Direcciones futuras de la ecotoxicología en Chile

443EVALUACIÓN DE RIESGO AMBIENTAL EN ACUICULTURARevista Chilena de Historia Natural82: 443-457, 2009

COMENTARIO

Direcciones futuras de la ecotoxicología en Chile: implicancias para laevaluación de riesgo ambiental de productos veterinarios utilizados en

acuicultura

Future directions of Chilean ecotoxicology: Implications for the environmental riskassessment of veterinary products used in aquaculture

MATÍAS H. MEDINA1, 2, * & RODRIGO RAMOS-JILIBERTO3, 4

1 AVS Chile, Imperial 0655, Of. 3ª, Puerto Varas, Chile2 Centro i-mar, Universidad de Los Lagos, Camino Chinquihue km 6, Puerto Montt, Chile

3 Departamento de Ciencias Ecológicas, Facultad de Ciencias, Universidad de Chile, casilla 653 Santiago, Chile4 Centro Nacional del Medio Ambiente. Fundación de la Universidad de Chile. Av. Larraín 9975, La Reina, Santiago, Chile

* Autor correspondiente: [email protected]

RESUMEN

La relación bidireccional de influencia que la acuicultura establece con el ambiente en el cual se desarrolladetermina límites al crecimiento de esta actividad económica en Chile. Esto se ha traducido tanto enrestricciones técnicas, como en conflictos ambientales y sociales. La creciente demanda de nuevos productosquimioterapéuticos y su consecuente vertido en ambientes acuáticos es considerado uno de los principalesproblemas ambientales que enfrenta la industria del salmón en Chile. Sin embargo, poco se sabe acerca de losefectos que ejercen estas sustancias sobre especies no objetivo y, en general, sobre la estructura y función delos ecosistemas expuestos. Mediante la aplicación de teoría y métodos de ecología contemporánea, el trabajoaquí presentado busca contribuir oportunamente al desarrollo de una metodología que permita reducir el nivelde incertidumbre asociado a la evaluación de riesgo ambiental de productos veterinarios utilizados enacuicultura. Se revisa el estado actual de la evaluación de riesgo ambiental en Chile y se identifican aspectoscríticos y factibles de corregir en el marco de los procedimientos utilizados. Finalmente, se entrega unapropuesta metodológica general que contempla extender de un modo coherente las pruebas ecotoxicológicasestándar, combinando experimentación a niveles comunitario, poblacional e individual, junto a lamodelización matemática de sistemas ecológicos.

Palabras clave: ecología aplicada, gestión ambiental, mesocosmos, microcosmos, sistemas complejos.

ABSTRACT

The bidirectional relationship that aquaculture has with the environment set limits to the growth thiseconomic activity has in Chile. This condition has generated both technical constraints and environmental aswell as social conflicts. The growing demand for new chemotherapeutic compounds and their release intoaquatic environments is now considered one of the main problems being faced by the salmon industry inChile. However, little is known about the effects these substances exert on non-target species and on thestructure and functioning of exposed ecosystems. Through the application of theory and methods fromcontemporary ecology, the present work aims at contributing towards the development of a methodology thatallows a reduction of the uncertainty level associated to the environmental risk assessment of veterinaryproducts used in aquaculture. The current status of the environmental risk assessment in Chile is revised andthose critical aspects feasible to fix are identified, considering the procedures currently in use. Finally, ageneral methodological approach is proposed that considers a coherent expansion of standard ecotoxicologicaltests combining research at community, population, and individual levels, with mathematical modeling ofecological systems.

Key words: applied ecology, complex systems, environmental management, mesocosms, microcosms.

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INTRODUCCIÓN

La salmonicultura es hoy en día la actividadcon mayor producción y valor de exportaciónen la acuicultura chilena. Por su influencia endiferentes sectores productivos del país, estaindustria se ha transformado en un importantefactor en la diversificación de la economíanacional y un pilar fundamental en la estrategiaorientada a transformar a Chile en una potenciamundial en materia de alimentos.

Sin embargo, su crecimiento ha comenzadoa enfrentar problemas técnicos, sociales ymedioambientales que limitan su expansión. Enel último tiempo y luego de un largo periodo decrecimiento sostenido, la industria hacomenzado a mostrar una reducciónsignificativa en su producción. Esta situaciónse debe en gran medida a la relación bi-direccional de influencia que la acuiculturaestablece con el ambiente en el cual sedesarrolla (Acuicultura ↔ Ambiente), donde (i)el ambiente de cultivo puede afectar eldesempeño biológico de los organismoscultivados, generando una situación sanitariadesfavorable como resultado del estrés y lasenfermedades asociadas a una mala calidad delagua (Acuicultura ← Ambiente) y (ii) laproducción de organismos altera la calidad desu ambiente, lo cual genera tanto preocupacióncomo reacciones en la sociedad en general(Acuicultura → Ambiente). En general, laacuicultura del salmón ha sido asociada con lossiguientes impactos ambientales: (i) aporte denutrientes y materia orgánica al ecosistema,proveniente del alimento y las heces de lospeces en cultivo, (ii) escape de los peces, (iii)liberación de compuestos químicos utilizadosen la prevención de fouling y (iv) liberación deproductos veterinarios (i .e. biocidas,quimioterapéuticos, antibióticos) utilizados enel control de parásitos y otras enfermedades(Gowen & Bradbury 1987, Hallaegraeff 1993,Folke et al. 1998, Goldburg & Naylor 2005).

En Chile, los mismos potenciales efectoshan sido descritos en asociación con eldesarrollo de la acuicultura (Buschmann &Fortt 2005). Sin embargo, la posiblecorrelación entre un aumento en lasalmonicultura y un incremento en el númerode floraciones algales nocivas (Buschmann etal. 2006), así como de infestaciones porecotoparásitos en poblaciones de peces nativos

(Sepúlveda et al. 2004), son aspectos deespecial relevancia para la zona sur del país.Debido a la situación sanitaria adversa queactualmente afecta a la industria del salmón enChile, el vertido de productos veterinarios alambiente acuático representa también uno delos principales problemas que esta ha debidoenfrentar, destacándose el elevado usoprofiláctico de antibióticos (Cabello 2004) y laaplicación de quimioterapéuticos para elcontrol de ectoparásitos (e.g. Bravo et al.2008). Aunque es de preocupación pública,prácticamente nada se sabe acerca del efectoque ejercen estas sustancias sobre especies noobjetivo y, en general, sobre la estructura yfuncionamiento de los ecosistemas expuestos(Soto & Norambuena 2004, Buschmann et al.2006, León-Muñoz et al. 2007, Costa-Pierce etal. 2008, Burridge et al. 2008). Esta situaciónha estimulado y profundizado los permanentesconflictos ambientales que surgen entre laindustria acuícola nacional, ONGs y lasociedad en general (Reel 2007, Barrionuevo2008).

Si Chile desea mantener un crecimientosustentable de la industria del salmón yconsolidar así el cluster de acuicultura definidopor el Consejo Nacional de Innovación (CNIC2007), esta falta de conocimiento es unproblema que debe ser solucionado en unfuturo cercano. En relación a esto, laevaluación de riesgo ambiental de productosveterinarios solicitada por el InstructivoTécnico para el Registro de ProductosFarmacológicos (I-PP-MR-002, 2007)elaborado por el Servicio Agrícola y Ganadero(SAG) ha cobrado especial interés para laindustria del salmón en Chile. Lo anterior seexplica principalmente por dos razones; (i) lacreciente necesidad de disponer de una mayorvariedad de productos farmacológicos para elcontrol de distintas enfermedades, y (ii) ladificultad que han experimentado las empresasfarmacéuticas proveedoras en el proceso deregistro de nuevos productos.

Este trabajo pretende contribuiroportunamente al desarrollo de unametodología que permita reducir el nivel deincertidumbre asociado a las evaluaciones deriesgo ambiental realizadas en el marco delregistro de productos veterinarios para laacuicultura. Mediante la revisión de losprocedimientos vigentes así como del análisis

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de ejemplos específicos, este trabajo expone ydiscute diferentes debilidades identificadas enla metodología que solicita el instructivo ypropone formas alternativas de evaluación,basadas en la teoría y métodos de la ecologíacontemporánea. Las propuestas presentadasapuntan a obtener la evidencia necesaria pararevelar la posible ocurrencia de efectoscausantes de cambios en la estructura, dinámicay funcionamiento del ecosistema expuesto.

Evaluación de riesgo ambiental en Chile

La contaminación antropogénica de ambientesnaturales puede producir efectos negativos enorganismos y poblaciones de diferentes taxa,generando cambios en la estructura, dinámica yfuncionamiento tanto de las comunidades comode los ecosistemas de los cuales forman parte(Parker et al. 1999). Dependiendo de laintensidad, duración y frecuencia de lasdescargas de contaminantes, estos cambiosresultan de: (i) la eliminación de poblacionessensibles debido a efectos tóxicos directos, (ii)el reemplazo de estas especies por otrastolerantes debido al debilitamiento de lacompetición por recursos, (iii) modificación dela magnitud de las interacciones ecológicascomo resultado de la alteración de las tasas deconsumo de recursos en aquellas especiessensibles a los contaminantes, (iv) aclimatación(adaptación fisiológica), y (v) selección detolerancia heredada genéticamente (Medina etal. 2007).

En Chile, los efectos y decisionesrelacionadas con el impacto de actividadesproductivas son regulados por la Ley 19,300,Bases Generales del Medio Ambiente y elReglamento del Sistema de Evaluación deImpacto Ambiental (SEIA). Si bien este marcoregulatorio ha funcionado para el control de ladescarga de sustancias al ambiente, suaplicación considera normas secundarias aunno definidas que solo establecerán los valoresde concentración y períodos máximos omínimos permisibles de contaminantes, sinreflejar buena parte de los posibles efectosecológicos derivados de la situación ambientallocal (Reglamento, Artículo 6º letra a, yArtículo 7°). Esta regulación considera tambiénla definición de una serie de características delproyecto o actividad que, al ser subjetivas,dejan a criterio del titular del proyecto, de la

opinión pública y/o de los evaluadoresambientales, el nivel de efectos que generará enlos recursos naturales renovables (Artículo 6º,letras b-p). En otras palabras, la legislaciónvigente no considera la posible relación causalentre la intensidad, la duración y la frecuenciade una sustancia que es descargada al ambientey los potenciales efectos a largo plazo que estapodría generar en la estructura, dinámica yfuncionamiento de los ecosistemas expuestos(Medina & Encina 2003).

Parte de este problema ha sido resuelto enpaíses con mayor experiencia en temasambientales, donde los posibles efectos sondefinidos basándose en la probabilidad de quedaños ecológicos lleguen a expresarse dentrode valores de seguridad aceptables. Esteconcepto, denominado Evaluación de RiesgoAmbiental, ha sido desarrollado y utilizado enlos últimos 20 años por distintas organizacionesy servicios con competencia ambiental enpaíses de la Comunidad Europea y EstadosUnidos (EC 1991, USEPA 1998). En esta línea,Europa modificó la gestión de la calidad de suscuerpos de agua (i .e. European WaterFramework Directive), pasando de objetivos decalidad basados exclusivamente en la químicade estos (i.e. normas secundarias), hacia laevaluación tanto del estado químico como de lasituación ecológica de estos sistemas naturales(EC 2002). Para lo anterior, la ComunidadEuropea recientemente dicto el Reglamento No.1907/2006 relativo al registro, evaluación,autorización y restricción de las sustancias ypreparados químicos (REACH, de su sigla eninglés). El reglamento establece que para poderevaluar el riesgo ambiental asociado a laliberación de una sustancia al ambiente, losfabricantes e importadores deben obtenerinformación sobre estos compuestos mediantela realización de los ensayos ecotoxicológicosalternativos que sean necesarios para estimareste riesgo (EC 2007).

Si bien en la legislación ambiental chilena yparticularmente en algunas de las normasexistentes se hace referencia a la probabilidadde daño ambiental a través de la palabra“riesgo”, la manera en que este es consideradoo cuantificado no ha sido aún regulada,estimándose de forma laxa y subjetiva. Unaexcepción a lo anterior está dada por el yamencionado Instructivo para el Registro deProductos Farmacológicos elaborado por el


SAG. Este instructivo complementa loestipulado en el Reglamento de ProductosFarmacéuticos de uso ExclusivamenteVeterinario (Decreto Ministerio de AgriculturaN°25, 2005) y en su Manual (P-PP-RM-0022007), indicando los requisitos técnicos-legalesque deben estar contenidos en los expedientesde solicitudes de registro normal (5 años) oprovisional (1 año) de productosfarmacológicos.

El registro de estos productos tiene porobjeto verificar su calidad, eficacia e inocuidadpara la salud humana, animal, vegetal y delmedio ambiente en general. Para asegurar esteúltimo punto, en su sección 3A4, el instructivosolicita la realización de una evaluación delriesgo ambiental asociado al uso del productoque se quiere registrar. Lo anterior implicadesarrollar un estudio ecotoxicológico quepermita estimar los efectos ambientales quepodría provocar el uso del producto y definirlas medidas que sean necesarias para reducir elriesgo (ver Apéndice).

El instructivo propone como guía para darcumplimiento a este requisito las Fases I a IVde la metodología propuesta por The VeterinaryInternational Cooperation on Harmonization(VICH). Esta guía de trabajo, aplicada enJapón, la Unión Europea y los Estados Unidos,indica la forma en que se debe realizar laevaluación de impacto ambiental de productosmedicinales veterinarios (VMPs). A través deun árbol de decisión, la Fase I de lametodología VICH busca determinar si laliberación del VMP producirá algún dañoambiental, sobre la base del conocimientodisponible acerca de su eventual uso y forma deaplicación. Si las respuestas obtenidas en estafase no son satisfactorias y entregan un marcoinaceptable de incertidumbre se avanza a laFase II, la cual busca generar informacióncuantitativa relacionada con el destino delproducto en el ambiente una vez que esutilizado, y determinar su toxicidad aguda enespecies no objetivo. La Fase II utiliza unsistema de etapas (Tiers) que sostienen elproceso de toma de decisión. La primera etapa(Tier A) recomienda util izar técnicasecotoxicológicas estándar (i.e. ISO, OECD)para caracterizar los potenciales efectos letalesdel producto en especies locales. Es importantemencionar aquí que si bien la guía VICHrecomienda utilizar especies pertenecientes a

tres “niveles taxonómicos”, la utilización deeste concepto es errado y debiera serreemplazado por tres “especies pertenecientes adiferentes niveles tróficos”.

Si los resultados de la primera etapadeterminan que existe riesgo ambiental asociadoal uso del producto (RQ > 1, ver Apéndice), seda paso a la segunda etapa (Tier B) en la cual sedeterminan los efectos subletales, en base a undiseño experimental estándar. Esta aproximacióntiene por objetivo determinar la más altaconcentración utilizada en la prueba de toxicidadsubletal que no produce un efecto adverso enrelación con el control (NOEC). Estaconcentración es utilizada luego como PNEC enla evaluación de riesgo.

La inclusión de la metodología VICH en elsistema de registro de VMPs en Chilerepresenta un avance significativo en lasprácticas orientadas a la preservación del medioambiente. Lo anterior por cuanto el desarrollode las Fases I y II permite evaluar en formaobjetiva los efectos del producto que sepretende utilizar, estableciendo un nivel deriesgo ambiental basado en la relación causalentre la concentración ambiental del VMP y suspotenciales efectos en diferentes especieslocales ecológicamente relevantes. Sinembargo, la metodología VICH no es suficientepara reducir la incertidumbre con respecto a losposibles daños a largo plazo que el uso de unproducto podría generar en la estructura,dinámica y funcionamiento de los ecosistemasexpuestos. A continuación se analizan tresaspectos identificados en la metodología VICHestándar, que dificultarían la obtención deevidencia suficientemente confiable para elanálisis de riesgo y la consecuente toma dedecisión basada en su evaluación. Estosconstituyen aspectos metodológicos deficitariosque, a nuestro juicio, pueden y deben serreconsiderados en el corto plazo.

I. Utilización de organismos y tiempos de expo-sición estándar

Tanto en su Tier A como en su Tier B, la guíaVICH propone el uso de normas ISO y de laOECD para el cálculo de PNEC bajoconcentraciones letales y subletales. Paradeterminar el efecto de un producto veterinariosobre especies pertenecientes a diferentesniveles tróficos, estas normas presentan


protocolos de trabajo donde las especies, suestado de desarrollo, el tiempo de duración dela exposición y los regímenes de esta sonestándar y, por tanto, independientes del tipo deproducto a evaluar y de su forma de aplicación.

La utilización de estos métodos estándarbusca reducir la variabilidad de los resultados ypermitir establecer comparaciones entre lasensibilidad de distintas especies o la toxicidadde diferentes sustancias (Stark & Banken1999). Sin embargo, las condiciones deexperimentación que sugieren podrían distarsignificativamente de la forma en que elproducto ingresará al ecosistema de interés, asícomo de las condiciones naturales en las que seencuentran las poblaciones expuestas. Porejemplo, la norma ISO 14669, sugerida por lametodología VICH en su Tier A, describe lautil ización del copépodo Acartia tonsa(Copepoda: calanoidea) para la estimación delPNEC de una sustancia que será vertida a unambiente costero. La norma indica que debenser utilizados organismos adultos y que laexposición debe ser continua por un período dea lo menos 48 h, para obtener así laconcentración que mata a un 50 % de laspoblación expuesta en dicho período (LC 50 -48 h). La Fig. 1 muestra el resultado de laaplicación de esta metodología en la evaluaciónde cipermetrina, piretroide sintético(plaguicida) utilizado en diferentes países parael control del Sea Lice en salmonicultura (Hartet al. 1997). La curva que se obtiene al graficarla mortalidad acumulada de los adultos enfunción de la concentración del plaguicida,arroja un LC 50 - 48 h de 0.33 μg L-1 (I.C. 95% = 0.28-0.43). Sin embargo, al repetir elexperimento utilizando los estados tempranosde desarrollo (nauplii), la mortalidad en elmismo período de exposición aumentasignificativamente, siendo los nauplii 24 vecesmás sensibles que los adultos (LC 50 - 48 h =0.014, I.C. 95 % = 0.012-0.018). Esta variaciónen la sensibilidad, dependiente del estado dedesarrollo de los organismos expuestos, es unacaracterística que ha sido descrita paranumerosas especies de invertebrados utilizadosen la evaluación de riesgo ambiental (Medina etal. 2002). Esta variación intrapoblacional en lasensibilidad puede ser considerablementemayor que la variación observada entreespecies diferentes (ver por ejemplo Ramos-Jiliberto et al. 2004).

Fig. 1: Curvas concentración-mortalidad de A.tonsa nauplii (círculos negros) y adultos (círcu-los blancos), expuestos a cipermetrina. Datosde Medina et al. (2002).Concentration-mortality curves of A. tonsa nauplii (closedcircles) and adult (open circles) stages, exposed to cyper-methrin. Data from Medina et al. (2002).

Los resultados que muestra la Fig. 1sugieren por lo tanto, que la aplicación de lanorma ISO 14669 en este caso es insuficiente,ya que no protege el estado de desarrollo mássensible de la especie util izada. Así, laexposición a bajos niveles de cipermetrina porparte de una población natural, en la cualcoexisten individuos en diferentes fases de sudesarrollo, afectaría la sobrevivencia ydesarrollo de los individuos más jóvenes, loque puede traducirse en una perturbación delcrecimiento, abundancia y/o estructurapoblacional de la especie evaluada.

A nivel intrapoblacional, la estimación delos efectos de la mortalidad diferencial poredades –o estados del ciclo de vida– puedeabordarse a través de métodos de modelaciónmatricial del ciclo de vida y suscorrespondientes análisis de perturbaciónprospectivo y retrospectivo (Caswell 2001), afin de detectar los estados más sensibles a laperturbación y sus consecuencias en la tasa decrecimiento poblacional y en la estructura deestados esperada a largo plazo (Ramos-Jiliberto& Aránguiz-Acuña 2007). Dado que lasinteracciones tróficas en particular, y lasecológicas en general, a menudo varían a travésde la ontogenia, cambios en las abundanciasrelativas de cada estado conllevan cambios enla magnitud de las interacciones entre la


especie estudiada y el resto de la comunidad(Werner & Gilliam 1984, Stark & Banken1999). Las alteraciones en la magnitud de lasinteracciones interespecíficas directas puedenejercer un impacto en la estructura, dinámica ypersistencia de la comunidad completa(Kondoh 2003).

Como se señaló, las normas indicadas en lametodología VICH también estandarizan lostiempos de duración de las evaluaciones. Delejemplo anterior, es posible predecir laocurrencia de mortalidades significativas en loscopépodos expuestos a cipermetrina por más de48 h a concentraciones dos órdenes demagnitud menores que la utilizada en eltratamiento del Sea Lice. Bajo estascondiciones, la concentración ambientalesperada de cipermetrina (PEC) será mayor quela concentración sin efecto (PNEC) y por tanto,existirá un riesgo ambiental asociado al uso deeste plaguicida para el control de este parásitoen salmones. Sin embargo, la aplicación de estemétodo no simula el régimen de exposición alque estarían sometidos los organismos noobjetivo expuestos al contacto con esteplaguicida. Lo anterior, por cuanto eltratamiento que utiliza este producto solo dura30-60 min, luego del cual la cipermetrina esliberada al ambiente sin poder ser detectada alcabo de 2 h postratamiento (Hunter & Fraser1995). En consecuencia, la metodologíaestándar indicada en la norma ISO 14669 noconsidera una representación adecuada de lascondiciones de exposición reales, eliminandodel análisis la posible existencia de unatoxicidad retrasada o de una recuperación delos organismos expuestos. La Fig. 2 muestra unejemplo de lo anterior. Las curvas indican lasobrevivencia de A. tonsa (adultos) después de1 h de exposición a cipermetrina en diferentesconcentraciones. Si bien se observan efectos enla motilidad de los organismos expuestosdurante el periodo de exposición, la mortalidadde estos no superó el 10 % (Medina et al.2004). Durante los siete días que siguieron alperíodo de exposición, la sobrevivencia de laspoblaciones expuestas se redujosignificativamente, demostrando la existenciade toxicidad retrasada luego de una exposicióncorta a cipermetrina. Sin embargo, lamortalidad observada durante el período post-exposición no superó el 50 % en ninguno de lostratamientos evaluados (i.e. < LC 50 - 144 h).

Fig. 2: Sobrevivencia de A. tonsa luego de 1 hde exposición a cipermetrina. Se indica la me-dia ± DE. Datos de Medina et al. (2004).Survival of A. tonsa after 1 h exposure to cypermethrin.Mean ± SD are shown. Data from Medina et al. (2004).

En la literatura científica existen dos puntosde vista en relación al uso de ensayos detoxicidad con una duración estándar. Por unlado, algunos autores sugieren que estasmetodologías sobreestiman los potencialesimpactos ya que en exposiciones reales, lassustancias utilizadas no persisten en el ambientepor periodos comparables (Clark et al. 1987).Por el contrario, el uso de metodologías estándarestaría subestimando las posibles consecuenciasderivadas de exposiciones prolongadas o comoresultado de una toxicidad retrasada, ya que solomiden la mortalidad durante el periodo deexposición experimental (Jensen & Forbes2001). Si bien los resultados indicados en la Fig.2 dan cuenta de una toxicidad retrasada asociadaa exposiciones cortas de cipermetrina, en generalapoyan la primera de estas dos posiciones porcuanto la mortalidad asociada a una exposiciónmás cercana a la realidad (1 h) después de untratamiento contra Sea Lice, sería menor que laobservada durante el desarrollo de la evaluaciónestándar propuesta por la guía VICH.

De lo anterior es posible concluir que sibien los métodos estándar sugeridos por lametodología VICH permiten la comparación desensibilidades entre distintas especies ytambién la comparación de toxicidad entrediferentes sustancias, estos no necesariamenterepresentan escenarios adecuados paraevaluaciones del riesgo ambiental asociado aluso de VMPs en acuicultura.


II. Diseño experimental y análisis estadístico

Si los resultados del Tier A determinan queexiste riesgo ambiental asociado al uso delproducto (RQ > 1), la guía VICH propone laaplicación de un diseño basado en una pruebade hipótesis para estimar los efectos subletalesque podría generar el producto (guía VICH,Tier B). En este caso, los parámetrosestudiados corresponden a aquellos efectoscrónicos sobre caracteres demográficos (e.g.desarrollo, crecimiento, reproducción) ofisiológicos (e.g. ingestión, respiración) por logeneral evaluados durante exposicionesmayores a 96 h. Esta metodología buscadeterminar la máxima concentración que noproduce efecto observable (NOEC) y aquellaque produce el menor efecto observable(LOEC), mediante la comparación de lasrespuestas obtenidas bajo diferentesconcentraciones del producto con respecto a ungrupo control. La hipótesis nula considera quela respuesta bajo las diferentes concentracionesdel producto estudiado es igual a la respuestaobservada en el grupo control. Si la hipótesis esrechazada, la concentración más alta bajo lacual no se observa un efecto significativo es laNOEC y la más baja en la cual se produce elefecto es la LOEC. En esta aproximación deriesgo ambiental las concentraciones a lascuales los organismos son expuestos respondena una escala geométrica arbitrariamenteescogida por el investigador. Lascomparaciones entre las respuestas obtenidas serealizan mediante diferentes métodosestadísticos, dentro de los cuales destacan elAnálisis de Varianza y los test a posterioriTukey y Dunnett (Zar 1999).

La Fig. 3 muestra el resultado de laaplicación de un Tier B en que se determinó latasa de ingestión de A. tonsa bajo diferentesconcentraciones de cipermetrina. Estemicrocrustáceo, que abunda en gran parte delas costas del mundo (Tester 1985), contribuyeal traspaso de la energía desde organismosautótrofos a niveles superiores de la tramatrófica a través de interacciones depredador-presa. Por esta razón, cualquier efecto en sutasa de ingestión podría escalar hacia unaalteración de la dinámica y el funcionamientodel ecosistema estudiado. La Fig. 3 indica quehasta concentraciones de 0.023 μg L-1, lacipermetrina no produce un efecto significativo

(NOEC). Por el contrario, a concentracionesiguales o mayores a 0.072 μg L-1 el plaguicidaproduce un efecto negativo significativo(LOEC).

Si bien el resultado entregado por la pruebaestadística utilizada es en este caso útil paraconocer ciertos niveles de concentración a losque se produce un efecto, el valor de NOEC nonecesariamente se relaciona con la ocurrenciade efectos con relevancia ecológica observablesa niveles iguales e incluso inferiores a esteumbral. Lo anterior, dado que el número detratamientos y las concentraciones específicasutil izadas en el experimento han sidoarbitrariamente escogidas por el investigador.Así, el tipo de análisis estadístico aplicado enla metodología VICH resta precisión y peso ala evidencia que se entrega en la evaluación deriesgo ambiental de un producto veterinario.

Una mayor precisión y significanciaecológica en un estudio de este tipo puedelograrse mediante la aplicación de análisisregresionales. Moore & Caux (1997)concuerdan en que este tipo de análisis producemás y mejor información para ser utilizada enla evaluación de riesgo ambiental y para lageneración de criterios de calidad ambiental. LaFig. 4 muestra los mismos resultados de la Fig.3, esta vez analizados util izando laaproximación regresional. Los datos han sido

Fig. 3: Tasa de ingestión de A. tonsa expuesta adiferentes concentraciones de cipermetrina. Losasteriscos indican diferencias significativas(ANOVA F5,23 = 31.07; P < 0.001) con respec-to al control. Se indica la media ± DE.Ingestion rate of A. tonsa exposed to several concentratio-ns of cypermethrin. Asterisks indicate significant differen-ces (ANOVA F5,23 = 31.07; P < 0.001) from control. Mean± SD are shown.


ajustados a un modelo sigmoideo, con el cuallas concentraciones que producen efectosespecíficos de interés ecológico pueden serdeterminadas con precisión. En el ejemplo aquíutilizado, las concentraciones que producen un30 % y un 50 % de inhibición correspondenrespectivamente a 0.038 μg L-1 y 0.083 μg L-1.

III. Indiferencia respecto a efectos supraindivi-duales

Los efectos tanto letales como subletales decontaminantes medidos a través de pruebas detoxicidad aguda y crónicas respectivamente,evalúan la respuesta de poblaciones uorganismos individuales aislados a laexposición de los compuestos de interés. Sinembargo, efectos relevantes a nivel comunitarioescapan al análisis que solicita el instructivo.Así por ejemplo, concentraciones de productospor debajo de niveles detectados de LOEC yNOEC podrían ejercer alteraciones en lacapacidad de respuesta de los organismos a susdepredadores. En estos casos, la presencia delproducto podría inhibir el desarrollo derespuestas defensivas en las presas, con elconsecuente aumento en mortalidad por

depredación. En otros, el producto podríaemular las señales de los depredadores yestimular innecesariamente el desarrollo dedefensas, con el consiguiente costo fisiológicoo ecológico asociado (ver Lürning & Sheffer2007). La Fig. 5 presenta gráficamente estosprocesos, donde la especie presa (enrectángulo) puede presentar un estado normalno defendido (x) o un estado defendido (x’). Elpaso al estado defendido en la presa esgatillado por la percepción de señales (k)liberadas por el depredador (y) e impone ciertoscostos que se traducen en una pérdida debiomasa en la población (flechas inferiores). Enuna situación prístina (sin contaminantes), unapoblación de presas en ausencia dedepredadores crece a una tasa que incluyepérdidas naturales por metabolismo o muerte.En presencia de riesgo de depredación, la presatransita a un estado defendido (x’) queminimiza las muertes por depredación pero conel costo poblacional antes mencionado(representado por la flecha gruesa inferior). Unproducto (s) que es vertido al ambiente puedeactuar induciendo el tránsito de la presa alestado defendido en ausencia de depredación,generando el costo poblacional sin el beneficioactivo de la protección; o bien interfiriendo enla percepción de las señales liberadas por eldepredador, con lo que se impide el paso alestado defendido y con ello la reducción de laspérdidas por depredación.

En este escenario, el uso de técnicasecotoxicológicas estándar y la medición derespuestas en individuos o poblaciones aisladasson de poca o nula util idad para elreconocimiento de potenciales efectos nocivosde ciertas sustancias sobre las comunidadesnaturales. En lenguaje ecológico, este tipo dealteración subletal expresada solo a nivelcomunitario se denominan modificación deinteracciones o efectos indirectos mediados porrasgos (Wootton 1994, Abrams et al. 1996).Estos se traducen en una alteración de laarquitectura de interacciones entre laspoblaciones que componen una comunidad.

Por otro lado, tanto los efectos letales comolos subletales que los contaminantes ejercensobre una población determinada tienen elpotencial de propagarse a través de toda la redde interacciones ecológicas, con consecuenciasdifícilmente predecibles a partir de lainformación obtenida desde ensayos de

Fig. 4: Tasa de ingestión relativa de A. tonsacomo función de la concentración de ciperme-trina. Se muestran los mismos datos utilizadospara la Fig. 3, pero estos se muestran por répli-ca (círculos negros) y como distancias respectodel control. La línea continua muestra un mo-delo logístico ajustado a estos datos (r2 = 0.84).Relative ingestion rate of A. tonsa as a function of cyper-methrin concentration. Same data for Fig. 3 is used here;however, these are depicted as replicates and in terms ofdistances from the control. The continuous line indicates alogistic model fitted to the data (r2 = 0.84).


Fig. 5: Alteración mediada por contaminantesde la respuesta poblacional al riesgo de depre-dación. A: en ausencia de depredadores y con-taminantes la tasa de crecimiento de la pobla-ción x es reducida solo por gastos demantenimiento (flechas inferiores descenden-tes). B: en presencia de depredadores (y) la po-blación x percibe la señal de riesgo (k, en gris)y transita a un estado defendido x’, en el cualse reduce la depredación al costo de incremen-tar el gasto. Un contaminante (s) puede emularla señal de depredación con el consiguiente au-mento del gasto de mantenimiento de x’ (C), oinhibir (indicado por X) la transición al estadodefendido en presencia de depredadores con elconsiguiente aumento de la mortalidad por de-predación (D). Las flechas terminadas en puntay en círculo representan efectos positivos y ne-gativos respectivamente. El espesor de las fle-chas indica su magnitud relativa.Stressor-mediated alteration of the population response topredation risk. A: in the absence of predators or stressors,the growth rate of population x is reduced only by themaintenance expenditure (bottom downward arrows). B: inpresence of predators (y) population x perceives the risksignal (k, in grey) and transits to a defended state x’, inwhich predation is reduced at a cost of an increased expen-diture. A stressor (s) can emulate the predation signal withthe subsequent increase in maintenance expenditure of x’(C), or inhibit (shown by X) the transition to defendedstate in presence of predators with the subsequent increasein predation-driven mortality (D). Links ending inarrowheads and circles represent positive and negativeeffects, respectively. Relative strength is indicated by thethickness of links.

Fig. 6: Propagación dentro de la comunidad delos efectos de un contaminante (s). A: efectosindirectos mediados por densidad, propagándo-se por las especies a, b, c y d. B: efectos indi-rectos mediados por rasgos, propagándose porlas especies a, b y c. Las flechas terminadas enpunta y en círculo representan efectos positivosy negativos respectivamente. Nótese que entrelas especies b y c existe una interacción negati-va/positiva, tipo depredador-presa.Propagation within a community of the effects of a stressor(s). A: density-mediated indirect effects propagatingthrough species a, b, c, and d. B: trait-mediated indirecteffects propagating through species a, b, and c. Links en-ding in arrowheads and circles represent positive and ne-gative effects, respectively. Note that between species band c there exists a negative/positive interaction of thetype predator-prey.

especies aisladas. La transmisión de los efectosderivados de la exposición a contaminantes seproduce por una cadena de interaccionesdirectas entre especies físicamente vinculadas(Wootton 1994), fenómeno también llamadoefecto indirecto mediado por densidad (Abramset al. 1996) (Fig. 6A), o bien a través de laalteración de la magnitud de interacción entrepares de especies directamente conectadas (Fig.6B). El potencial de propagación de un efectonocivo generado por contaminantes depende deatributos globales tales como el número deespecies interactuantes, la densidad deinteracciones, y los patrones específicos deconexiones entre las especies componentes dela comunidad (ver Pascual & Dunne 2006).

Existen dos aproximaciones teóricas queaparecen adecuadas para la representación yestudio de este tipo de efectos complejos enensambles mult ivariados. La primeracorresponde a la modelización cualitativa desistemas complejos basada en el análisis de lamatriz comunitaria, también llamada análisisde ciclos o loop analysis (ver Puccia & Levins1985, Dambacher & Ramos-Jiliberto 2007).Esta aproximación permite evaluar la


estabilidad local de sistemas ecológicosmultiespecíficos y los cambios en densidad deequilibrio de las poblaciones componentescomo respuesta a al teraciones en eldesempeño local de una o varias poblacionesprimariamente afectadas por un estresante. Lasegunda, es la aproximación de sistemascomplejos derivada de la mecánica estadística(Albert & Barabási 2002, Newman 2003,Pascual & Dunne 2006), que permiteestablecer asociaciones entre la arquitecturade grandes ensambles y sus propiedadesdinámicas globales, tales como la fragilidad yrobustez de la red ecológica completa aperturbaciones específicas como la extinciónlocal de especies (Valdovinos et al. 2009,Ramos-Jiliberto et al. 2009).

CONCLUSIONES Y PROPUESTAS

La acuicultura se ha transformado en unimportante componente de la economía nacionaly su aporte será significativo en el proceso deconvertir a Chile en una potencia alimentaria.Sin embargo, la estrecha relación que posee conel ambiente genera conflictos que son hoy degran interés público. La aplicación de lametodología VICH indicada en el InstructivoTécnico para el Registro de ProductosFarmacológicos elaborado por el SAGrepresenta un importante avance hacia el controlde los impactos que podría generar la liberaciónde VMP utilizados para el control de parásitos yotras enfermedades que afectan a los organismosen cultivo. Los métodos propuestos por estametodología permiten obtener información sobrelos niveles de exposición que produce cambiosen la mortalidad, crecimiento, reproducción yfisiología de los organismos no objetivo que sonexpuestos. Sin embargo, este tipo de ensayos noreflejan lo que ocurre luego de unaadministración real de VMP, no permitenrelacionar los efectos observados conalteraciones demográficas naturales y noentregan información sobre los efectosindirectos que podrían ocurrir en ecosistemasmultiespecíficos complejos.

El objetivo principal de la evaluación deriesgo ambiental es cuantificar la probabilidadque el producto estudiado produzca un efectoadverso en poblaciones y comunidadesecológicas (Forbes et al. 2008). Lo anterior dado

que es a este nivel de organización natural que elefecto sobre los servicios y funciones queentrega la naturaleza es relevante. Por un lado,buena parte de las disminuciones poblacionalesseveras son generadas por cadenas de efectosque involucran a un conjunto amplio de especies(Griffen & Drake 2008), y por otro, es solo aeste nivel que la sociedad en general puedepercibir las variaciones producidas por eldesarrollo de actividades productivas. En otraspalabras, aun cuando no se altere directamente aespecies carismáticas o económicamenteimportantes (i.e. cisnes, choritos, etc.), losefectos de una actividad productiva generaránpreocupación social a posteriori si se asocian auna variación observable de la abundancia depoblaciones locales naturales.

Considerando que la relación entre losefectos individuales y la dinámica depoblaciones y comunidades expuestas es pordefecto compleja y no lineal (Ferson et al.1996), la aplicación de un mayor esfuerzo en eldesarrollo de una aproximación mixta, en quese ejecuten experimentos controlados a mayorescala que la usual (más especies, mayorvolumen, tiempos más largos) junto a lamodelización de sistemas ecológicos, surgecomo una mejor alternativa para la correctaextrapolación de los potenciales impactosasociados a la util ización de VMP enacuicultura. En este contexto, laexperimentación con mesocosmos aparececomo una posibilidad eficiente, que combinauna escala aceptable de trabajo con laposibilidad de control experimental yreplicación. Como se describe en la Fig. 7, eltrabajo con micro y mesocosmos permitiría laobservación de los efectos directos e indirectosque la utilización del producto produce en lascomunidades expuestas, así como unaestimación de las posibilidades de recuperaciónque tendrían los sistemas ecológicos naturales(Medina et al. 2004).

En EE.UU. y países de la comunidadEuropea, la utilización de mesocosmos ha sidopropuesta como una metodología orientada aconfirmar y ampliar la información surgida delos estudios que se efectúan en laboratorio(SETAC 1991; SETAC-RESOLVE 1992). Sinembargo, en el contexto del Instructivo Técnicopara el Registro de Productos Farmacológicos,la aplicación primaria de este tipo de estudiosentregaría evidencia suficientemente confiable


Fig. 7: Nueva propuesta, en forma de árbol de decisiones, para la estimación de riesgo ambiental deVMPs utilizados en acuicultura.A new proposal, in form of a decision tree, for the ecological risk assessment of VMPs used in aquaculture.


para el análisis de riesgo y la consecuente tomade decisión basada en su evaluación. Ladeterminación de efectos en la estructura yfuncionamiento de los mesocosmos utilizadospermitiría una decisión informada en relaciónal registro, que consideraría las respuestas quepreocupan a los especialistas y a la sociedad engeneral. Una vez conocidos los efectos yestimado el riesgo a nivel comunitario medianteel uso de mesocosmos, el estudio podría (de sernecesario) proseguir mediante la aplicación de lametodología VICH en forma inversa. Si en laprimera etapa se detectan efectos adversos anivel comunitario, proponemos derivar hacia laindagación de los mecanismos poblacionales quegeneran los efectos comunitarios observados. Deeste modo, se posibilita el diseño de estrategiascientíficamente fundadas para la mitigación y/orediseño de procedimientos para la correctautilización del VMP. En este caso, los resultadosobtenidos en el mesocosmos deberán seranalizados para identificar los componentes delsistema (poblaciones e interacciones)responsables de las variaciones estructurales ofuncionales observadas en la comunidad. En estaetapa, el efecto del producto sobre la estructuray dinámica de las poblaciones sensiblesidentificadas deberá ser determinando medianteel desarrollo de bioensayos en laboratorio queconsideren diferentes fases del ciclo de vida delos organismos, apoyado por métodos demodelación y análisis demográficos. Así, sepodrá identificar los mecanismos de niveljerárquico inferior responsables de lasalteraciones a nivel comunitario. Con ello, seestablece el tipo de organismo (e.g. edad, sexo)y los procesos individuales (e.g. fecundidad,desarrollo, metabolismo) más sensibles al VMPespecífico.

Esta etapa podrá continuar con el análisis delos efectos que el VMP produce a nivelindividual, considerando las observaciones a lametodología VICH efectuadas en estedocumento (i.e. utilización de organismos ytiempos adecuados; utilización de diseñosregresionales). La medición de respuestas a estenivel entregaría mayor información sobre lasmodificaciones que se deben efectuar a lasestrategias de uso del VMP para evitar efectosambientales significativos y lograr así suregistro (ver Fig. 7).

Por otro lado, si la evaluación del VMP conmesocosmos no arroja efectos en la estructura

y/o funcionamiento de la comunidad estudiada,los datos deben ser analizados con el objeto dedescartar posibles alteraciones en loscomponentes de la comunidad. Si el análisisarroja variaciones en la abundancia o estructurade especies carismáticas, amenazadas oeconómicamente importantes, la mismaevaluación poblacional e individual descritaanteriormente deberá ser aplicada con laintención de buscar medidas de mitigación onuevas estrategias de aplicación.

Si bien diferentes tipos de mesocosmos hansido descritos en la literatura científica con elobjeto de evaluar el riesgo ambiental asociado aproductos liberados al ambiente (ver Medina etal. 2004), la mayoría corresponde a ambientesdulceacuícolas, siendo escaso el desarrollo demescosmos marinos (Kuiper 1977, Medina etal. 2004). En los últimos años, Chile haavanzado en forma significativa en elconocimiento oceanográfico y limnológico desus cuerpos de agua y cuenta con grupos deinvestigadores altamente competentes teórica ymetodológicamente en el ámbito de la ecologíacientífica. El nivel alcanzado permitiríadesarrollar este t ipo de estudios multi-específicos con una sólida base técnico-científica. Sin embargo, la heterogeneidad delos ecosistemas acuáticos (costero, fiordos,canales, ríos, lagos) y la escasa experienciaexistente sobre este tipo de trabajos en elmundo y en Chile en particular, obligan ainvertir recursos y tiempo en el desarrollo deprocedimientos fiables que aseguren lareplicabilidad de los resultados y permitan así,aprovechar todo el potencial que estametodología tendría en su aplicación. Medianteel desarrollo de una metodología general, quesea aceptada por todas las partes involucradas(i.e. autoridad, científicos, empresa, sociedad),la evaluación de riesgo ambiental utilizandoesta aproximación empírico-teórica permitiráobtener la evidencia necesaria para revelar laposible ocurrencia de efectos causantes decambios en la estructura, dinámica yfuncionamiento de los ecosistemas expuestos.

AGRADECIMIENTOS

Los autores agradecen las sugerenciasefectuadas por dos revisores anónimos, las quemejoraron el artículo significativamente. R.R.-


J. agradece financiamiento parcial de proyectoFONDECYT 1090132.

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Editor Asociado: José Miguel FariñaRecibido el 29 de octubre de 2008; aceptado el 8 de junio de 2009


APÉNDICE

Determinación del Riesgo Ambiental (modifica-do de Medina & Encina 2003).

La determinación del riesgo ambiental puedeser definido como el proceso de caracterizacióny estimación de la probabilidad que efectosadversos hayan ocurrido, estén ocurriendo ovayan a ocurrir en la naturaleza comoresultados de actividades antropogénicas (Suter1995). Básicamente el riesgo ambiental de unasustancia se determina cualitativamentemediante la estimación de la razón entre laconcentración ambiental esperada (PEC) y laconcentración sin efecto ecológico (PNEC), através de su cociente (RQ = PEC/PNEC). Unfactor de evaluación o de incertidumbre (FI)puede también ser aplicado a los datosecotoxicológicos existentes para así considerarel posible error en las mediciones, lasvariaciones en la manipulación de lainformación, la estocasticidad, la variabilidadnatural del sistema, y los supuestos que sedeben asumir frente a la falta de información encada una de las etapas de la evaluación (Suter1995, Norton et al . 1995). Los FI sonconstantes y se aplican según el nivel de

incertidumbre que se tenga en la variableestudiada. Se considera que existe riesgo si elvalor del cuociente es mayor que uno (PEC >PNEC). Por el contrario, si el valor delcuociente es menor que uno (PEC < PNEC) seconsidera que la presencia del agentecontaminante, en el lugar estudiado y a lasconcentraciones esperadas, no representa unriesgo para el ecosistema.

El riesgo ambiental también puede serevaluado utilizando un método probabilístico.En este, la incertidumbre es cuantificadaconsiderando los supuestos hechos en laestimación y en la combinación de losparámetros involucrados (Suter 1995). Adiferencia del método del cociente, el métodoprobabilístico combina estocásticamente ladistribución de posibles PEC con ladistribución de los posibles efectos (PNEC),generando distintos valores del cociente deriesgo (Van Leeuwen & Hermens 1995). Estasdistribuciones son determinadas mediantemodelos que integran algorítmicamente lasdistintas variables que intervienen en el nivelde exposición y en el efecto de un agentecontaminante.

Direcciones futuras de la ecotoxicología en Chile

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