huachipa--Lima. Estas ovas se las mantuvieron en acuarios conteniendo agua potable declorinada y con aireacion constante, sobre mallas de nylon suspendidas, como sistemas de flotacion, para permitir su eclosion: Al cabo de 48 horas, eclosionando las larvas del primer estadio planctonico, fueron separadas y alimentadas con suspension de hojuelas de algas. Luego, al cabo de una semana aproximadamente, las larvas se volvieron bentonicas (segundo estadio) y fueron las que se separaron para iniciar la instalacion del bioensayo. Se realizaron pruebas estaticas de 10 dias, manteniendose temperaturas entre 24 [+ o -] 1 [grados]C, entre 100 a 1 000 lux, con fotoperiodos de 16 horas de luz y ocho horas de oscuridad. Se emplearon vasos de precipitado de vidrio de 250 ml conteniendo un volumen de agua de dilucion de 100 ml y 20 ml de sedimento. Se incorporaron 10 larvas de segundo estadio por vaso de precipitado de vidrio. Se realizaron cuatro replicas para todos los tratamientos incluidos los controles o blancos.

Ensayos con equinodermos.

Se han tomado en consideracion las recomendaciones de la USEPA (1993). La especie de equinodermo empleada en las pruebas fue identificada con la colaboracion de especialistas del IMARPE.

Tetrapygus niger

Se colectaron especimenes adultos del equinodermo marino, comunmente llamado "erizo negro de mar" en las inmediaciones de playas rocosas de la caleta Pucusana, y fueron mantenidos y aclimatados por una semana en acuarios con agua de mar filtrada y con aireacion constante. Se estimularon luego con cloruro de potasio (KCl) al 0.5 N para aislar los espermios y ovulos, los que se mantuvieron en cadena de frio para realizar la prueba. Se definieron densidades apropiadas para su lectura y lograr la fecundacion in vitro enfrentandola a los distintos tratamientos. Se realizaron pruebas estaticas en menos de dos horas, manteniendose temperaturas entre 19 [+ o -] 1 [grados]C, entre 500 a 1 000 lux. Se emplearon tubos de ensayo de vidrio de 5 ml conteniendo un volumen de agua de dilucion de 3 ml. Se incorporaron densidades de 2 000 ovulos/ml por cada 5 x [10.sup.7] espermios/ml por tubo de ensayo de vidrio. Se realizaron tres replicas para todos los tratamientos incluidos los controles o blancos.

Ensayos con peces.

Se han tomado en consideracion las recomendaciones de la Organizacion para cooperacion y desarrollo economico (OECD, 1992) y la USEPA (1993). Las especies de peces empleados en las pruebas fueron identificadas con la colaboracion de especialistas del IMARPE.

Odontesthes regia regia

Se colectaron masas de ovas del pez marino costero denominado comunmente "pejerrey" en las inmediaciones de la caleta de Pucusana. Estas masas de ovas fueron extraidas manualmente de las asociaciones de macroalgas adheridas a las embarcaciones estacionadas en la caleta. Las ovas fueron aclimatadas en acuarios de 300 litros hasta la eclosion de los alevines. Estos permanecieron por dos dias sin alimentacion hasta que agotaron las reservas energeticas de sus sacos vitelinicos, luego fueron alimentados con alimento vivo que consistio en rotiferos del genero Brachionus sp. y de zoeas de Artemia franciscana. Se los mantuvo por un lapso de 14 dias antes de someterlos a las pruebas ecotoxicologicas. Se realizaron pruebas estaticas y semi-estaticas (renovacion de agua de dilucion y alimentacion), de 96 horas y 21 dias, respectivamente; manteniendose temperaturas entre 19 [+ o -] 1 [grados]C, entre 500 a 1 000 lux, con fotoperiodos de 11 horas de luz y 13 horas de oscuridad. Se emplearon vasos de precipitado de vidrio de 1 000 ml y se incorporaron 10 alevinos de menos de 0.01 g por vaso de precipitado de vidrio. Se realizaron tres replicas para todos los tratamientos incluidos los controles o blancos.

Poecilia reticulata

Se obtuvieron peces juveniles epicontinentales del grupo Poecilidae, denominados comunmente "guppy", los que fueron adquiridos comercialmente, y fueron aclimatados por dos semanas a las condiciones del laboratorio, alimentandolos con algas deshidratadas. El criterio de aceptabilidad considero supervivencia mayor al 90% en la fase de aclimatacion. Luego, fueron seleccionados ejemplares de menos de 1 g de ambos sexos, y dejando de alimentarlos por 48 horas, quedaban listos para la instalacion del bioensayo. Se realizaron pruebas estaticas y semi-estaticas (renovacion de agua de dilucion y alimentacion), de 96 horas y 28 dias; manteniendose temperaturas entre 21 [+ o -] 1 [grados]C, entre 500 a 1 000 lux, con fotoperiodos de 16 horas de luz y 8 horas de oscuridad. Se emplearon vasos de precipitado de vidrio de 1 000 ml y se incorporaron 10 alevinos de menos de 1 g por vaso de precipitado de vidrio. Se realizaron tres replicas para todos los tratamientos incluidos los controles o blancos.

Paracheirodon innesi

Se adquirieron ejemplares de peces juveniles epicontinentales del grupo Characiformes, denominados comunmente "neon tetra" en una casa comercial, y fueron aclimatados por dos semanas a las condiciones del laboratorio, alimentandolos con algas deshidratadas. Se les proporciono alimento a razon de 1 ml de suspension de las algas deshidratadas diariamente, suspendiendolo hasta 24 horas antes de la instalacion de la prueba. Luego de pasar el periodo de aclimatacion fueron sometidos a las condiciones de prueba. Se realizaron pruebas estaticas y semi-estaticas (renovacion de agua de dilucion y alimentacion), de 96 horas y 14 dias; manteniendose temperaturas entre 21 [+ o -] 1 [grados]C, entre 500 a 1 000 lux, con fotoperiodos de 16 horas de luz y 8 horas de oscuridad. Se emplearon vasos de precipitado de vidrio de 1 000 ml y se incorporaron 10 alevinos de menos de 1 g por vaso de precipitado de vidrio. Se realizaron tres replicas para todos los tratamientos incluidos los controles o blancos.

Diseno experimental y tratamiento de datos.

El numero de pruebas ecotoxicologicas con barita, siguieron las pautas de la Comision de Oslo y Paris (OSPARCOM, 1998), Australian and New Zealand Environment and Conservation Council (2000) y la CCME (2007), que establecen ciertos requerimientos para el empleo de los resultados de los bioensayos con organismos de diferente taxa para determinar riesgo ecologico. Las mediciones de los parametros y protocolos para las pruebas ecotoxicologicas siguieron las pautas y recomendaciones de la USEPA (1986, 1994b, 1997, 1998, 1999, 2005, 2012). Teniendo como definicion a la toxicologia como la identificacion y cuantificacion de los efectos adversos asociados a la exposicion a agentes fisicos, sustancias quimicas y otras situaciones, el diseno experimental pretendio evaluar el amplio espectro de supuesta contaminacion de barita en el medio natural, tanto las especies sedimentables como las solubles han de ser consideradas en el presente estudio (Silbergeld, 1990). Es asi que, los tratamientos utilizados en las pruebas ecotoxicologicas consideraron el valor de solubilidad de la barita a los 20 [grados]C: 0.002448 g/l (ATSDR, 2016) para definir que tratamientos se hallaban en forma soluble de aquellos en los que se sedimentaban. De esta forma, estos tratamientos fueron: 2, 0.2, 0.02 g/l en forma de barita, propiamente dicha, y 0.002, 0.0002 g/l de bario en forma soluble. Para las pruebas desarrolladas en sistemas acuosos, vale aclarar que en los tratamientos de: 2, 0.2, 0.02 g/l de barita, solo se halla al compuesto en su forma insoluble y que para evitar su deposicion en el fondo de los sistemas de prueba se mantuvieron en movimiento constante en los medios acuaticos por sistemas de aireacion continua durante las pruebas, con el proposito de conocer el efecto fisico que provocarian estas distintas suspensiones en los organismos de prueba. En los otros dos tratamientos de 0.002 y 0.0002 g/l solo se hallan al ion bario y al ion sulfato, disociados a partir de la barita, en sus formas ionicas, permitiendo asi conocer el efecto quimico del bario en los organismos prueba. Se realizaron analisis de varianzas (ANOVA) de una via con el proposito de detectar las diferencias entre los tratamientos de barita y sus formas solubles, entre las repeticiones y entre los tiempos de exposicion relevantes. Las diferencias fueron evaluadas con una prueba Tukey HSD. El nivel de significancia fue de 0.05 (Zar, 1996). Todos los calculos estadisticos fueron analizados por el paquete SPSS ver. 14. Se determino ademas la C[L.sub.50], la C[E.sub.50] (Concentracion efectiva media) y la CENO (Concentracion efectiva no observable), segun corresponda.

Para determinar los efectos letales agudos y subletales de inhibicion de fecundacion se calculo la C[L.sub.50] y la C[E.sub.50], respectivamente, utilizando el metodo Probit, el metodo Spearman-Karber (TSK) o el metodo grafico (Litchfield-Wilcoxon). Finalmente, para determinar los efectos subletales en microalgas y plantas terrestres se determino la concentracion de inhibicion media (C[I.sub.50]) con el programa informatico ICp recomendado por la USEPA (1994b). Este se basa en una estimacion usando el metodo de interpolacion linear, la que compara el control o blanco con el valor que reduce el 50% de conteo de celulas durante la prueba de inhibicion de crecimiento.

Evaluacion del Riesgo Ecologico.

Existen dos metodos para determinar el riesgo ecologico. Tomado en cuenta ciertos supuestos para cada caso se calculara el riesgo ecologico siguiendo los lineamientos de ambos metodos. El metodo determinista (MD) establece criterios conservadores para determinar el riesgo ecologico de una sustancia que exige se realicen al menos ocho ensayos agudos (criterio de supervivencia menores a 96 horas) y tres evaluaciones subletales (criterios distintos a supervivencia) o subcronicas (criterio de supervivencia mayores a 96 horas) (USEPA, 1986). En el presente estudio se realizaron 12 pruebas agudas que incluyeron seis especies, siete pruebas subletales en cinco especies y 18 pruebas subcronicas en seis especies. En el presente estudio tambien se han definido los niveles de umbrales de la CENO, asi como sus efectos, mediante el uso de factores de seguridad convenientes. Los factores de seguridad son multiplicadores aplicados para estimar posibles umbrales subletales de efecto en comunidades de organismos, estos pueden ser 10, 100 o 1 000. Se emplearon los factores de seguridad recomendados por la USEPA (1997) en la evaluacion de riesgo ecologico, que para el presente estudio fue establecido el valor de diez (10), asumiendo el valor menos conservador posible, teniendo como premisa el caso extremo de un peor escenario, a fin de conocer una posible senal de alerta de la barita en los distintos ecosistemas naturales.

La determinacion del riesgo ecologico se estima a partir de calcular el cociente de riesgo (CR), que viene dado por el cociente de la concentracion de exposicion esperada (CEE) y la concentracion que no causa efectos sobre los organismos (CNE) para el caso del metodo determinista, mientras que para el metodo probabilistico o de Distribucion por Sensibilidad de Especies (SSD, de sus siglas en ingles), el cociente viene dado por CEE y el valor de la concentracion peligrosa para el 5% de especies o C[P.sub.5] (Planes & Fuchs, 2015). Debido, a que no se cuenta con valores estimados en campo, para efecto de establecer una CEE referencial, se asumio el valor de los estandares nacionales para el bario en agua en la Categoria 4: Conservacion del Ambiente Acuatico (0.7 - 1 mg/l) (MINAM, 2015), dependiendo del medio al cual pertenezca la especie que haya obtenido el menor valor de CENO en las pruebas ecotoxicologicas propuestas en el presente estudio. Se utilizo el valor de bario y no de barita pues en el medio acuoso solo estarian las especies solubles de los iones sulfato y bario, asumiendo que este ultimo aporta el caracter toxico de la solucion problema. Mientras que para el caso del suelo, siguiendo el mismo criterio, se asumen los valores de los estandares nacionales para el bario total (750-2 000 mg/kg) (MINAM, 2013).

Para el caso del metodo SSD, tambien se emplea la misma CEE referencial aplicada anteriormente. Para este caso se uso un software gratuito Burrlioz 2.0 para calcular el C[P.sub.5], el cual refiere el valor del 5to. percentil del total de especies acumuladas empleadas en el estudio con los valores de toxicidad siguiendo una distribucion logistica. Este calculo pretende proteger el 95% de la biodiversidad de un ecosistema a partir de un umbral establecido de las pruebas ecotoxicologicas.

Resultados y discusion.

La densidad de celulas de la microalga Chlorella sp. expuesta a barita por 96 horas, se aprecia una C[I.sub.50] de 0.1 g BaS[O.sub.4]/l. Los rangos de concentracion en los que se observa la inhibicion de cultivo celular de esta especie de microalga se hallan por encima de los valores de solubilidad de la barita, por lo que se deduce que el efecto del compuesto sobre el cultivo lo estaria forzando la barita mas que el bario soluble.

Mientras que la densidad de celulas de la microalga Isochrysis galbana expuesta a barita por 96 horas, se aprecia una C[I.sub.50] alrededor de los 0.84 g BaS[O.sub.4]/l. Los efectos de la barita que se dan por efecto del compuesto sobre el cultivo lo estaria forzando la barita mas que el bario soluble. Sin embargo, este valor refleja que la barita y sus formas solubles no afectan a esta especie de microalga bajo las condiciones de la prueba, considerandola segun la normativa nacional (DCG, 1997), para contaminantes en mar, como una sustancia "practicamente atoxica".

Los valores calculados para la prueba con M. sativa con el modelo Probit para germinacion y el modelo de inhibicion de crecimiento (ICp), muestran estimados de 420.39 g BaS[O.sub.4]/l de la C[E.sub.50] para la prueba de germinacion; mientras que valores de 0.67 g BaS[O.sub.4]/l para inhibicion de crecimiento. Ambos valores estimados sobrepasan los niveles de solubilidad de la barita, impidiendo que el compuesto de bario se solubilice, por lo que se esperan efectos de movilizacion del bario a partir de la barita desde las raices de los suelos o su efecto directo sobre las semillas. Llugany et al. (2000) muestran la interferencia del bario en el transporte de potasio y calcio en raices de legumbres, afectando por consecuencia su crecimiento a partir del deterioro (amarillamiento) en hojas principalmente. Tambien, en leguminosas de la especie Phaseolus vulgaris se demostro que el bario es facilmente absorbido a partir de la barita por estas plantas y llega a interferir en la movilizacion de calcio (Ca) de la raiz a las hojas (Menzie et al., 2008). Coscione & Berton (2009), muestran estudios donde no se perciben efectos en raices de distintas plantas dicotiledoneas, sin embargo, se muestran niveles de bioacumulacion de bario en dichas plantas luego de ser sometidas a barita.

El resultado del analisis para la prueba con Z. mays por el modelo Probit para germinacion y el modelo de inhibicion de crecimiento foliar (ICp), muestran valores de 0.044 g BaS[O.sub.4]/l de la C[E.sub.50] para la prueba de germinacion; mientras que valores de 0.0011 g Ba/l para inhibicion de crecimiento foliar. Tambien, Miller et al. (1980) observaron efectos negativos en el crecimiento en maiz dulce (Zea mays var. saccharata) expuesto a sulfato de bario por 56 dias (0.795 g BaS[O.sub.4]/l). Notese que, los valores de inhibicion tanto de germinacion (0.044 g BaS[O.sub.4]/l) y crecimiento foliar (0.0011 g Ba/l) para esta especie, se hallan en forma de barita y ion bario, respectivamente, atendiendo a la solubilidad de su compuesto. Aunque para el primer caso podria no ser valida la comparacion ya que el sistema de prueba para germinacion no incluyo la matriz suelo, se consideran las condiciones naturales donde las semillas estarian expuestas en tierra. Teniendo esto en consideracion y para poder comparar estos valores con los establecidos estandares nacionales para bario total en suelo (MINAM, 2013), los valores serian 440 mg Ba/kg y 1.1 mg Ba/kg, respectivamente. Se nota que solo para el caso de germinacion el valor de 440 mg Ba/kg de bario total estaria muy cerca al valor maximo establecido para suelos residenciales y parques. Aqui tambien se asume que todas las formas de bario en el sistema de experimentacion representan los tratamientos que contienen bario en su composicion.

El resultado del analisis para la prueba con Daphnia magna por el modelo Probit para mortandad, se estima valores letales de 1.28 g BaS[O.sub.4]/l a las 48 horas. Tratamientos menores a 2 g BaS[O.sub.4]/l no afectaron la supervivencia de Daphnia magna expuesta por 48 horas. Diversos estudios con dafnidos han mostrado resultados del elemento bario a partir de soluciones de cloruro de bario (Biesinger & Christensen, 1972; Anderson & Hume, 1968; Le Blanc, 1980; Khangarot & Ray, 1989), sin embargo, el objetivo de este estudio pretende encontrar los efectos de su forma como barita, el cual es de mayor uso en la industria y en mayor grado a nivel de actividades hidrocarburiferas. Le Blanc (1980) registro valores de CENO (68 mg Ba/l) a las 48 horas en Daphnia magna. Mientras que Biesinger & Christensen (1972) reportaron a las 48 horas y a los 21 dias, valores de la C[L.sub.50] de 14.5 y 13.5 mg Ba/l, respectivamente. Khangarot & Ray (1989) reportaron a las 24 y 48 horas, valores de la C[E.sub.50] de 52.8 y 32.0 mg BaS[O.sub.4]/l, respectivamente, para dafnidos expuestos a barita.

El resultado del analisis para la prueba con E. analoga por el modelo Probit para mortandad, estiman valores de la C[L.sub.50] de 1.049 g BaS[O.sub.4]/l a las 96 horas, de 2.05 g BaS[O.sub.4]/l a los 7 dias y de 0.75 g BaS[O.sub.4]/l a los 34 dias. Este valor refleja que la barita y sus formas solubles no afectan a esta especie, bajo las condiciones de la prueba, considerandola segun la normativa nacional (DCG, 1997) para contaminantes en mar una sustancia "no peligrosa", excepto al ultimo valor que lo situa en condicion de sustancia "practicamente atoxica".

El resultado del analisis para la prueba con Apohyale sp. por el modelo Probit para mortandad, estima el valor de la C[L.sub.50] de 18.753 g BaS[O.sub.4]/l a los 10 dias. Este valor refleja que el sulfato de bario y sus formas solubles no afectan a esta especie, bajo las condiciones de la prueba, considerandola segun la normativa nacional (DCG, 1997) para contaminantes en mar una sustancia "no peligrosa". Vincent et al. (1986) reportaron pruebas con bario sobre dos especies de anfipodos (Gammarus pulex y Echinogammarus berilloni), a las 24, 48, 72 y 96 horas, donde los valores de la C[L.sub.50] fueron de 3 980, 395, 255 y 238 mg Ba/l y 336, 258, 162 y 122 mg Ba/l, respectivamente, en agua eucalcica; y valores de la C[L.sub.50] en agua oligocalcica fueron 1 260, 533, 337 y 227 mg Ba/l y 308, 197, 151 y 129 mg Ba/l, respectivamente.

El resultado del analisis para la prueba con C. calligraphus por el modelo Probit para mortandad, estima el valor de la C[L.sub.50] de 7.5 g BaS[O.sub.4]/l a los 10 dias. La barita, bajo las condiciones de la prueba, no genera efectos letales de toxicidad sobre C. calligraphus a los 10 dias para tratamientos menores a 2 g BaS[O.sub.4]/l.

El resultado del analisis para la prueba con T. niger por el modelo Probit para inhibicion de fecundacion, estima el valor de la C[E.sub.50] de 6 171.788 g BaS[O.sub.4]/l. Este valor refleja que el sulfato de bario, bajo las condiciones de la prueba, no afecta a esta especie en esta etapa de desarrollo, considerandola segun la normativa nacional (DCG, 1997) para contaminantes en mar una sustancia "no peligrosa". Sin embargo, hay que considerar lo expuesto por Carballeira et al. (2010), quienes mencionan que algunos contaminantes no afectan la formacion de la membrana de fecundidad o la denominada zona pelucida en erizos, pero se registran efectos negativos en el desarrollo larval y puede producir malformaciones especificas. Por otro lado, Levitan et al. (1991) mostraron como el exito de fecundacion en otra especie de erizo (Strongylocentrus franciscanus) viene dado por la influencia relativa de la concentracion de esperma, tiempo de contacto entre esperma y huevo y la edad del esperma. En el presente estudio no se apreciaron diferencias significativas en ninguno de los tratamientos respecto al blanco.

El resultado del analisis para la prueba con O. regia regia por el modelo Probit para mortandad, estimo los valores de la C[L.sub.50] de 1 150.4 g BaS[O.sub.4]/l a las 24 horas, 520 7491.7 g BaS[O.sub.4]/l a las 96 horas, 3 006 427.3 g BaS[O.sub.4]/l a los 11 dias y 89 581.5 g BaS[O.sub.4]/l a los 21 dias. Estos valores reflejan que la barita no podria afectar a esta especie, bajo las condiciones de la prueba, ni tampoco considerando la solubilidad del compuesto, valor que impediria encontrar al bario en forma soluble, quedando confinado al fondo de un cuerpo de agua de mar. Sin embargo, se desconoce como afectaria el flujo de liberacion de bario biogenico con participacion de bacterias en los fondos marinos y sus efectos en las comunidades bentonicas que incluso podrian acarrearlo a otros niveles troficos, siguiendo el proceso de biomagnificacion. Los valores obtenidos de la presente prueba reflejan que la barita no afecta al menos a esta especie, bajo las condiciones de la prueba, considerandola segun la normativa nacional (DCG, 1997) para contaminantes en mar una sustancia "no peligrosa".

El resultado del analisis para la prueba con P. reticulata, por el modelo Probit para mortandad, estimo los valores de la C[L.sub.50] de 0.89 g BaS[O.sub.4]/l a las 96 horas, y 0.02 g BaS[O.sub.4]/l a los 28 dias. Se observa que se encuentra tambien solo a la barita, debido a su baja solubilidad muy por debajo de este valor (0.002448 g Ba/l). El nivel de toxicidad que a pesar de ello sigue incrementandose en el tiempo. Se presume que el efecto cronico de las particulas en suspension podria estar influyendo la reduccion de areas de intercambio gaseoso en las agallas del pez, o ingresando via digestiva permitiendo la solubilizacion del bario en el organismo, por los niveles de pH bajo que estaria permitiendo la toxicidad del bario en su fisiologia, mecanismos que no han evaluados en este estudio.

El resultado del analisis para la prueba con P. reticulata por el modelo Probit para mortandad, en el cual estimo los valores de la C[L.sub.50] de 0.92 g BaS[O.sub.4]/l a las 24 y 96 horas, la C[L.sub.50] de 0.57 g BaS[O.sub.4]/l a los 6 dias, 0.32 g BaS[O.sub.4]/l y la C[L.sub.50] de 0.12 g BaS[O.sub.4]/l a los 14 dias. Valores que indican solo la presencia de la barita y no de bario soluble. Pruebas ecotoxicologicas en otras especies de peces expuestas a bario realizadas por Heitmuller et al. (1981) reportaron una CENO en Cyprinodon variegatus (Chordata: Cyprinodontidae) de 500 mg Ba/l.

Con los resultados obtenidos en las distintas pruebas ecotoxicologicas, y a fin de unificar los criterios, en la Tabla 1 se resumen los valores mediante la aplicacion de las recomendaciones de la USEPA (Planes & Fuchs, 2015) con el empleo de factores de conversion y teniendo en cuenta los estudios a la fecha registrados sobre el efecto de la barita y sus formas solubles sobre los organismos y ecosistemas de potencial riesgo, muy asociados a la actividad hidrocarburifera.

Para el calculo del riesgo, siguiendo el metodo determinista, la concentracion que no causa efecto (CNE) se obtuvo con el valor de la menor toxicidad aguda (C[E.sub.50] o C[L.sub.50]) de las pruebas ecotoxicologicas llevadas a cabo, por lo cual se selecciono el valor del tratamiento 1 de 0.0002 g Ba/l, el cual estaria formada por una solucion de iones sulfato y bario. Este dato se selecciono de los bioensayos a los 10 dias con Zea mays (C[E.sub.50] = 0.0011 g Ba/l). En este caso, el valor de la NEC se dividio por el factor de seguridad 10, obteniendose un valor de 0.00002 g Ba/l, que a fin de emplear unidades de suelo, seran el mismo valor de 0.00002 g de barita por kilogramo de suelo (0.02 mg BaS[O.sub.4]/kg), ya que no hubo drenaje en el sistema y ademas se emplearon unidades de prueba que contenian 1 kg de suelo artificial. Finalmente, para determinar el CR, se empleo el valor maximo (750 mg Ba/kg) del estandar nacional de contenido de bario total de bario en suelo de tipo agricola (MINAM, 2013), obteniendose un valor de CR de 37 500, lo que indica que existe riesgo ecologico alto para el bario a partir de la barita.

Teniendo en cuenta el metodo SSD, se toma en consideracion el valor maximo (750 mg Ba/kg) del estandar nacional de contenido de bario total de bario en suelo de tipo agricola (MINAM, 2013) como CEE y de cociente el valor obtenido de C[P.sub.5] de 0.0061 g Ba/l (Figura 1) el que llevado a unidades de suelo seria 6.1 mg Ba/kg. Asi obtenemos, el valor de riesgo, dividiendo el CEE con el valor de C[P.sub.5], lo que da un valor de CR de 122.95, lo que indica que existe riesgo ecologico alto para el bario a partir de la barita.

Es decir, teniendo como premisa los posibles valores de la CEE y considerando las CENO para medios terrestres, se establece un nivel de alto riesgo ecologico para los ecosistemas terrestres expuestos a bario a partir del uso de barita.

Igualmente, para el calculo del riesgo empleando el metodo determinista, si se asume que los valores de la CENO de todas las pruebas donde solo se halla la barita en su forma insoluble, se tiene que el valor alcanzado por la Chlorella sp. a las 96 horas con una C[E.sub.50] de 0.1 g BaS[O.sub.4]/l y una CENO de 0.02 g BaS[O.sub.4]/l. Teniendo en consideracion el valor de la CEE al valor extremo de su propia solubilidad en un medio acuatico a 25 [grados]C de 0.002448 g Ba/l, se obtiene un valor de una CNE de 0.002 g Ba/l, y por lo tanto, un CR de barita de 1.224, lo que indicaria tambien riesgo ecologico alto para el ecosistema acuatico frente a la barita.

Para el metodo SSD, se considero el valor extremo de su propia solubilidad en un medio acuatico a 25 [grados]C de 0.002448 g Ba/l, y como cociente el valor C[P.sub.5] de 0.0061 g Ba/l, valor obtenido del programa Burrlioz, lo que obtiene un valor de CR de 0.4, lo que indica para este caso que no hay riesgo ecologico para el ecosistema acuatico frente a la barita. La diferencia con el resultado obtenido por el metodo determinista puede deberse al numero de especies trabajadas para calcular la curva de sensibilidad. Uno de los criterios de este metodo es el de obtener suficiente informacion del ecosistema y de pruebas ecotoxicologicas con el mayor numero de especies donde se aplica este calculo, por el que se recomienda que ante esa falta de informacion es mejor aplicar el metodo determinista (Nugegoda & Kibria, 2013).

Teniendo en cuenta esto ultimo, se demuestra que tanto para el bario a partir de la barita, como para la barita, propiamente dicha, la Ley General de Aguas y los Estandares de Calidad Ambiental en Suelos permite un claro riesgo ecologico en los ecosistemas relacionados a la eliminacion de este compuesto en los ecosistemas naturales terrestres y acuaticos.

El calculo del CR fue conservativo, ya que puede ser aplicado en investigaciones in situ, cambiando las concentraciones ambientales de exposicion esperadas por valores reales en zonas de explotacion y uso de barita y de sus formas solubles en los distintos ecosistemas acuaticos marinos y epicontinentales asi como terrestres, obteniendo valores que muestren un mayor riesgo del uso de la barita en dichos ecosistemas.

A pesar de la aparente estabilidad de la barita en el medio ambiente, especialmente relacionado a las actividades hidrocarburiferas, y segun los resultados (atoxico) refrendados por la USEPA (1999) sobre su aparente inocuidad, debe considerarse el transporte o dinamica a la que pudiera estar afecta la barita, que podrian incrementar su toxicidad.

El comportamiento de este compuesto en condiciones anoxicas comunes en los fondos oceanicos (Zona Minima de Oxigeno - ZMO), especialmente del mar peruano, donde se estaria permitiendo su solubilidad en bario y sulfatos por accion principalmente bacteriana, podrian estar afectando a organismos bentonicos que acumularian cantidades importantes de bario a partir de barita.

Asimismo, en ambientes continentales, las plantas terrestres y otros invertebrados pueden adquirir el bario a partir de barita, a lo que se sugiere realizar estudios que evaluen posibles danos ocasionados a nivel celular e inclusive estudios de biomagnificacion a nivel de otros niveles troficos superiores.

Rocha et al. (2011) mencionan que la toxicidad de las sustancias en los organismos acuaticos podria estar relacionada a las propiedades del suelo (pH, materia organica y oxido-reduccion) y la reactividad de los elementos toxicos potenciales en suelos.

Las metodologias de este estudio pueden ser ajustadas con valores de concentraciones de exposicion reales tanto de barita como de sus formas solubles, que pueden medirse en campo, en un area especifica.

El Peru, posee una tendencia al desarrollo y explotacion de la industria hidrocarburifera como lo demuestra la distribucion de areas (lotes) de explotacion en la Amazonia, asi como en las zonas marino costeras nortenas, ambas con importantes niveles de biodiversidad a nivel mundial, por lo que se recomienda la implementacion de medidas protectivas y normativa mas estricta para el control y vigilancia de estos ecosistemas frente al empleo de la barita, a fin de proteger sus recursos naturales.

Es pertinente revisar, la Ley General de Aguas y los Estandares de Calidad Ambiental en Suelos y el Reglamento para la Proteccion Ambiental en las Actividades de Hidrocarburos (EM, 2006) que en su articulo 73, permite que los lodos con base acuosa y las particulas contenidas en ellos, las que incluyen a la barita, puedan ser descargados sin tratamiento por debajo de los 10 metros de la superficie del mar o lago. Se desconoce como esas acumulaciones de barita o sus formas solubles puedan estar afectando las comunidades bentonicas.

A traves del presente estudio se plantea el empleo de una herramienta ecologica que podra ser aplicada y ampliada para la implementacion de regulaciones de los niveles de barita asociado a las actividades hidrocarburiferas e incluso servir de modelo para su aplicacion con otras sustancias que puedan estar ocasionando riesgos ecologicos en otros ecosistemas naturales donde se realizan actividades economicas que puedan afectar los ecosistemas naturales en el Peru.

Conclusiones.

Mediante la evaluacion de riesgo ecologico determinista se demuestra que existe riesgo ecologico alto de la barita y de sus formas solubles empleando la respuesta ecotoxicologica de doce organismos, obteniendose los valores del CR de 1.224 y 37 500, respectivamente. Mientras que, que no existe riesgo ecologico de la barita, mas si hay riesgo de sus formas solubles empleando la respuesta ecotoxicologica de doce organismos, obteniendose los valores del CR de 0.4 y 122.95, respectivamente. Asimismo, la microalga epicontinental Chlorella sp. (96 h) registro una C[I.sub.50] de 0.1 g BaS[O.sub.4]/l y una CENO de 0.02 g BaS[O.sub.4]/l de barita, bajo las condiciones de la prueba, que fueron detectados como los valores mas bajos, y que fueron considerados para el calculo del CR de la barita. Finalmente, la planta terrestre monocotiledonea Zea mays registro una C[E.sub.50] de 0.0011 g Ba/l y una CENO de 0.0002 g Ba/l que fueron detectados como los valores mas bajos de todas las pruebas ecotoxicologicas, bajo las condiciones de la prueba, y que fueron tambien considerados para el calculo del CR del bario para ecosistemas terrestres.

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DOI: http://dx.doi.org/10.21704/rea.v17i1.1170
Tabla 1. Resumen de la Evaluacion del Riesgo Ecologico por el metodo
determinista de la barita (BaSO4) sobre doce organismos.

                                         Period
Taxa             Medio      Tipo            o

Chlorella sp.    Acuatico   Continental   96 h
I. galbana       Acuatico   Marino        96 h
M. sativa        Terrestre  Continental   10 d
Z. mays          Terrestre  Continental   10 d
Daphnia magna    Acuatico   Continental   48 h
                                          96 h
E. analoga       Acuatico   Marino        34 d
Apohyale sp.     Acuatico   Marino        10 d
C. calligraphus  Acuatico   Continental   10 d
T. niger         Acuatico   Marino       < 2 h
                                          24 h
O. regia regia   Acuatico   Marino        17 d
                                          96 h
P. reticulata    Acuatico   Continental   28 d
                                          24 h
P. innesi        Acuatico   Continental   10 d

                 C[E.sub.50]/C[L.sub.50]/C[I.sub.50]  CENO    Factor de
Taxa             (g/l)                                (g/l)   seguridad

Chlorella sp.         0.1                   *         0.02       10
I. galbana            0.8                   *         0.2
M. sativa             0.67                  *         0.2
Z. mays               0.0011                **        0.0002     10
Daphnia magna         1.284                 *         0.2
                      1.049                 *         0.2
E. analoga            0.752                 *         0.2
Apohyale sp.         18.753                 *         > 2
C. calligraphus       7.502                 *         > 2
T. niger          6 171.8                   *         > 2
                  1 150.4                   *         > 2
O. regia regia   89 581.445                 *         > 2
                      0.887                 *         0.2
P. reticulata         0.018                 *         0.002
                      0.917                 *         0.2
P. innesi             0.32                  *         0.2


Taxa             CNE    CEE      CR Riesgo

Chlorella sp.    0.002  0.00245  1.224 Si
I. galbana
M. sativa
Z. mays          2E-05  0.75     37 500 Si
Daphnia magna
E. analoga
Apohyale sp.
C. calligraphus
T. niger
O. regia regia
P. reticulata
P. innesi
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Author:Paredes, Christian; Miglio, Maria Cristina
Publication:Ecologia Aplicada
Date:Jan 1, 2018
Words:12945
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