modelacion calidad de aguas en cuencas baker y pascua

0
Ancho (m)
2000
1000
Embalse Pascua 2.1
Geometría, estructura térmica y patrón de flujo (verano)
Adquisición de datos de sondas de registro continuo
Modelo Conceptual Simplificado
Embalses Río Baker Río Pascua
RÍO
TRANSICIÓN
LAGO / EMBALSE
Profundidad (m)
Temperatura (ºC)
Viento
Termoclina superficial
Sonda CTD YSI
(Temp., CE, Prof.)
Leyenda vector
velocidad
m/s
Estratificación profunda
Distancia a la presa (km)
MODELACION CALIDAD DE AGUAS EN CUENCAS
BAKER Y PASCUA
SEPTIEMBRE 2009
ÍNDICE

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 1 de 33
RESUMEN EJECUTIVO
HIDROAYSEN S.A. tiene proyectado desarrollar el potencial hidroeléctrico en
los ríos Baker y Pascua, en el sur de la XI Región de Aysén del General Carlos
Ibáñez del Campo, mediante la construcción de un conjunto de cinco centrales
hidroeléctricas en dichos ríos, además de una central de pasada en el río Del
Salto, para el abastecimiento de faenas durante la etapa de construcción del
Proyecto Hidroeléctrico Aysén (PHA).
En dicho contexto se solicitó al Centro de Ecología Aplicada Ltda. el desarrollo
de un estudio del efecto de la operación de las centrales sobre la calidad de las
aguas de los ríos Baker, Pascua y Del Salto, sobre la base de información de
línea de base disponible y modelaciones computacionales.
La modelación de calidad de aguas tiene por objetivo determinar los cambios
generados ante diferentes escenarios hidrológicos y de operación de las
centrales en los ríos Baker, Pascua y Del Salto, mediante el uso de modelos
matemáticos acoplados a un modelo de escurrimiento.
Las cuencas de los ríos Baker, Pascua y Del Salto se sitúan en la zona
meridional de la Región Aysén, próximo a los Campos de Hielo Norte y
Campos de Hielo Sur. La mayoría de los ríos de la región tienen su origen en el
sector trasandino de los Andes, atravesando la cordillera para desembocar en
el Océano Pacífico. Tienen gran pendiente y son muy caudalosos producto de
lo angosta que se presenta la Cordillera de los Andes, los principales ríos de la
región son el Baker, Pascua, Palena, Aysén, Cisnes y Bravo. Por su parte, los
lagos son compartidos en su mayoría con Argentina, destacándose el Lago
General Carrera que es el de mayor superficie de Chile, seguido por el
O’Higgins y el Cochrane.
Metodología general
Para la modelación de calidad de las aguas es necesario conocer el
funcionamiento de los ríos y embalses, los cuales son regulados principalmente
por las condiciones climáticas, el caudal y los nutrientes, entre otros factores.
Sin embargo, no todos los factores tienen la misma jerarquía en cuanto a su rol
como factor regulador de su funcionamiento. En este sentido, los factores
relevantes en términos de calidad del agua en el comportamiento de los ríos,

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embalses, estuarios y fiordos, están dados por las condiciones climáticas que
son de orden superior y que controlan a su vez la hidrodinámica, la
temperatura y otros componentes, a través de los mecanismos de radiación,
vientos, lluvias y la presencia de glaciares.
En la Figura R.1 se presenta la jerarquía de los factores relevantes en términos
de calidad del agua, donde se observa que los factores físicos son los más
importantes, luego los químicos y los biológicos.
Figura R-1. Representación conceptual de los distintos componentes de un ecosistema
y su jerarquización.
En especial en los embalses, el comportamiento de la calidad del agua está
íntimamente relacionada con los factores biológicos como el proceso de
eutroficación, que de acuerdo con numerosos autores, entre los que se
encuentran: Welch, 1952; Sawyer, 1966; Fruh et al., 1966; Golterman, 1973
y Margalef, 1983, existe un grupo de características morfométricas
(profundidad, margen de la cuenca, etc.), químicas (oxígeno y nutrientes) y
biológicas (productividad biomasa, especies indicadoras, etc.) que definen los
principales estados tróficos.

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Existen Índices de Estado Trófico que representan un esfuerzo por entregar un
índice cualitativo, con el propósito de clasificar y ordenar los cuerpos de agua
como lagos, ríos y embalses, desde el punto de vista de la evaluación de la
calidad del agua. Entre otros índices, están los propuestos por Carlson (1977),
que considera distintos parámetros para evaluar el Índice de Estado Trófico:
uno utiliza la transparencia o turbiedad, otro lo hace utilizando las
concentraciones de clorofila-A y finalmente, se utilizan también los niveles de
fósforo.
Smith et al. (1999), sintetizó y planteó valores límites de concentraciones para
algunos de los parámetros propuestos por Carlson (Clorofila-A, Fósforo Total) y
además, consideró el Nitrógeno Total. De este modo, la clasificación trófica
estará dada por el valor que presenten dichos parámetros dentro de un cuerpo
de agua (ríos, lagunas o mares).
En el presente informe se utilizan los límites y clasificaciones propuestos por
Smith et al. (1999), los que se muestran en la Tabla R.1. Estos estados de
eutroficación en función de los nutrientes, son estados potenciales de alcanzar
en los sistemas acuáticos, ya que los procesos de eutroficación están
controlados por factores físicos (climáticos) de orden superior que imponen,
por ejemplo en los ríos Baker y Pascua, condiciones limitantes de temperatura
en invierno y condiciones de baja penetración de luz en verano, debido a la
presencia de sólidos suspendidos proveniente de los deshielos.
Tabla R.1: Límites y clasificación de trofía. Smith et al.(1999).
Cuerpo
Agua
Lagos
Ríos
Mares
de
Estado Trófico Nitrógeno Total
[mg/L]
Fósforo Total
[mg/L]
Clorofila-A
[ug/L]
Oligotrófico 25
Oligotrófico 30
Oligotrófico 0,04 >5

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 4 de 33
Segmentación para la modelación
En una primera fase la modelación de calidad de aguas se concentra en
estudiar el comportamiento del contenedor hidrodinámico y sus principales
variables como temperatura y caudal, en función de las variables climáticas
como radiación, vientos, precipitaciones, entre otras; a través de un modelo
hidrodinámico, que sirve de plataforma para la modelación de la calidad del
agua.
A este modelo hidrodinámico, se le acopla un modelo que da cuenta del
comportamiento de las variables como clorofila, nutrientes (fósforo total y
nitrógeno total), concentración de oxígeno disuelto, sólidos en suspensión y
salinidad según corresponda a ríos, embalses, estuarios o al fiordo. A este
conjunto se le denomina modelo de calidad de aguas del sistema acuático.
Para simplificar el proceso de modelación, se segmenta el sistema acuático en
modelos de ríos, embalses, estuarios y fiordo. Los modelos de calidad de las
cuencas de los ríos Pascua y Baker son parte de un modelo integrado de
simulación que involucra a los embalses, ríos, estuarios y al fiordo para el PHA,
con el objetivo de evaluar en el largo plazo el efecto sobre la calidad de
algunos elementos físico-químicos y biológicos de interés ambiental, producto
de la construcción de las centrales Baker 1, Baker 2, Pascua 1, Pascua 2.1 y
Pascua 2.2 (Figura R.2).
Figura R.2. Modelo funcional que integra modelos parciales de ríos, embalses, estuario
y fiordo en un perfil esquemático.

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Considerando las características del proyecto y la distribución de sus centrales,
el río Baker se ha subdividido en un tramo de río antes del embalse Baker 1
(RBK1), el embalse Baker 1 (BK1), un tramo de río entre Baker 1 y Baker 2
(RBK1-BK2), el embalse Baker 2 (BK2), el tramo de río entre Baker 2 (RBK3) y
la desembocadura (Figura R.3). Para la evaluación del estuario se considera el
dominio entre 8 km aguas arriba de la desembocadura y el sector en el fiordo
donde se produce el quiebre topográfico del cauce del río. Finalmente, el fiordo
se considera entre la desembocadura de los ríos Baker y Pascua y el límite de
éstos con el canal Baker.
Para el caso del Pascua (Figura R.4), se considera el tramo antes de Pascua 1
(TRP1), los embalses Pascua 1, 2.1 y 2.2 (Embalse Pascua) como un solo
embalse y el tramo de río desde Pascua 2.2 a desembocadura (TRP2).
Figura R.3. Segmentación de los distintos ambientes de modelación en el río Baker.

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Figura R.4. Segmentación de los distintos ambientes de modelación en el río Pascua.
Enfoque de la Modelación
Para la evaluación de los cambios de calidad del agua por efecto de la
construcción del PHA, se ha considerando la condición de línea de base de
calidad del agua, la que es comparada con una representación modelada de
calidad del agua bajo las condiciones de diseño y operación del PHA.
Un modelo numérico es una representación utilizada para simular las
condiciones ambientales y su respuesta ante estímulos o impactos
determinados. Una vez que el modelo ha sido seleccionado o construido,
pueden ser evaluados los efectos de la acción propuesta y sus alternativas.
Los modelos de calidad de aguas tienen por finalidad, determinar las nuevas
concentraciones de contaminantes del cuerpo de agua en cada punto y a lo
largo del período de interés, cuando las condiciones de modificación y el
estado inicial son conocidos.
El objetivo del desarrollo de cualquier modelo de calidad de agua, es producir
una herramienta que tenga la capacidad de simular el comportamiento de las

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componentes hidrológicas y de calidad de un cuerpo de agua. El desarrollo de
esta herramienta para simular el comportamiento del prototipo, se hace
aplicando un modelo matemático.
Como se mencionó anteriormente, los factores relevantes que controlan el
comportamiento de los ríos, embalses, estuarios y fiordos en términos de la
calidad del agua, están dados por las condiciones climáticas que son de orden
superior y que controlan a su vez la hidrodinámica, la temperatura y la luz, a
través de los mecanismos de radiación, nubes, vientos y lluvias.
En la actualidad existen varios modelos numéricos para la evaluación del
estado trófico, que incluyen los modelos de río, embalse y estuario. Estos
modelos permiten efectuar una evaluación del comportamiento hidrodinámico
de los sistemas y cuya calibración se puede realizar a través de datos de
temperatura y/o salinidad. Estos modelos llevan acoplados modelos de calidad
del agua, que permiten hacer simulaciones en el tiempo para evaluar el
comportamiento de variables de calidad química y biológica.
La aproximación metodológica para llegar a describir y modelar la calidad del
agua de los sistemas acuáticos asociados al PHA, se basa en la secuencia de
varias etapas en las que se van recopilando los antecedentes existentes u
otras mediciones de terreno específicas, tales que permitan realizar el análisis
de los datos orientados a describir el comportamiento del conjunto de los
sistemas acuáticos en estudio.
La recopilación de antecedentes está orientada a definir la fuente de los datos
utilizados en el presente estudio. Los antecedentes se componen de diversos
campos, como los registros meteorológicos, estadísticas hidrológicas,
morfología, calidad fisicoquímica y biológica, entre otros.
En base al análisis de la información, se pudo describir la estructura de los
sistemas y su funcionamiento. Cada uno de los sistemas (ríos, embalses,
estuarios y fiordo) tendrán un comportamiento que está dominado
principalmente por procesos físicos de gran, media y pequeña escala, como
por ejemplo: las variables forzantes meteorológicas, procesos de mezcla debido
al escurrimiento y viento, u otros procesos, como la cuña salina que se puede
localizar en sectores acotados del estuario.
Para tener un punto de referencia para analizar los potenciales efectos de la
construcción y operación del PHA, es necesaria una caracterización con las

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condiciones basales de calidad de aguas, tanto en el tiempo como en el
espacio . Esta caracterización debe considerar las condiciones hidráulicas,
fisicoquímicas y biológicas del área de estudio antes del proyecto, así como,
los rangos de variación natural.
El análisis histórico de la información, incluye los valores de los parámetros
obtenidos en las campañas de línea de base llevadas a cabo durante agosto y
noviembre 2006 y enero 2007, y las campañas del informe complementario
realizadas durante septiembre y noviembre de 2007, enero y abril de 2008 y
enero y febrero de 2009.
La descripción de los sistemas acuáticos locales en base a la información
disponible y de la caracterización de las condiciones basales, permitirá generar
los patrones de comportamiento que deberán cumplir los sistemas, lo cual
representará una forma de validación de los modelos empleados. Si bien, la
descripción de los sistemas locales son representaciones puntuales en el
tiempo, son lo suficientemente fuertes como para utilizarla en la
calibración/validación de los modelos.
Discusión metodológica
Una vez conceptualizado el modelo de funcionamiento para cada uno de los
sistemas de ríos, embalses, estuarios y fiordo Aysén, se eligió el modelo
numérico a aplicar. En el caso de ríos, compuestos por sistemas muy alargados
y de altura y ancho reducido, es esperable que debido a los altos niveles de
turbulencia asociados a éstos, los distintos constituyentes se encuentren bien
mezclados tanto en la dirección vertical como transversal al flujo,
registrándose los mayores gradientes en la dirección del flujo. Por esto, se
utilizó el modelo unidimensional HEC-RAS, el que permite calcular el eje
hidráulico del sistema y la variación temporal de la calidad de sus aguas en la
dirección del flujo.
En el caso de los embalses proyectados, se escogió el modelo bidimensional
promediado transversalmente CE-QUAL-W2, el cual cumple con las
características de modelación requeridas, ya que los embalses proyectados
poseen una geometría alargada, fuertes caudales y vientos asociados, lo que
produce que presenten gradientes horizontales importantes, inducidos por la
acción del viento y dinámica de los flujos de entrada orientados a romper la
unidimensionalidad vertical del sistema.

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Para la modelación de los fiordos se utilizó el software MOHID (3D), el cual
permite la modelación de áreas costeras y estuarinas de compleja batimetría y
topografía, a través del anidamiento de una vía (Braunsweig et al., 2004). Este
es un sistema numérico para la modelación tridimensional de ecosistemas
acuáticos.
Recopilación de antecedentes
Los antecedentes utilizados para la modelación son: registros meteorológicos,
estadísticas hidrológicas, antecedentes de morfología, de calidad fisicoquímica
y biológica del agua, y oceanografía física y química.
Los antecedentes recopilados fueron los necesarios para realizar la modelación
de calidad de aguas y la calibración del modelo, bajo un escenario de Línea
Base (Situación sin Proyecto) y los escenarios asociados al funcionamiento de
las centrales hidroeléctricas del PHA.
Antecedentes meteorológicos
Consideran la información existente disponible en el estudio de impacto
ambiental (EIA PHA, acápite 4.3.1 Clima y Meteorología) y la recopilación
antecedentes meteorológicos efectuado en las estaciones que se presentan en
la Tabla R.2 para el periodo Mayo 2006 –Enero 2009.
Esta información fue recopilada durante Marzo/Abril 2009 de la base datos
DGA en línea, posteriormente fue analizada y se utilizó la más representativa
para cada caso (Cochrane, Baker en angostura Chacabuco, Pascua en desagüe
Lago O’Higgins y Pascua antes junta Lago Quetru).
Adicionalmente, fue necesario extender o estimar series meteorológicas,
particularmente variables relacionadas con la magnitud del viento y la radiación
solar.

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Tabla R.2 Estaciones meteorológicas
Estaciones Resp Este Norte
Cochrane DMC 685,466 4,766,264
EMB1 (Central Baker 1) PHA 680,493 4,777,968
EMPY (Puerto Yungay) PHA 624,871 7,689,850
EMP2.2 (Central Pascua 2.2) PHA 639,517 4,665,892
EMQ1 (Sector Desagüe Lago G. Quirós) PHA 646,986 4,644,182
EMSL (Relleno Sanitario San Lorenzo) PHA 683,593 4,759,455
EMCMT (CMT Pascua) PHA 642,301 4,664,555
EMP1 (Lago Chico) PHA 646,986 4,644,182
EMDS (Del Salto) PHA 676,948 4,755,452
EMLB (Laguna Balboa) PHA 642,072 4,692,166
Pascua en desagüe Lago O´Higgins DGA 649,082 4,638,669
Pascua antes junta Lago Quetru DGA 641,897 4,664,186
Baker en desagüe Lago Bertrand DGA 665,037 4,788,997
Baker en angostura Chacabuco DGA 671,951 4,776,135
Baker bajo los Ñadis DGA 652,276 4,736,826
Antecedentes hidrológicos
Las estadísticas fluviométricas disponibles en las cuencas del río Baker y
Pascua fueron obtenidas del estudio elaborado por Ingendesa (2007) y del
banco nacional de aguas de la Dirección General de Aguas (DGA). El resumen
de las estaciones consideradas se presenta en la Tabla R.3.
Tabla R.3: Estaciones fluviométricas DGA.
ID
Estación
Ubicación
Fecha
Latitud Longitud Inicio Término
1 Baker en desagüe lago Bertrand 47°01´40´´ 72°49´30´´ May 63 -
2 Baker en Angostura Chacabuco 47°08´30´´ 72°43´45´´ Dic 76 -
3 Baker en Colonia 47°21´00´´ 72°51´00´´ Abr 63 Mar 90
4 Baker bajo Los Ñadis 47°30´00´´ 72°58´30´´ May 75 -
5 Chacabuco antes junta Baker 47°07´00´´ 72°34´30´´ Mar 78 Jul 90
6 Río Del Salto antes junta Baker 47°17´25´´ 72°41´00´´ Nov 79 Dic 00
7 Pascua en desagüe lago O’Higgins 48°23´00´´ 72°59´00´´ Ene 62 -
8 Pascua antes junta Quetru 48°09´20´´ 73°05´20´´ Abr 78 -
Fuente: Ingendesa (2007), citado en Estudio de Impacto Ambiental del PHA.

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Se utilizan las series de tiempo de caudales medios diarios obtenidos de los
Servicios Satelitales en Tiempo Real de la DGA durante el periodo Mayo 2006
– Enero 2009 en las estaciones Río Baker Desagüe Lago Bertrand, Baker en
Angostura Chacabuco, Pascua en desagüe Lago O´Higgins, Pascua antes junta
Quetru. Adicionalmente, fue necesario estimar caudales medios diarios para
algunos afluentes que no cuentan con estadísticas de caudales medios diarios
en ese período o no cuentan con control fluviométrico.
Para realizar la caracterización hidrológica del río Baker, fue necesario
complementar la información hidrológica disponible para la elaboración del EIA
del PHA. En particular, fue necesario generar una serie de tiempo de caudales
medios diarios para los ríos Chacabuco, Nef, Cochrane, del Salto, Colonia,
Ñadis, Ventisquero y del Paso.
En el caso de la caracterización hidrológica del río Pascua, fue necesario
complementar la información hidrológica disponible de acuerdo a lo indicado en
estudio elaborado por Ingendesa (2007). En particular, fue necesario generar
una serie de tiempo de caudales medios diarios para los lagos Gabriel Quirós,
Quetru, Borquez y Bergues.
Antecedentes morfológicos
Para el Río Baker se identificaron tres zonas con diferentes condiciones
morfológicas a partir de la información cartográfica del IGM, sobrevuelo por el
río Baker, y experiencia de terreno (Fuente: Anexo D, Apéndice 4 del EIA PHA: 1)
Morfología tipo cascada, 2) Regiones con canal recto con secuencia de rápidos
y pozas, y 3) Río trenzado.
Para el río Pascua, a partir de información cartográfica del IGM, sobrevuelo por
el río Pascua y experiencia de terreno, se logró distinguir condiciones distintas
en la zona alta, aguas arriba de Central Pascua 2.2 y zona baja, aguas abajo de
Central Pascua 2.2 (Fuente: EIA PHA 2008, Apéndice D, Apéndice 4). 1)
Morfología tipo cascada (Zona Alta) y 2) Río meandroso con posibilidad de
desarrollo local (Zona baja).
Antecedentes de parámetros físicos, químicos y biológicos
Las estaciones de muestreo se ubicaron en el curso principal y en los
tributarios, en la cuenca de los ríos Baker y Pascua. Se tomaron muestras en
ocho periodos estacionales los que se presentan en la Tabla R.4.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 12 de 33
Tabla R.4 Periodos de muestreo de los estudios de calidad de agua en los ríos Baker y
Pascua.
Campaña
Agosto de 2006
Noviembre de
2006
Enero de 2007
Septiembre de
2007
Noviembre de
2007
Enero de 2008
Abril de 2008
Enero -
febrero2009
Sectores estudiados
Sector río Baker Sector río Pascua
Lago Bertrand a Lago Chico a Lago
laguna Vargas Quetru
Lago Bertrand a Lago Chico a Lago
laguna Vargas Quetru
Lago Bertrand a Lago Chico a Lago
laguna Vargas Quetru
Tramo inferior del río, Tramo inferior del río,
incluye Estuario incluye Estuario
Tramo inferior del río, Tramo inferior del río,
incluye Estuario incluye Estuario
Tramo inferior del río, Tramo inferior del río,
incluye Estuario incluye Estuario
Tramo inferior del río, Tramo inferior del río,
incluye Estuario incluye Estuario
Río, fiordo, estuario y Río, fiordo, estuario y
Lagos
Lagos
Periodos de muestreo
7 – 17 de agosto de
2006
13 – 27 de noviembre
de 2006
4 – 15 de enero de
2007
5 – 29 de septiembre de
2007
20 – 28 de noviembre
de 2007
28 – 30 de enero de
2008
29 de abril – 9 de mayo
de 2008
10-31 Enero
Febrero de 2009
Para las modelaciones se utilizaron los registros de: Temperatura, Salinidad,
Clorofila, nutrientes (Ortofosfato, Fósforo Total, Nitrógeno de Amonio,
Nitrógeno de Nitrato, Nitrógeno de Nitrito, Nitrógeno Orgánico Total, Sílice,
DBO5, Oxígeno Disuelto, Sólidos Totales Suspendidos, Cadmio y Mercurio.
Estos últimos dos se usaron en el modelo de Bioacumulación del presente
estudio.
Finalmente, el análisis se basa en los valores de las campañas realizadas en
estaciones de verano e invierno entre los años 2006 y 2009, dado que las
grandes variaciones en los parámetros se manifiestan entre estos períodos,
debido a los regímenes nivales de caudales que presentan los ríos y a que
presentan una mayor distribución superficial.
Antecedentes adicionales de parámetros físicos químicos
Como parte de la caracterización del sistema de cuerpos de agua, ha sido
necesario efectuar campañas de medición e instalación de sensores de sondas
multiparamétricas CTD de registros continuo para registrar el comportamiento
de los lagos aledaños y los tramos inferiores de los ríos Baker y Pascua,
incluyendo las zonas del fiordo cercanas a sus desembocaduras.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 13 de 33
Esta información da soporte a la descripción física de los sistemas y sustenta
parte de la modelación numérica de hidrodinámica y calidad de aguas. Los
cuatro grupos de antecedentes considerados son:
• Perfiles CTD (conductividad, temperatura y profundidad) en los tramos
inferiores de los ríos Baker y Pascua efectuados durante 2007 y 2008.
• Medición continua con sondas multiparamétricas ancladas en los
tramos inferiores de los ríos Baker y Pascua, efectuada durante enero -
febrero de 2009.
• Perfiles CTD en lagos aledaños, efectuados durante enero - febrero de
2009.
• Perfiles CTD en el fiordo, cercano a zona de desembocadura de los ríos
Baker y Pascua, durante enero - febrero de 2009.
Estimación de la biomasa sumergida
Para realizar una completa modelación de la calidad de aguas de un proyecto
de construcción de una central hidroeléctrica, es necesario considerar la
biomasa que será inundada en el momento en que dicha central comience su
fase operacional.
La biomasa al entrar en contacto con el agua puede comenzar su degradación,
generando nutrientes (fósforo, nitrógeno y carbono mayoritariamente), los
cuales entran en el sistema acuático provocando de esta manera un aporte en
las concentraciones de la columna de agua. Esta mayor concentración de
nutrientes dentro del sistema acuático, podría eventualmente modificar el
estado trófico del sistema y consecuentemente provocar un cambio en la
calidad de las aguas.
Antecedentes de oceanografía física
Las campañas de mediciones de corrientes Eulerianas, marea y vientos
utilizadas para la calibración y verificación del modelo, se realizaron entre los
meses de febrero y mayo de 2009. Las Tablas 3.10 y 3.11 presentan las
características de las mediciones de Corrientes y Marea del Sector Río Baker y
Río Pascua, respectivamente.
Como los registros de la dirección de las corrientes y vientos son referidos
originalmente al norte magnético, éstos fueron referidos al norte geográfico,
empleándose para tal efecto, la corrección de desviación magnética local. Con

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 14 de 33
la información registrada (datos cada 10 minutos, Data Report), se elaboró
series de tiempo horarias.
La información de corrientes fue sometida a un análisis estadístico de
frecuencias por rangos de dirección y magnitud para una rosa de 8 direcciones
(tabla e histograma). Por su parte, las series horarias fueron sometidas a un
análisis de series de tiempo (diagrama de trazos, DVP y espectral).
La información de vientos fue sometida a un análisis estadístico de frecuencias
por rangos de dirección y magnitud para una rosa de 8 direcciones (tabla e
histograma). Por su parte, las series horarias fueron sometidas a un análisis de
series de tiempo (espectral).
Finalmente, con el objeto de visualizar las relaciones causa – efecto entre los
forzantes vientos y marea con las corrientes Eulerianas, se realizó un análisis
de correlación cruzada.
Antecedentes de oceanografía química
Se realizaron perfiles de temperatura, salinidad, oxígeno disuelto y clorofila a,
en un total de diecinueve (19) estaciones de muestreo (E-1 - E-19), localizadas
en el área de estudio. El muestreo de estas variables se realizó en una
campaña de mediciones entre el 2 y 4 de mayo de 2009. Las mediciones se
realizaron desde una embarcación contratada en el área, con un instrumento
marca OTT modelo DS5 (sensor de registro continuo de salinidad
(conductividad), temperatura, profundidad, oxígeno disuelto y clorofila a),
debidamente calibrado. El instrumento fue programado para que ejecutara
integraciones de la magnitud de estos parámetros, cada 5 segundos a medida
que desciende por la columna de agua, hasta 60 metros de profundidad,
aproximadamente. La información recolectada se guardó en la memoria sólida
de la sonda, la cual fue luego transferida a un PC para su posterior
procesamiento.
La localización de los puntos o estaciones de muestreo se efectuó utilizando
un sistema de posicionamiento GPS. Este procedimiento de localización de
puntos o estaciones georreferenciadas, fue estándar para todas las estaciones
de muestreo consideradas en este estudio.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 15 de 33
Los registros de temperatura (ºC), salinidad (psu), oxígeno disuelto (ppm) y
clorofila a (ppb) para la totalidad de las estaciones analizadas, se presentan en
la forma de perfiles verticales.
En términos de calidad del agua, los parámetros analizados fueron: sólidos
suspendidos totales, sílice y turbidez. Estos parámetros fueron analizados en 6
estaciones de muestreo
El muestreo de agua de mar fue llevado a cabo el 4 de mayo de 2009, con
apoyo de una embarcación contratada en el sector. Las condiciones climáticas
durante el muestreo, fueron de cielo con nubosidad parcial, viento fuerte
proveniente del W, y con intenso oleaje, verificándose alturas de olas sobre
1,5 metros, lo que provocó condiciones de marejada.
En cada estación de muestreo, se colectaron muestras de agua de mar a nivel
superficial. Las muestras fueron obtenidas directamente con el envase
proveniente del laboratorio analítico y conservadas en estos recipientes,
debidamente rotuladas y despachadas al laboratorio. Los análisis de las
muestras de agua obtenidas en la campaña de terreno fueron realizados por el
Laboratorio de la facultad de Ciencias Químicas y Bioquímicas de la
Universidad de Valparaíso.
Resultados y conclusiones de la modelación
Sistemas embalses - ríos
Modelo numérico
• El modelo conceptual de sucesión embalse-río-embalse generado,
sumado a los modelos numéricos empleados en cada segmento,
constituye una herramienta adecuada para estudiar la evolución futura
de la calidad de las aguas en la zona de los ríos Baker y Pascua producto
de la construcción del PHA.
• La modelación de los ríos muestra que estos actúan como un medio de
transporte sin grandes cambios en sus componentes, dadas las
condiciones hidrodinámicas de su funcionamiento. En especial, los ríos
presentan un bajo tiempo de retención de las aguas (del orden de horas)
que hace que la transferencia neta de calor entre el agua y la atmósfera
sea reducida, haciendo que los procesos internos queden controlados

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 16 de 33
por las fuertes mezclas que mantienen el sistema homogeneizado en la
dirección del flujo.
• En cuanto a la hidrodinámica modelada en los embalses, se observa que
los resultados obtenidos están de acuerdo a lo esperado, según lo
predicho por el análisis de números adimensionales y según las
observaciones realizadas en lagos de la zona. A grandes rasgos, los
embalses muestran tendencia a la mezcla, con episodios de gradientes
superficiales débiles e intermitentes
• En zonas cercanas al muro, siendo la mezcla y transporte gobernado
principalmente por la dinámica de caudales y en menor medida por el
viento. Estas conclusiones demuestran que el modelo numérico escogido
(CE-QUAL-W2) y su implementación a los embalses del PHA, es capaz
de modelar de buena forma los patrones de mezcla, transporte,
estructura térmica y calidad de las aguas de estos sistemas acuáticos en
estudio.
• Para el caso de la central Del Salto, bajo distintos escenarios
hidrológicos tendría tiempos de retención entre 1 a 3 horas. Tanto las
condiciones hidráulicas, térmicas e hidrodinámicas indican que este
sistema somero mantendría las características de sistema lótico, con
una columna vertical mezclada (por la turbulencia propia del flujo).
Considerando las características geométricas someras, condiciones de
flujo y procesos de mezcla, se puede prescindir de un modelo numérico
que resuelva el comportamiento hidrodinámico. Los cortos tiempos de
retención del sistema, indican que no habría efectos sobre la calidad de
agua (temperatura y sólidos suspendidos), dado que existe un reducido
efecto atmosférico sobre el balance radiativo y aguas en movimiento,
que limitan la sedimentación de partículas suspendidas.
Termo-Hidrodinámica
• Los resultados obtenidos de la modelación permiten concluir que los
embalses no presentan gradientes térmicos importantes y, por lo tanto,
tampoco de densidad, por lo que los embalses tienen poca tendencia a
la estratificación, promoviendo así la continua transferencia de masa,
momentum y calor, entre la zona superficial y profunda. En términos
hidrodinámicos, hay predominancia de eventos que desestabilizan al

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 17 de 33
sistema, como lo son los grandes caudales afluentes y el régimen de
vientos, por lo que la tendencia del sistema es a mantenerse mezclado.
• Si bien es cierto, la radiación solar es capaz de aumentar la temperatura
superficial de los embalses, no se observan gradientes verticales
importantes, tendientes a generar zonas de estratificación,
entendiéndose como estratificación el gradiente vertical de temperaturas
mayor a 1°C por metro. Los mayores gradientes verticales de
temperatura se generan en los sectores cercanos al muro, donde
aumenta la potencialidad de estratificación y donde los embalses
adquieren realmente una condición léntica. En la Figura R.5 se muestra
una comparación de la estructura de los lagos aledaños en conjunto con
los perfiles verticales de los embalses modelados.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 18 de 33
Profundidad (m)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
Temperatura (ºC)
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
Lagos
Bertrand (perfil 3)
Cochrane (perfil 3)
Colonia (perfil 3)
Esmeralda (perfil 2)
Larga (perfil 1)
Quetru (perfil 5)
Leal (perfil 2)
Negra (perfil 1)
Quiroz (perfil 9)
Lago Chico (perfil 6)
O'higgins (perfil 3)
Termoclina (gradiente 1ºC/m)
Profundidad (m)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
Temperatura (º C)
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
Embalses PHA
Baker 1 (zona del muro)
Baker 2 (zona del muro)
Pascua 1 (cubeta principal zona más profunda)
Pascua 2.1 (zona del muro)
Pascua 2.1 (zona del muro)
Figura R.5: Comparación de perfiles verticales de temperatura de los lagos aledaños y
los embalses (resultado de simulaciones) para una condición de verano que representa
el mayor potencial de estratificación. En línea segmentada se señala las zonas
profundas de Baker 1 y Baker 2 que tendrían aguas con menor recirculación y menor
temperatura.
• Tanto en Baker 1 como en Baker 2 se identificaron zonas profundas (en
el área cercana al muro) que tendrían aguas con menor recirculación y
que potencialmente pueden tener propiedades distintas del resto de la
columna de agua por su aislamiento. En la Figura R.5 se señala esta
zona con línea segmentada sobre el perfil vertical de temperatura. Estas
zonas profundas son muy localizadas y representan una fracción muy
pequeña del embalse. En el caso de Baker 1, este volumen aislado

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 19 de 33
representa cerca de un 0,5 % del volumen total embalsado, en tanto
que en Baker 2 representa un 0,1 % del volumen total embalsado.
• Si bien es cierto se observan aumentos en las temperaturas de verano
de los embalses, estos aumentos están principalmente modulados por el
alza en las temperaturas afluentes y en menor medida por el intercambio
de calor con la atmósfera. Los efectos de la radiación solar sobre la
superficie de los embalses se manifiesta débilmente en verano,
provocando aumentos de no más de un par de grados, respecto del
resto de las aguas del embalse, generalmente en sectores cercanos al
muro donde aumenta la potencialidad de estratificación. Aunque es
posible identificar ciertas tendencias a la estratificación superficial entre
los meses de enero a marzo, estas son más bien débiles y esporádicas
(algunos días) tendientes a desaparecer fácilmente ante eventos de
vientos moderados o crecidas importantes.
• Los caudales afluentes controlan en gran medida el transporte de
momentum, temperatura y otros constituyentes asociados con la calidad
de aguas, no registrándose cambios importantes en sus valores por
procesos internos, lo cual se debe a la gran capacidad de mezcla y bajos
tiempos de retención.
• Se observa también que la velocidad del flujo dentro del embalse está
fuertemente condicionada por la geometría de éste, siendo el ancho
superficial del embalse una variable importante que divide zonas de altas
y bajas velocidades, definiendo así como se presentó en el modelo
conceptual, la zona de transición río-embalse, o zona semi-léntica y
léntica.
• Respecto a la temperatura, se observa que los embalses no generan
cambios significativos sobre la calidad de las aguas efluentes,
mostrando diferencias de no más de 0,5 ºC entre las temperaturas
afluentes y efluentes, salvo en el caso de Baker 2 donde se observa una
mayor fluctuación alcanzando un aumento de hasta 2°C en el periodo
de verano. Dentro del embalse, los aumentos de temperatura pueden
llegar hasta 2 ó 3 °C por sobre los valores de temperaturas afluentes.
Sin embargo, como se mencionó anteriormente, estas alzas quedan
acotadas a zonas muy superficiales cercanas al muro, lo que no
representa un impacto significativo sobre la temperatura del embalse. El

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 20 de 33
resto del embalse, responde casi exclusivamente a la dinámica térmica
de los flujos de entrada.
• El efecto conjunto sobre las temperaturas producto del PHA sobre los
sectores del río Baker y Pascua, se traduce en diferencias de unos pocos
grados (1 a 2 °C) en comparación con las temperaturas medidas en los
mismos ríos. Además se observa un leve desfase en la variación
estacional de las temperaturas, adelantando el periodo de calentamiento
y enfriamiento de las aguas en aproximadamente 10 a 15 días. Este
fenómeno se explica debido a la mayor área de aguas expuesta a la
atmósfera producto de la construcción de los embalses lo que intensifica
los flujos radiativos netos desde y hacia la atmósfera. Por último, se
observa que las temperaturas asociadas al sistema de embalses del río
Pascua, resultan significativamente más bajas que las asociadas al
sistema Baker, variando entre limites de 4 a 8 °C en el caso de Pascua
comparado con un rango de 4 a 12 °C en el caso de Baker. Este
resultado puede explicar diferencias en la calidad de aguas de ambos
sistemas, ya que las bajas temperaturas asociadas al sistema Pascua
pueden constituir una fuerte limitante a la producción primaria de
biomasa. En los embalses del río Baker se esperan concentraciones de
clorofila a levemente mayor, debido a la mayor temperatura y menor
turbidez.
• Dado el corto tiempo de retención de los ríos (del orden de horas), el
modelo numérico mostró que el efecto atmosférico sobre el intercambio
de calor es reducido, por lo tanto, las temperaturas de cabecera de los
tramos de río (que provienen principalmente de la salida de los
embalses) condicionan fuertemente la estructura térmica hacia aguas
abajo. Esto debido a que los caudales que aportan los embalses
representan entre un 75% y 90% del caudal total del sistema lótico.
Calidad de Aguas
• Para el análisis de la calidad de aguas dentro de los embalses se modeló
la dinámica temporal y espacial de distintos constituyentes indicativos
de la calidad y limnología de estos cuerpos de agua. La discusión sobre
el estado trófico esperado para los embalses del PHA, se concentró en
la dinámica asociada a la producción de biomasa, representada por la
concertación de Clorofila a. Además, siguiendo la clasificación de Smith

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 21 de 33
et al (1999), se determinó el potencial trófico de cada embalse desde el
punto de vista de los nutrientes: fósforo total y nitrógeno total. Si bien
el aumento en los niveles de nutrientes en un sistema acuático facilita el
crecimiento de la biomasa, existen otros factores ambientales, como la
temperatura y penetración de la luz, que pueden limitar el crecimiento.
Por ello, la concentración de nutrientes no necesariamente resulta
representativa del nivel trófico en algunos sistemas acuáticos. Además
de las variables anteriores, se presentan resultados de la dinámica de
sólidos suspendidos y oxígeno disuelto.
• En el caso de los embalses de cabecera, Baker 1 y Pascua 1, se
consideró una distribución discreta de concentración de cada
constituyente representativa de invierno y verano. Para el resto de los
embalses, las concentraciones de entrada afluentes vienen dadas por las
salidas del embalse anterior, por lo que se encuentran moduladas por la
dinámica del embalse de aguas arriba. Las entradas asociadas a otros
afluentes secundarios son modeladas de la misma forma, es decir,
suponiendo una distribución discreta de invierno y verano de las
concentraciones asociadas.
• Se consideran dos distintos escenarios de modelación: 1) El primero de
ellos constituye el caso base, en el cual sólo se considera el aporte de
nutrientes y otros compuestos provenientes desde sus afluentes, valores
estimados a partir de la campañas de muestreo realizadas para el
estudio de línea base, y 2) El segundo escenario considera además una
entrada extra de nutrientes provenientes de la descomposición de
materia orgánica asociada a la vegetación inundada por cada embalse.
Para efectos de la modelación, el exceso de nutrientes asociado a la
descomposición de la vegetación inundada, fue incorporada como una
concentración extra de nutrientes en los caudales afluentes a cada
embalse.
• También se realizaron escenarios de sensibilización respecto del
escenario base (sin vegetación) para un horizonte de modelación de 5
años, en función de los parámetros forzantes: viento y cobertura de
nubes. Para la sensibilización del modelo se considera una disminución
de un 20 % en los valores del viento respecto de la condición base y,
para el caso de nubes, se aumenta la cobertura a un 100% durante el
periodo de invierno.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 22 de 33
• Al igual como ocurre en el caso de la temperatura, se observa que la
dinámica de los distintos constituyentes esta modulada principalmente
por los valores afluentes, siendo algunos procesos internos más o
menos importante dependiendo del constituyente y de la física particular
de cada embalse. Debido al modelo discreto de los datos de entrada, los
constituyentes dentro del embalse tienden a mostrar un patrón
característico asociado a épocas de verano e invierno.
• En relación al oxígeno disuelto, los resultados muestran altos niveles de
oxigenación dentro de los embalses, presentando valores entorno a los
10 mg/l durante todo el año con pequeñas fluctuaciones entorno a este
valor. En el caso de embalses profundos, como el Baker 1 y Pascua 1,
se observan eventos de disminución del oxígeno disuelto en el fondo,
alcanzando valores mínimos entorno a los 5 a 8 mg/L. Este efecto se
encuentra relacionado con el fenómeno de estratificación térmica
profunda descrito anteriormente, el cual tiende a aislar
hidrodinámicamente ese sector del embalse, impidiendo la renovación de
sus aguas y, por lo tanto, aportes de oxígeno disuelto, entre otros
constituyentes. A pesar de estos fenómenos puntuales, las
concentraciones de salida de oxígeno disuelto en los embalses casi no
se ve alterada respecto de sus concentraciones afluentes, indicando que
no existe un impacto mayor en relación a esta variable de calidad. La
incorporación de la vegetación al modelo, no registró cambios
significativos respecto del caso base.
• Con relación a los nutrientes, se observa que los niveles de nitrógeno se
encuentran acotados a niveles de oligotrofia, lo que indica una buena
calidad de las aguas en relación a este parámetro. Su variación
estacional está determinada en gran medida por sus concentraciones
afluentes. En relación a los embalses de cabecera, se nota una
disminución de no más de 1 mg/L en las concentraciones de nitrógeno
efluentes de estos embalses, respecto de sus valores de entrada en la
época de verano. Esta disminución podría estar relacionada con el
crecimiento de fitoplancton observado en verano.
• La incorporación de la masa vegetal inundada en la modelación provocó
un aumento significativo en los niveles de nitrógeno durante los
primeros años de modelación, pudiendo alcanzar valores máximos por
sobre los 2 mg/L durante los primeros años en algunos embalses,
concentraciones en el rango hipertrófico. El aumento de nitrógeno en el

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 23 de 33
sistema responde exclusivamente a los aportes de nitrógenos derivados
de la degradación de la masa vegetal inundada y no a la dinámica
interna del sistema. Por ello, el decaimiento del nitrógeno en el sistema
depende fuertemente del decaimiento de la vegetación sumergida. Los
resultados muestran que luego de 5 a 6 años de modelación
prácticamente se han recuperado los valores simulados según el caso
base (sin vegetación).
• Según la condición de línea base, el fósforo se presenta en
concentraciones menores a los 0,005 mg/L en la mayoría de los ríos
afluentes a los embalses del PHA, concentraciones dentro del rango
oligotrófico. Si bien esta condición se mantiene según los resultados
obtenidos para el embalse Baker 1, el resto de los embalses presenta
aumentos importantes respecto de esta condición base, alcanzando
niveles mesotróficos en los embalses Baker 2 y Pascua 1, y eutróficos
en los embalses Pascua 2.1 y Pascua 2.2.
• Al igual que en el caso del nitrógeno, la incorporación de la vegetación
inundada en la modelación, provoca aumentos significativos en los
niveles de fósforo durante los primeros años de modelación, pudiendo
alcanzar valores por sobre 0,1 mg/L, en algunos embalses
correspondientes a niveles hipertróficos. De todas formas, no existen
variaciones significativas de fósforo al interior de los embalses, respecto
de sus concentraciones afluentes, lo que demuestra que los aumentos
en sus valores es consecuencia del aporte de nitrógeno derivado de la
materia orgánica en descomposición. Por ello, las concentraciones de
fósforo disminuyen rápidamente en función de las tasas de degradación
asociadas a la vegetación sumergida, retomando niveles similares a los
simulados en el caso sin vegetación luego de unos 5 a 6 años de
modelación.
• En cuanto al Sílice, se observa que este se encuentra en
concentraciones por sobre los 4 mg/L en el sistema Baker, por lo que no
constituye un factor limitante para el crecimiento de micro-algas en el
sistema. En cuanto a la dinámica al interior de los embalses, este no
presenta variaciones significativas, manteniendo concentraciones
prácticamente constantes durante todo el periodo. El sistema pascua en
cambio presenta concentraciones en torno a 1 mg/L. Sin embargo, no se
observa un consumo importante de este constituyente en el sistema, por
lo que el Sílice mantiene concentraciones prácticamente constantes

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 24 de 33
durante todo el período de modelación. Lo anterior, es consecuencia del
limitado crecimiento de algas en estos sistemas, el cual está controlado
principalmente por las bajas temperaturas asociadas y altos niveles
turbidez.
• La producción primaria dentro de los embalses fue representada por un
grupo único de diatomeas, alga predominante en este tipo de sistemas.
Los resultados muestran que la concentración de algas en los distintos
sistemas, está condicionada principalmente por la temperatura y
concentración de sólidos suspendidos en superficie, los que limitan la
penetración de luz en el sistema. Según los resultados de clorofila a
obtenidos de las simulaciones, se observa que sus valores medios y
efluentes se encuentran acotados entre valores de 0,4 a 1,8 µg/l, lo que
corresponde a una condición oligotrófica de los embalses.
• Si bien es cierto, algunos resultados sobre las concentraciones de
clorofila a en superficie muestran valores altos, pudiendo incluso
alcanzar niveles eutróficos como en el caso de Baker 1, éstos resultan
poco probables de ocurrir en los embalses del PHA, debido a que estos
máximos en los valores de clorofila a, están directamente
correlacionados con bajas concentraciones de sólidos suspendidos en
superficie (bajo 4-5 mg/L), lo que facilita la penetración de luz en el
embalse aumentando así la actividad fotosintética. Sin embargo, la
disminución en las concentraciones de sólidos suspendidos resulta un
artefacto de la modelación, la cual considera un solo tamaño
representativo de sólidos en suspensión, caracterizado por una tasa de
sedimentación igual a 0,72 m/día. Estudios de laboratorio muestran que
la velocidad de sedimentación asociada a las fracciones más finas de los
sedimentos transportados por los ríos Baker y Pascua son del orden de
0,07 m/día, es decir, un orden de magnitud inferior al valor utilizado en
las simulaciones. Un análisis de sensibilidad realizado en función de
distintas tasas de sedimentación en el embalse Baker 2, muestra que la
sedimentación de las fracciones más finas resulta prácticamente
despreciable, por lo que no se espera una disminución significativa de
los sólidos suspendidos en superficie. Este análisis sugiere que los
máximos de clorofila a en niveles eutróficos encontrados en los
embalses Baker 1 y Pascua 2.1 no resultan realistas, ya que el
sedimento en suspensión esperado en superficie mantendría los niveles
de clorofila a acotados a máximos cercanos a los 2 µg/L.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 25 de 33
• La incorporación de la vegetación inundada en la modelación de los
embalses, no reportó ningún cambio significativo en las concentraciones
de clorofila a simuladas respecto del escenario de modelación sin
vegetación. Lo anterior, demuestra que el crecimiento de micro-algas en
el sistema no está limitado por nutrientes, ya que a pesar de los
importantes aumentos de fósforo y nitrógeno durante los primeros años
de modelación, el sistema no registró un aumento en la concertación de
clorofila a respecto de la condición base. Los resultados muestran que la
limitación al crecimiento de micro-algas en los embalses del PHA son de
carácter físico, siendo la temperatura y penetración de la luz las
variables de mayor importancia.
• A pesar del alto potencial trófico asociado a los nutrientes producto de
la descomposición de la masa vegetal inundada, los bajos niveles de
clorofila a simulados (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 26 de 33
• Los altos valores de retención asociados al embalse Baker 2, motivó un
análisis de sensibilidad sobre la retención de Sólidos Suspendidos en
función de distintas tasas de sedimentación, asociadas a distintos
tamaños de partículas. Los resultados se muestran en la Tabla R.6 y
Figura R.6.
Tabla R.6: Sensibilización del porcentaje de retención promedio de sólidos
suspendidos en función de la velocidad de sedimentación, para el Embalse Baker 2.
Velocidad de
sedimentación
modelación numérica
Tamaño de partícula
equivalente
Porcentaje de
retención promedio
en Embalse Baker 2
(m/d) (um) (%)
0,01 0,24 0,5 %
0,04 0,50 1,8 %
0,15 1,00 6,4 %
0,72 2,00 28,4 %
50%
45%
Retención de sólidos suspendidos en Embalse Baker 2
Porcentaje de retención (%)
40%
35%
30%
25%
20%
15%
10%
5%
0%
0 0,5 1 1,5 2 2,5
Tamaño de la párticula (µm)
Figura R.6: Sensibilización del porcentaje de retención promedio de sólidos
suspendidos en función de la velocidad de sedimentación, para el Embalse
Baker 2.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 27 de 33
Los resultados muestran una variación importante del porcentaje de
retención de Sólidos Suspendidos en el embalse Baker 2, en función de
la velocidad de sedimentación de las partículas. Al considerar una
velocidad de sedimentación de 0,07 m/día, valor estimado por el informe
de la Universidad de Chile (2007), como característico de la fracción
más fina (~1 µm) de Sólidos Suspendidos en el sistema, se obtienen
retenciones cercanas al 6%.
Este resultado es indicativo de la gran variabilidad sobre la
sedimentación de las distintas fracciones granulométricas, asociadas a
los sólidos suspendidos afluentes al embalse. Si bien la retención de la
fracción más gruesa de sedimentos puede resultar considerable, ésta
puede ser prácticamente despreciable para las fracciones más finas. En
función de éste resultado, se estima que las fracciones más finas,
responsables del transporte de silicatos hacia el fiordo, no presentarán
cambios significativos en sus concentraciones.
• Para el análisis de la calidad de aguas en los ríos se modela la dinámica
temporal y espacial de la clorofila a; cuyo resultado muestra que no se
registran cambios significativos asociados a esta variable a lo largo del
sistema. Esto se debe principalmente a que las condiciones físicas
(temperatura en invierno y a nivel de penetración de la luz en verano),
controlan como variables de primer orden el desarrollo de clorofila a en
los ríos, debido a la existencia de sólidos en suspensión. Además, la
hidrodinámica simulada indica que los tiempos de retención son menores
que las tasas típicas de reacción de los procesos ambientales (fijación de
nutrientes, fotosíntesis, crecimiento de algas, etc.), por lo que en
términos prácticos, los ríos sólo transportan constituyentes. Si bien, las
concentraciones de nutrientes aguas abajo de cada embalse es
levemente mayor que la condición de línea base, con excepción de los
primeros años de modelación en el escenario “con vegetación
sumergida”, el estado oligotrófico se mantiene en los ríos. En síntesis,
para evaluar cambios en la calidad de agua en el sistema completo a
nivel de cuenca, se debe poner énfasis en los procesos que puedan
ocurrir en los embalses.
• En términos generales, se concluye que la calidad de las aguas dentro de
los sistemas de embalses asociados a los ríos Baker y Pascua mantienen
una buena calidad de sus aguas, controlando el crecimiento y
concentración de algas en rangos oligotróficos y sin observar la
tendencia a una evolución negativa de esta condición. A pesar de que el

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 28 de 33
nitrógeno constituye una limitante sobre la producción primaria respecto
del fósforo, el crecimiento de algas esta principalmente modulado por el
régimen de temperaturas y penetración de luz asociado a cada embalse,
sin ser los nutrientes un factor determinante en la dinámica del
fitoplancton. Por esto, y a pesar de que el fósforo se puede encontrar
en rangos eutróficos en algunos de los sistemas, los embales pueden ser
clasificados como sistemas oligotróficos.
• Respecto a la modelación de bioacumulación de metales en la biota
acuática, la concentración de un elemento traza dentro de un pez es el
resultado de los flujos químicos en los peces, es decir, el balance entre
la incorporación por el alimento y el agua, y los flujos de salida, que
están relacionados a la eliminación debido a la respiración y a la
excreción, y la reducción química de la concentración por la dilución
debida al crecimiento (Reinfelder et al., 1998). Un equilibrio total se
puede dibujar sumando los flujos de entrada y salida, a través de
ecuaciones de balance de masas (Ciardullo et al., 2008), que es la
aproximación empleada en este estudio. Los resultados obtenidos para
los distintos escenarios propuestos, con el modelo bioenergético de
Galaxias maculatus, acoplado al modelo de bioacumulación de cadmio y
mercurio, son concordantes con los valores de metales en peces
límnicos, en los cuales se han registrado concentraciones de cadmio
superiores a 1 mg/kg en Carpas (Vinodhini & Narayanan, 2008), y
concentraciones de mercurio entre 0,27 y 7,3 mg/kg en peces
ictiófagos (Stokes & Wren, 1987). Por otro lado, el escenario de mayor
impacto, que incluye un aumento de temperatura por el embalsamiento
de las aguas y un aumento en diez veces la concentración de metales en
el agua, lleva a las concentraciones de metales a niveles inferiores a los
recomendados para consumo humano, por lo que no revestiría un
problema de salud pública. Debe tomarse en cuenta, que el modelo
desarrollado es conservador en el tratamiento de las variables y
parámetros, utilizando como valores de entrada los valores equivalentes
al límite de detección, para la concentración de cadmio y mercurio en el
agua, aun cuando no han sido detectados estos metales en los sistemas
y, por lo tanto, presentan valores reales muy inferiores a los utilizados
en el modelo. Complementariamente, el modelo considera que todo el
metal esta biodisponible, sin hacer distinción entre compuestos
inorgánicos y orgánicos, siendo estos últimos, en la mayoría de los
casos, los susceptibles a bioacumularse (Rodgers & Qadri, 1982), como
es el caso de las formas metiladas de mercurio.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 29 de 33
Estuarios
Modelo Numérico
• El modelo utilizado fue capaz de reproducir los procesos hidrodinámicos
principales del estuario, identificados con los antecedentes y mediciones
efectuadas en terreno, a saber: 1) efecto de control hidráulico que ejerce
la marea sobre los ríos (régimen subcrítico), 2) curva de descarga
estimada en una sección del tramo inferior de ambos ríos, 3) ingreso de
una cuña salina que se desplaza por el fondo del lecho hacia aguas
arriba, dependiendo de la combinación de caudales afluentes y altura de
mareas (evento que ha sido documentado para el río Baker) y 4)
variación estacional de la profundidad de la capa de agua dulce que se
descarga en el fiordo.
Calidad de Aguas
• El estudio de calidad de agua de la zona estuarina, se ha enfocado
exclusivamente en la componente de salinidad.
• Para evaluar los efectos de la operación de los embalses sobre la
distribución de salinidad en el estuario, se implementó un modelo
numérico bidimensional promediado lateralmente (CE-QUAL-W2), el cual
simula las condiciones de salinidad, flujo y marea que induce la
interacción del Fiordo Mitchell con el tramo inferior de los ríos Baker y
Pascua.
• Para los dos estuarios se pudieron definir procesos y comportamientos
similares, por lo que las conclusiones aplican en general para ambos,
salvo cuando se indica explícitamente la diferencia.
• Se efectuaron simulaciones bajo diferentes escenarios hidrológicos,
evaluando la respuesta de la distribución de salinidades con un
hidrograma de caudales variables, considerando un rango entre el caudal
mínimo/ecológico hasta el caudal de diseño/generación.
En el caso del estuario Baker, para el escenario de caudales bajos (del
orden de 400 m 3 /s), el sistema naturalmente tendría una intrusión salina.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 30 de 33
Efectivamente, este evento fue registrado con mediciones de perfiles
verticales de salinidad (CEA, 2008). Para los escenarios de caudales
superiores a 600 m 3 /s, el sistema es capaz de rechazar el ingreso de
agua salobre.
En el estuario Pascua se obtuvo un resultado similar, donde caudales
bajos (del orden de 300 m 3 /s) permitieron el ingreso de una cuña salina;
sin embargo, sobre caudales de 450 m 3 /s, este evento no ocurriría.
• Se evaluó el efecto operacional de las centrales hidroeléctricas
asumiendo que los caudales naturales del río pasan por una regla de
operación que los regula en forma intradiaria, generando un hidrograma
de salida de modo binario: 1) ocho horas de horario punta con caudal de
máximo de diseño y 2) 16 horas con caudal mínimo de operación. Si no
hay caudal suficiente para seguir esa regla de operación, se reduce
proporcionalmente el horario de punta.
Para el estuario Baker, cuando los caudales naturales son del orden de
400 m 3 /s, la operación produce una intensificación (aumento salinidad
22%) y aumento de frecuencia (20% más frecuentes) de los eventos de
intrusión salina. Para caudales de 600 m 3 /s, se producirían ocho nuevos
eventos en un mes. El resto de los caudales por sobre 800 m 3 /s
seguirían siendo capaz de rechazar el ingreso de la intrusión salina.
Análogamente, para el estuario Pascua se obtuvo que para caudales
naturales de 300 m 3 /s, la operación produce una intensificación
(aumento salinidad 14%) y aumento de frecuencia (7% más frecuentes)
de los eventos de intrusión salina. Para caudales de 450 m 3 /s, se
producirían siete nuevos eventos en un mes. El resto de los caudales
por sobre 600 m 3 /s seguirían siendo capaz de rechazar el ingreso de la
intrusión salina.
• Basándose en las campañas de terreno y simulaciones efectuadas en el
tramo inferior de los ríos Baker y Pascua, se ha podido establecer que el
alcance de la cuña salina, estaría acotado a un tramo de 1,5 km desde
la desembocadura hacia el estuario Baker y de 1,0 km hacia el estuario
Pascua.
• Según lo observado en la modelación, se concluye que el efecto de la
batimetría del lecho del río y las condiciones hidrodinámicas, tendrían un

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 31 de 33
rol fundamental en detener el avance de la cuña salina hacia aguas
arriba del cauce, bajo todos los escenarios hidrológicos.
• En síntesis, la cuña se intensifica moderadamente, aumenta su
frecuencia pero mantiene su alcance hacia aguas arriba del cauce (igual
a las condiciones naturales en la situación sin proyecto).
• Si bien podría existir agua salobre que se desplaza por el lecho, el flujo
del río no presenta reversibilidad (contracorriente) del escurrimiento por
efecto de la marea llenante, por lo que no se verían afectadas las
condiciones de tiempo de retención, como para generar efectos en la
temperatura del agua. Asimismo, se infiere que esto no constituye una
barrera hidráulica para el transporte de sólidos suspendidos, dado que se
mantienen las condiciones de flujo de un sistema lótico.
• Los factores que controlan el estado de trofía del estuario, están
gobernados por la calidad de aguas arriba que portan los ríos y por las
condiciones físicas e hidrodinámicas (tiempos de residencia) de éste. Por
lo tanto, se concluye que se mantendrá la oligotrofia que existía en
forma natural.
Fiordos
Modelo Numérico
• Los resultados muestran que los modelos generados logran reproducir
calibradamente la hidrodinámica del Canal Baker y de los principales
ríos, cuyos caudales generan la circulación estuarina propia de los
fiordos australes, con excepción de los valores de salinidad superficial
en la zona de las desembocaduras, cuya situación es mejor representada
por los modelos de estuarios. Al respecto, el modelo cartesiano-sigma
logra generar un mejor ajuste, aún cuando produce una capa superficial
somera con relación a los datos disponibles.
• El resultado de la validación muestra que el modelo, en condiciones de
alto caudal, reproduce la zona de baja salinidad superficial con valores
coincidentes para la superficie. La diferencia entre ambos, reside en que
el modelo produce una haloclina más superficial, lo que reafirma la

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 32 de 33
propuesta respecto de la falta de agua dulce en el modelo. Sin embargo,
tanto el grosor de la capa de baja salinidad y la profundidad de la
haloclina son coincidentes con los datos recolectados en campañas
anteriores.
• Analizadas la estabilidad numérica de los modelo cartesiano y
cartesiano-sigma. El resultado muestra que el modelo cartesiano de 31
capas es más estable numéricamente, que el cartesiano-sigma. Por lo
tanto, se usa el modelo cartesiano para simular el efecto de las represas
respecto de la concentración de sólidos en suspensión en la zona
cercana a la desembocadura del Baker y el Pascua.
Calidad de Aguas
• Los escenarios simulados fueron 15%, 50% y 85 % de excedencia,
usando la concentración de sólidos en suspensión como la variable de
estado, respecto de la cual se analizaron los potenciales cambios a
observar en el ecosistema del fiordo. Esta decisión se basa en que los
sólidos en suspensión juegan un rol importante en la óptica de la
columna de agua (e.g. aumento del coeficiente de extinción de la luz), el
que a su vez afecta la producción primaria del ecosistema.
• Para el caso de los caudales con probabilidad de excedencia de 15%, no
hubo diferencias entre la condición con y sin proyecto, respecto de la
concentración de sólidos en suspensión y coeficiente de extinción de la
luz. Para el caso de los caudales con probabilidad de excedencia de 50%
y 85%, las diferencias entre ambos escenarios se presentaron solo para
las estaciones localizadas en las desembocaduras de los ríos Baker
(estación 1) y Pascua (estación 5), tales diferencias son bajas, inferiores
al 10%, y se presentan en forma cíclica por la fluctuación intradiaria de
los caudales en la condición con proyecto,.
• Al comparar los diferentes escenarios con su respectiva condición sin
proyecto (ej. probabilidad de excedencia 85% sin y con proyecto, este
último considera la fluctuación intradiaria y retención de sedimentos en
los embalses), los resultados muestran que no se esperan cambios
significativos en la distribución de sedimentos suspendidos y/o turbidez
en el sistema de fiordos del canal Baker. Lo anterior, responde a que los
embalses retendrán marginalmente la fracción fina de sedimentos que es

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Resumen Ejecutivo, Página 33 de 33
exportada hacia el mar y que los efectos de la fluctuación intradiaria, se
concentran en el escenario de 85% de excedencia, periodo en el cual la
carga de sedimentos disminuye naturalmente por las bajas temperaturas
que reducen el aporte de los ríos de origen glacial (ej. ríos Nef, Colonia,
Quirós).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua
RESUMEN EJECUTIVO
INDICE
Cap. Pág.
1 INTRODUCCION
1.1 Generalidades 1 1
1.2 Antecedentes de Sistemas Reófilos Baker y Pascua 1 3
BAKER 1 3
PASCUA 1 4
DEL SALTO 1 5
1.3 Clima 1 6
1.4 Antecedentes Bibliográficos Cuencas Regiones XI y XII 1 9
1.5 Efectos de los Embalses sobre la Calidad del Agua 1 11
2 OBJETIVO GENERAL Y OBJETIVOS ESPECIFICOS
2.1 Objetivo General 2 1
2.2 Objetivos Específicos 2 1
3 METODOLOGIA
3.1 Metodología General 3 1
3.2 Segmentación Modelación de Calidad PHA 3 3
3.3 Enfoque modelación 3 7
3.3.1 Representación conceptual 3 8
3.3.2 Representación funcional 3 10
3.3.3 Representación computacional 3 11
3.4 Discusión Metodológica 3 12
3.5 Recopilación de Antecedentes 3 14
3.5.1 Meteorológicos 3 14
3.5.2 Hidrológicos 3 15
3.5.3 Morfológicos 3 17
3.5.4 Parámetros físicos, químicos y biológicos 3 20
3.5.5 Campañas adicionales de parámetros físico-químicos 3 30
3.5.6 Estimación de la biomasa sumergida 3 34
3.6 Oceanografía física 3 34
3.7 Oceanografía química 3 37
4 CARACTERIZACION GLOBAL DEL AREA DE ESTUDIO
4.1 Sector Baker 4 1
4.1.1 Parámetros físicos y químicos 4 2

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua
4.1.2 Sílice 4 18
4.1.3 Nutrientes 4 20
4.1.4 Clorofila a 4 29
4.2 Sector Pascua 4 32
4.2.1 Parámetros físicos y químicos 4 32
4.2.2 Sílice 4 48
4.2.3 Nutrientes 4 50
4.2.4 Clorofila a 4 59
5 DESCRIPCION DE LOS SISTEMAS LOCALES Y
MODELO CONCEPTUAL
5.1 Descripción física de los ríos 5 1
5.1.1 Río Baker 5 1
5.1.2 Río Pascua 5 3
5.1.3 Análisis de información y modelo conceptual 5 4
5.2 Embalses 5 20
5.2.1 Descripción Física del sistema 5 20
5.2.2 Modelo Conceptual 5 32
5.3 Estuarios 5 34
5.3.1 Descripción física del sistema 5 34
5.3.2 Modelo Conceptual 5 41
5.4 Caracterización Fiordo 5 43
5.4.1 Corrientes Eulerianas 5 43
5.4.2 Vientos 5 67
5.4.3 Correlación cruzada 5 72
5.4.5 Estudios oceanografía química 5 78
6 MODELOS NUMERICOS 6 1
6.1 Elección de modelos numéricos 6 1
6.2 Descripción de modelos numéricos 6 2
6.2.1 HEC-RAS 4.0 6 2
6.2.2 CE-QUAL W2 6 7
6.3 Datos de entrada, modelación y validación 6 7
6.3.1 Ríos 6 7
6.3.2 Embalses 6 22
6.3.3 Estuarios 6 30
6.4 Resultados 6 40
6.4.1 Ríos 6 40
6.4.2 Embalses 6 45
6.4.3 Estuarios 6 171

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua
7 MODELACION NUMERICA DEL FIORDO 7 1
7.1 El Sistema de modelación MOHID 7 1
7.1.1 Modelación anidada 7 2
7.1.2 Grillas numéricas 7 3
7.2 Generación de los modelos hidrodinámicos 7 5
7.2.1 Condiciones de borde 7 5
7.2.2 Implementación numérica del modelo hidrodinámico 7 7
7.2.3 Modelo cartesiano 7 8
7.2.4 Modelo mixto cartesiano-sigma 7 9
7.3 Resultados modelos hidrodinámicos 7 10
7.3.1 Mareas 7 10
7.3.2 Modelo cartesiano 7 12
7.3.3 Modelo cartesiano-sigma 7 22
7.3.4. Discusión del modelo hidrodinámico 7 27
7.4 Implementación del modelo para sólidos en suspensión. 7 31
7.4.1 Dinámica de los sólidos en suspensión 7 31
7.4.2 Implementación de escenarios 7 32
7.4.3 Resultados de la simulación de sólidos en suspensión 7 33
7.4.4 Discusión de los escenarios para los sólidos en suspensión 7 39
8 BIOACUMULACION CADMIO Y MERCURIO 8 1
8.1 Introducción 8 1
8.2 Metodología 8 2
8.2.1 Bioenergética de Galaxias maculatus 8 2
8.2.2 Dinámica de los metales en sedimento y agua 8 3
8.2.3 Bioacumulación de metales en Galaxias maculatus 8 4
8.3 Resultados 8 6
8.3.1 Calibración 8 6
8.3.2 Efecto del proyecto 8 7
9 CONCLUSIONES 9 1
10 REFERENCIAS 10 1
11 EQUIPO DE TRABAJO 11 1

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua
12 APÉNDICES
Apéndice A: Meteorología (Datos en archivo digital)
Apéndice B: Caudales Medios Diarios
Apéndice C: Campañas monitoreo calidad de aguas (Figuras)
Apéndice D: Campañas monitoreo calidad de aguas (Tablas)
Apéndice E: Perfiles verticales de temperatura en lagos
Apéndice F: Escenarios hidrológicos para eventos de intrusión salina
Apéndice G: Medición continua de sondas multiparamétricas
Apéndice H: Antecedentes de intrusión salina retenida en depresiones del lecho
Apéndice I: Descripción Modelo CE-QUAL-W2
Apéndice J: Descripción Geometría de Embalses
Apéndice K: Cálculo y referencia datos de entrada modelo
Apéndice L: Perfilajes CTD en el tramo inferior de los ríos Baker y Pascua
Apéndice M: Central Del Salto
Apéndice N: Estudio Oceanográfico
Apéndice O: Informe Sólidos en suspensión
Apéndice P: Estimación de la vegetación sumergida y aporte de nutrientes

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 1 de 14
CAPÍTULO 1
INTRODUCCIÓN
1.1 Generalidades
HIDROAYSEN S.A. tiene proyectado desarrollar el potencial hidroeléctrico en los
ríos Baker y Pascua, en el sur de la XI Región de Aysén del General Carlos Ibáñez
del Campo, mediante la construcción de un conjunto de cinco centrales
hidroeléctricas en dichos ríos, además de una central de pasada en el río Del
Salto, para el abastecimiento de faenas durante la etapa de construcción del
Proyecto Hidroeléctrico Aysén (PHA).
En dicho contexto se solicitó al Centro de Ecología Aplicada Ltda. la contratación
de un estudio del efecto de la operación de las centrales sobre la calidad de las
aguas de los ríos Baker, Pascua y Del Salto, sobre la base de información de línea
de base disponible y modelaciones computacionales.
La región de Aysén forma parte de la denominada zona austral de Chile, se
localiza aproximadamente, entre los 43º 38’ y los 49º 16’ de latitud sur, y desde los
71º 06’ de longitud oeste hasta el océano Pacífico, con una superficie de 106.990
km 2 .
Las cuencas de los ríos Baker, Pascua y Del Salto se sitúan en la zona meridional
de la Región Aysén, próximo a los Campos de Hielo Norte y Campos de Hielo Sur
(Figura 1.1).
La mayoría de los ríos de la región tienen su origen en el sector trasandino de los
Andes, atravesando la cordillera para desembocar en el Océano Pacífico. Tienen
gran pendiente y son muy caudalosos producto de lo angosta que se presenta la
Cordillera de los Andes, los principales ríos de la región son el Baker, Pascua,
Palena, Aysén, Cisnes y Bravo. Por su parte, los lagos son compartidos en su
mayoría con Argentina, destacándose el Lago General Carrera que es el de mayor
superficie de Chile, seguido por el O’Higgins y el Cochrane.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 2 de 14
Figura 1.1. Localización general del Proyecto Hidroeléctrico Aysén. (Fuente: EIA PHA,
Capítulo 1, Lámina 1.1-A)

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 3 de 14
1.2 Antecedentes de Sistemas Reófilos Baker y Pascua
BAKER
La cuenca del río Baker se sitúa entre el paralelo 46º y 48º de latitud sur y las
longitudes 71º y 73º 30’, abarca una superficie total de 27.150 km 2 (Figura 1.2).
Posee un régimen pluvio-nival, en el que las mayores crecidas se producen
durante los meses de verano. Entre sus afluentes destacan los ríos Nef,
Chacabuco, Cochrane, Del Salto, Colonia, Los Ñadis, Ventisquero y Vargas. Los
lagos principales presentes en esta cuenca son el General Carrera, Bertrand,
Cochrane, Colonia, laguna Larga. El río Baker en su desembocadura forma un
delta con dos brazos principales, de los cuales sólo el norte es navegable.
Figura 1.2. Cuenca del río Baker. (Fuente: EIA PHA, Apéndice D, Apéndice 4, Figura 5)

PASCUA
Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 4 de 14
La cuenca del río Pascua abarca la mayor parte del área comprendida entre los
paralelos 47°35’ y 49°20’ de latitud sur y las longitudes 71°40´ y 73°35´. En su
extremo septentrional limita con la cuenca del Río Bravo, mientras que por el
meridional lo hace con el vasto Campo de Hielo Sur. La superficie que encierra la
cuenca es de 14.500 km 2 , perteneciendo 7.130 km 2 a Chile y los 7.370 restantes
(51% del total) a Argentina (Figura 1.3).
El lago O´Higgins, con una superficie de 1.000 km 2 , o sea un 6,9 % del total de la
cuenca, también se encuentra dividido por el límite territorial. La hoya afluente a él
es de 13.300 km 2 , superficie que representa un 92% del total de la cuenca del Río
Pascua y que es drenada por innumerables esteros y ríos de poco caudal. Los
lagos principales son el Quetru, Leal, Gabriel Quirós, Chico y laguna Negra.
Figura 1.3. Cuenca del río Pascua. (Fuente: EIA PHA, Apéndice D, Apéndice 4, Figura 6)

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 5 de 14
DEL SALTO
La cuenca del Río Del Salto se encuentra entre los paralelos 47º16'40"y 47º25'50"
latitud sur y los 72º42'30'' y 72º35'24'' longitud oeste. Al norte limita con Río Baker
y al sur con el estero El Salto. La superficie de la cuenca es de 1238 km2 y se
encuentra 100% en territorio nacional (Figura 1.4).
Figura 1.4. Cuenca del río Del Salto. (Fuente: EIA PHA, Apéndice D, Apéndice 4, Figura
7)

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 6 de 14
1.3 Clima
La región de Aysén presenta una notable variedad de tipos climáticos (Dirección
Meteorológica de Chile) que afectan la dinámica de los ecosistemas acuáticos,
estas zonas climáticas son (Figura 1.5 y 1.6):
Clima templado frío de costa occidental con máxima invernal de lluvias: Es la
prolongación del clima de la región de Los Lagos y se extiende hasta la región de
Magallanes. Se presenta en los canales, tiene intensas precipitaciones los cuales
pueden alcanzar unos 4.000 mm. al año, presenta grandes vientos que hacen que
la temperatura sean bajas, pero que no descienden más allá de los 4°C. Presenta
además una gran nubosidad durante todo el año.
Clima continental trasandino con regeneración esteparia: Se extiende desde
el río Cisne hasta el extremo sur de la región. Las precipitaciones son más bajas
que el clima anterior ya que el sector se ve protegido por la Cordillera de los
Andes, registrando un promedio de 1.200 mm. en Coyhaique y unos 730 en
Cochrane. Las oscilaciones térmicas son más altas registrando entre el mes más
cálido y el más frío unos 12º C y las temperaturas medias son 1º a 2º C inferiores
a las del clima de la zona más occidental en la misma región.
Clima de hielo por efecto de altura: Corresponde a las zonas de los Campos de
Hielo ubicadas sobre los 800 mt. de altura en la Cordillera de los Andes, es una
zona afectada por grandes vientos, con temperaturas muy bajas promediando
siempre sobre los 0° C, lo que permiten la mantención de estos hielos y la
imposibilidad de crear asentamientos humanos.
Clima de estepa fría: Se ubica en el sector oriental de la región con
precipitaciones que disminuyen, presentando meses secos con registros bajo los
40 mm. y en los meses invernales alcanzan sobre los 600 mm. en Balmaceda y
300 en Chile Chico. Las temperaturas también son menores que las de los climas
del oeste, mostrando valores medios anuales de 6º a 9º C, las cuales junto a los
vientos y precipitaciones, permiten la aparición de una vegetación de estepa.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 7 de 14
Figura 1.5 Zonas climáticas del área del área de Baker PHA (Fuente: Dirección
Meteorológica de Chile)

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 8 de 14
Figura 1.6 Zonas climáticas del área del área de Pascua PHA (Fuente: Dirección
Meteorológica de Chile)

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 9 de 14
1.4 Antecedentes Bibliográficos Cuencas Regiones XI y XII
A continuación se presenta una revisión de los antecedentes de algunas cuencas
de las regiones XI y XII que cuentan con estudios de sus cuerpos de agua. Entre
ellas están: a) Río Baker, b) Río Aysén, c) Río Cisnes y d) Río Serrano.
Cuenca Río Baker
Salas (2004) determinó la calidad actual en todos los tramos definidos en la
cuenca. La calidad global en todos esos tramos clasificó como de Clase
Excepcional. Sin embargo, en la mayoría de los tramos se tienen parámetros fuera
de está clase, el parámetro más recurrente es el Aluminio. Otros parámetros que
en algunos tramos se clasificaron fuera de la Clase de Excepción son el Boro,
Cobre, Sulfuro, Hierro, Manganeso, Sólidos Suspendidos y Molibdeno. Sin
embargo, no se detectaron fuentes de origen antropogénico para estos
parámetros.
El estudio sugiere que se deben efectuar estudios complementarios de los
cuerpos de agua ubicados en la cuenca del río Baker como el lago General
Carrera, lago Bertrand, lago Cochrane, entre otros. Es importante conocer la
hidrodinámica y procesos en estos cuerpos dado que los cauces más importantes
de la cuenca se inician de los desagües de esto, de manera que la calidad de
agua de ellos esta relacionada en forma directa.
Cuenca Río Aysén
La cuenca hidrográfica del Río Aysén pertenece a la XI Región y se extiende entre
los paralelos 45º y 46º16’ latitud sur y meridianos 71º20’ y 73º longitud oeste.
Abarca una superficie de 11.456 Km2. Cubre parcialmente el territorio de las
Provincias de Aysén y Coyhaique. La cuenca se caracteriza por abundancia de
precipitaciones y gran disponibilidad de recursos hídricos que se manifiesta en la
presencia de numerosos lagos y ríos. Las principales actividades económicas se
relacionan con los rubros agropecuario, silvícola, industrial y turístico.
DGA (2004a) indica que la calidad natural de la cuenca del Aysén es buena a
excepción de los ríos Emperador Guillermo y Aysén en su tramo inferior. Se
identificó que los siguientes parámetros de calidad exceden la clase de excepción:
aluminio, manganeso, cromo, boro y cobre.
El aluminio se encuentra omnipresente en toda la cuenca del Aysén, ya que éste
se encuentra formando parte de las arcillas que escurren en las escorrentías.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 10 de 14
Cuenca Río Cisnes
La hoya trasandina del río Cisnes forma parte de la XI Región de Aysén del
General Carlos Ibáñez del Campo y ocupa una situación céntrica en la franja
continental de la Patagonia Occidental; posee una extensión de 5.464 km2. El río
Cisnes se forma de la reunión de varios arroyos que nacen al pie occidental del
cordón limítrofe, que aquí constituye la divisoria de aguas, y desemboca en la
bahía de Puerto Cisnes, en la ribera oriental del canal Puyuhuapi. Su recorrido
total es 160 km, en un lecho interrumpido por múltiples accidentes: gargantas,
rápidos, saltos, marmitas gigantes, rocas provenientes de derrumbes, etc., que le
confieren un rasgo dominante al valle medio por la sucesión regular de angosturas
y ensanchamientos de cierta extensión. Recoge numerosos y caudalosos
tributarios por ambas bandas y también numerosos arroyos que bajan de las
abruptas laderas de las montañas.
La calidad natural del río Cisnes en general es de excelente a buena calidad.
Predominan el cobre y aluminio producto de las formaciones geológicas, las
cuales son lixiviadas por las aguas superficiales y subterráneas. La gran
cobertura vegetal y el clima presente en la cuenca del río Cisnes aporta a que se
preserven los parámetros de calidad en la clase de excepción (DGA, 2004b).
Cuenca Río Serrano
Esta hoya forma parte de la XII Región de Magallanes, es de tipo trasandino con
una extensión de 6.673 km2, formando parte de ella una serie de grandes y
pequeños lagos concatenados y otros situados en paralelo.
Los ríos Serrano, Grey y Paine nacen como emisarios de cuerpos de agua, los
cuales se formaron por arrastre de materiales glaciales (morrenas), por las cuales
se filtran aguas que emergen más abajo incorporándose en abundancia en los
cursos de agua. La calidad natural de estos ríos está determinada fuertemente por
las características de los lagos: Pehoe, Del Toro, Sarmiento, Grey Nordenskjold.
DGA, (2004c) indica que la calidad natural de los cursos de agua que conforman
la cuenca del Serrano en general son de excelente a buena calidad. Predominan
los metales pesados producto de las formaciones geológicas, las cuales son
lixiviadas por las aguas subterráneas las cuales comienzan a recargan al río
desde la parte media hasta la desembocadura.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 11 de 14
1.5 Efectos de los Embalses sobre la Calidad del Agua
En términos generales, la construcción y operación de embalses produce un
cambio en las condiciones de escurrimiento del río original, transformando al
sistema fluvial en un cuerpo de agua de características lacustres. Como
consecuencia del cambio del patrón de escurrimiento se pueden potencialmente
producir cambios en las propiedades y calidad del agua en términos de la
estructura térmica, densidad, concentración de sólidos suspendidos, parámetros
fisicoquímicos y biológicos, como lo es el fitoplancton.
Los embalses han sido generalmente considerados sinónimos de los lagos, por lo
que el enfoque para estudiar los embalses es idéntico al enfoque utilizado en el
estudio de cuerpos lacustres, y los resultados se pueden interpretar dentro del
contexto convencional de la limnología de lagos (Thornton et al., 1990).
El comportamiento hidrodinámico de un lago o embalse depende principalmente
del intercambio de masa, calor y cantidad de movimiento con el medio. Este
intercambio está asociado a procesos específicos que ocurren en la naturaleza,
como lo son la incidencia de radiación solar, el régimen de vientos y las
precipitaciones, entre otros factores ambientales forzantes del sistema, tal como
se muestra en la Figura 1.7.
Debido a la acción de las variables forzantes (hidrología, meteorología u operación
del embalse), la estructura física de la columna de agua puede sufrir variaciones
por el desarrollo de variados procesos hidrodinámicos, que interactúan además
con procesos fisicoquímicos y biológicos relacionados por ejemplo, con las
reacciones de los elementos geoquímicos, nutrientes y desarrollo de biota
acuática como el crecimiento de microalgas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 12 de 14
Figura 1.7. Esquema de procesos transferencia de masa, momentum y calor que
interactúan en un embalse.
Tanto Gore y Petts (1989), Thornton et al. (1990) y Cooke (1993), muestran que
los embalses debido a su configuración geométrica presentan zonas con
comportamientos diferenciados a lo largo del cuerpo de agua (ver Figura 1.8).
Los tramos usualmente descritos dentro de un embalse, se componen de: a) Zona
fluvial, caracterizada por una sección angosta, somera y bien mezclada con
fuerzas advectivas importantes que tienen gran capacidad de transporte, b) Zona
de transición, donde se produce una compensación entre las fuerzas advectivas y
la estructura vertical de densidad, y c) Zona lacustre, caracterizada por ser una
zona más profunda y ancha donde predomina la estabilidad de la estructura
vertical de la densidad.
Figura 1.8. Esquema de la estructura interna de un embalse (Fuente: Gore y Petos,
1989)

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 13 de 14
En esta última zona lacustre, se puede presentar una potencial estratificación
vertical en capas, que se produce por la interacción de la zona superficial con el
ambiente. El calentamiento y mezcla turbulenta de las capas superiores produce
una capa homogénea de agua templada a cálida (epilimnion), mientras que en la
zona más profunda se mantiene una capa de agua más fría aislada de la
perturbaciones superficiales (hipolimnion).
En casos en que los embalses son alimentados por caudales importantes, uno de
los parámetros claves que controlan el comportamiento biogeoquímico del sistema
tiene relación con el tiempo promedio en que el agua permanece dentro de los
bordes que limita el cuerpo de agua (Rueda et al., 2006), lo que se conoce como
tiempo de residencia (o tiempo de retención). Junto con el caudal también es
relevante la regla de operación del embalse, pues el tiempo de retención está en
directa relación con el balance entre estos 2 elementos. El estudio de un embalse,
además supone la incorporación de procesos de menor escala que puedan
permitir la caracterización del transporte y mezcla dentro del cuerpo de agua, entre
los cuales se encuentran procesos como la advección, convección, turbulencia,
difusión, corte, dispersión y sedimentación.
Por otra parte, en zonas geográficas con aportes glaciales naturales, es
importante considerar los procesos de las capas superficiales (Davis-Colley,
1988), como la relación entre la profundidad de mezcla y la zona eufótica
(convencionalmente tomada como la profundidad en la cual la luz se atenúa a un
1% de su valor superficial). Esto explica, por ejemplo, por qué la productividad
primaria en aguas muy turbias puede ser más baja que la esperada según la
concentración de nutrientes (Grobbelaar, 1985).
En relación a la potencial eutrofización, ésta no se manifiesta con la misma
intensidad en todos los cuerpos de agua, ya que dependerá del tipo de embalse
que se construya y opere (Palau, 2003). La susceptibilidad que presentan los
embalses a la eutrofización, se explica por la carga de materia orgánica que
procesan aguas arribas y a la relación existente entre las superficies de la cuenca
y la lámina de agua, favoreciendo el tiempo de residencia de los nutrientes
aportados por unidad de superficie (Palau, 2003). El estado trófico de los
embalses y lagos varían también según las condiciones climáticas del sector
geográfico en el que se sitúan (De León et al., 2003).
Otro de los efectos sobre los embalses, se refiere a la sedimentación que se
produce en base a diversos factores, como la erosión que se produce aguas arriba
del embalse, que varía en función de la erodabilidad del sustrato, protección del
suelo, densidad de la cubierta vegetal e intensidad de la lluvia; transporte de
material desde la ladera hasta los cauces fluviales, altura de la lámina de agua al
momento de crecidas y la forma de laminación. La acumulación de sedimentos

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 1, Página 14 de 14
(aterramiento) influye directamente en el volumen de almacenamiento del embalse
(López et al., 2003). Esta acumulación interviene en la calidad del agua, ya que los
sedimentos son zonas de acumulación de nutrientes y el material sedimentado
orgánico contiene nitrógeno de amonio y fósforo.
En base a lo anterior, el estado eutrófico que podrían presentar los embalses
persisten debido a la recirculación de nutrientes entre el agua y el sedimento
(Armengol, 1998). Cabe recordar que una mayor concentración de turbidez y
sólidos suspendidos, pueden afectar la zona fótica; y que un aumento de amonio y
fósforo incrementan la producción primaria en las zonas con mayor penetración de
la luz. Además, los sedimentos tienen la capacidad de acumular sustancias
tóxicas que producen efectos negativos sobre la biota acuática (Armengol, 1998).
Finalmente, cabe señalar que para resolver simultáneamente los procesos más
relevantes que ocurren en el embalse, se debe considerar la interacción de los
procesos tanto físicos, químicos y biológicos. Para ello, el uso de la modelación
numérica resulta una herramienta valiosa que permite efectuar una representación
simulada del comportamiento de la hidrodinámica y calidad de agua, en función de
los cambios de los parámetros forzantes que la afectan, como lo son la hidrología,
meteorología y/o reglas de operación del embalse.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo. 10, Página 1 de 7
CAPITULO 10
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Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo. 11, Página 1 de 1
CAPÍTULO 11
EQUIPO DE TRABAJO
Nombre Profesión Titulo Función en el proyecto
Natacha Oyola Cartógrafa Magister en Teledetección Encargada SIG y Cartografía
Julio Vallejos Ingeniero Civil Hidráulico MBA Encargado modelación ríos
Cecilia Urrutia Ingeniero Civil Hidráulico Ingeniero Encargado Modelación Numérica
Toradji Uraoka
Ingeniero Civil Hidráulico Ingeniero Responsable Modelación Numérica
Santiago Montserrat
Manuel Durán
Rodrigo Pardo
Ingeniero Civil Hidráulico
Geólogo
Limnólogo
Magíster en recursos y medio
ambiente hídrico (U de Chile) Responsable Modelación Conceptual y
Doctorado en Fluidodinámica Análisis de Resultados
(Candidato U. de Chile
Geólogo, Hidrogeólogo
Coordinador Responsable Integración
Modelos
Magíster en Ciencias Biológicas
c/m Ecología, Universidad de
Chile. 1999-2002. Doctor Modelación Metales pesados y apoyo
(Candidato U. de Chile) en limnologico
Ciencias Mención: Ecología y
Biología Evolutiva.
Olga Martinez
Ingeniería Ambiental (2003).
Instituto de Capacitación
Profesional (INACAP). Post-título en Contaminación
Encargada Información y
Químico Laboratorista Ambiental (1997). Facultad de
Calidad de Agua
(1994).
Ciencias, Universidad de Chile.
Universidad Tecnológica
Metropolitana
análisis de
Manuel Contreras
Antonio Tironi
Victor Marín
Limnólogo
Biólogo Ambiental
Biólogo
Licenciatura en Ciencias con
mención en Biología (1986).
Universidad de Chile. Magister
en Ciencias Biológicas con
mención en Ecología (1993). Coordinador General del Proyecto
Universidad de Chile. Doctorado
en Ciencias Biológicas con
mención en Ecología (1998).
Universidad de Chile.
Magíster en Ciencias Biológicas
c/m Ecología, Universidad de
Chile. 1999-2002. Doctor
Modelación Numérica Fiordo
(Candidato U. de Chile) en
Ciencias Mención: Ecología y
Biología Evolutiva.
Modelación Conceptual y Numérica
PhD Oceanografía
del Fiordo

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 2, Página 1 de 1
CAPÍTULO 2
OBJETIVO GENERAL Y OBJETIVOS ESPECÍFICOS
2.1 Objetivo General
Determinar los cambios en la calidad del agua ante diferentes escenarios
hidrológicos y de operación de las centrales en los ríos Baker, Pascua y Del Salto,
mediante el uso de modelos matemáticos acoplados a un modelo de
escurrimiento.
2.2 Objetivos Específicos
• Determinar el futuro estado trófico de los embalses asociados a las
centrales del PHA, así como en los tramos de ríos aguas abajo de éstas.
• Determinar el efecto de las centrales del PHA sobre la pluma de dispersión
de sedimentos en el estuario.
• Determinar la concentración de metales no esenciales (cadmio y mercurio)
asociados a los fenómenos de bioacumulación y biomagnificación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3 Página 1 de 40
3.1 Metodología General
CAPÍTULO 3
METODOLOGÍA
El funcionamiento de los ríos y embalses es regulado principalmente por factores
como las condiciones climáticas, el caudal, y los nutrientes, entre otros. Sin
embargo, no todos los factores tienen la misma jerarquía (importancia), en cuanto
a su rol como factor regulador. En la Figura 3.1 se presenta la jerarquía de los
factores relevantes en términos de calidad del agua, a partir de los cuales se
desprende que los factores físicos son los más importantes, luego los químicos y
por último, los biológicos.
Esto podemos ejemplificarlo de la siguiente manera en un río: podemos agregar
una cantidad de nutrientes extremadamente alta, sin que ocurran cambios en la
condición trófica del río, debido a que los tiempos de residencia (renovación del
agua) son muy bajos.
Lo anterior, nos lleva a plantear la necesidad de utilizar esta jerarquía cada vez
que estudiamos los ecosistemas acuáticos presentes en los ríos, en el caso del
presente informe, cuando estudiemos la calidad y comportamiento de la condición
trófica del sistema, debe existir coherencia entre ésta y las propiedades de los
ríos.
Físicos
Químicos
Biológicos
Figura 3.1. Distribución jerárquica de los factores que controlan los ríos de tipo ritrónico.
(Fuente: EIA PHA 2008, Apéndice D, Apéndice 4, Figura 13).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 2 de 40
En este sentido, los factores relevantes en términos de calidad del agua en el
comportamiento de los ríos, embalses, estuarios y fiordos, estarán dados por las
condiciones climáticas que son de orden superior y que controlan a su vez la
hidrodinámica, la temperatura y otros componentes, a través de los mecanismos
de radiación, vientos, lluvias y la presencia de glaciares.
En un orden inferior, el comportamiento de la calidad del agua, en especial de los
embalses, está íntimamente relacionada con factores biológicos como el proceso
de eutroficación, que de acuerdo con numerosos autores, entre los que se
encuentran: Welch, 1952; Sawyer, 1966; Fruh et al., 1966; Golterman, 1973 y
Margalef, 1983, existe un grupo de características morfométricas (profundidad,
margen de la cuenca, etc.), químicas (oxígeno y nutrientes) y biológicas
(productividad biomasa, especies indicadoras, etc.) que definen los principales
estados tróficos.
En este sentido, existen Índices de Estado Trófico que representan un esfuerzo
por entregar un índice cualitativo, con el propósito de clasificar y ordenar los
cuerpos de agua como lagos, ríos y embalses, desde el punto de vista de la
evaluación de la calidad del agua. Entre otros índices, están los propuestos por
Carlson (1977), que considera distintos parámetros para evaluar el Índice de
Estado Trófico: uno utiliza la transparencia o turbiedad, otro lo hace utilizando las
concentraciones de clorofila-A y finalmente, se utilizan también los niveles de
fósforo.
Smith et al. (1999), sintetizó y planteó valores límites de concentraciones para
algunos de los parámetros propuestos por Carlson (Clorofila-A, Fósforo Total) y
además, consideró el Nitrógeno Total. De este modo, la clasificación trófica estará
dada por el valor que presenten dichos parámetros dentro de un cuerpo de agua
(ríos, lagunas o mares).
En el presente informe se utilizan los límites y clasificaciones propuestos por Smith
et al. (1999), los que se muestran en la Tabla 3.1. Estos estados de eutroficación
en función de los nutrientes son estados potenciales de alcanzar en los sistemas
acuáticos, ya que como se expuso, los procesos de eutroficación están
controlados por factores físicos (climáticos) de orden superior que imponen, por
ejemplo en los ríos Baker y Pascua, condiciones limitantes de temperatura en
invierno y condiciones de baja penetración de luz en verano, debido a la presencia
de sólidos suspendidos proveniente de los deshielos.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 3 de 40
Tabla 3.1: Límites y clasificación de trofía. Smith et al.(1999)
Cuerpo de Agua Estado Trófico Nitrógeno Total Fósforo Total Clorofila-A
[mg/L]
[mg/L]
[ug/L]
Lagos Oligotrófico 25
Ríos Oligotrófico 30
Mares Oligotrófico 0,04 >5
En general, se puede considerar que los mecanismos más importantes que
influyen en el comportamiento de los embalses son el intercambio de calor, masa
y cantidad de movimiento. En la actualidad existen varios modelos numéricos para
la evaluación del estado trófico, los cuales permiten efectuar una evaluación del
comportamiento hidrodinámico de los sistemas y llevan acoplados modelos de
calidad, que permiten hacer simulaciones en el tiempo para evaluar el
comportamiento de variables de calidad química y biológica del agua.
En países de latitudes templadas, como Alemania, Canadá, Estados Unidos de
América y España, los modelos de evaluación de estado trófico se encuentran
muy desarrollados, en muchos casos se ha intentado aplicar sus resultados a
nuestras latitudes; sin embargo, hay que aplicarlos con las consideraciones
necesarias a las condiciones locales.
3.2 Segmentación para la Modelación de Calidad de Aguas
El desarrollo del Proyecto Hidroeléctrico Aysén (PHA) considera la construcción de
cinco centrales, las que se han denominado Baker 1, Baker 2, Pascua 1, Pascua
2.1 y Pascua 2.2, y una central para abastecimiento eléctrico para las faenas de
construcción, denominada Del Salto.
Las centrales que componen el Proyecto Hidroeléctrico Aysén tendrán una
potencia total instalada aproximada de 2.750 MW y producirán en conjunto una
energía media anual de 18.430 GWh a inyectar al Sistema Interconectado Central.
Considerando las características del PHA y la distribución de sus centrales, para la
evaluación de la modelación de calidad de aguas se ha efectuado una
segmentación de cada río, basada en tramos de río y embalses. De esta manera,
el río Baker se ha subdividido en un tramo de río antes del embalse Baker 1
(RBK1), el embalse Baker 1 (BK1), un tramo de río entre Baker 1 y Baker 2

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 4 de 40
(RBK1-BK2), el embalse Baker 2 (BK2), el tramo de río entre Baker 2 y la
desembocadura (RBK3) (Figura 3.2). Para la evaluación del estuario se considera
el dominio entre 8 km aguas arriba de la desembocadura y el sector en el fiordo,
donde se produce el quiebre topográfico del cauce del río. Finalmente, el Fiordo se
considera entre la desembocadura y el límite de éste con el Golfo de Penas.
Para el caso del río Pascua (Figura 3.3), se considera el tramo antes de Pascua 1
(TRP1), los embalses Pascua 1, 2.1 y 2.2 (Embalse Pascua) como un solo
embalse y el tramo de río desde Pascua 2.2 a desembocadura (TRP2).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 5 de 40
Figura 3.2. Segmentación de los distintos ambientes de modelación en río Baker.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 6 de 40
Figura 3.3. Segmentación de distintos ambientes de modelación en el río Pascua.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 7 de 40
3.3 Enfoque de la Modelación
Para la evaluación de los cambios de calidad del agua por efecto de la
construcción del PHA, se ha considerando la condición de línea de base de
calidad del agua, la que es comparada con una representación modelada de
calidad del agua bajo las condiciones de diseño y operación del PHA.
Un modelo numérico es una representación utilizada para simular las condiciones
ambientales y su respuesta ante estímulos o impactos determinados. Una vez que
el modelo ha sido seleccionado o construido, pueden ser evaluados los efectos de
la acción propuesta y sus alternativas. Los modelos de calidad de aguas tienen
por finalidad, determinar las nuevas concentraciones de contaminantes del cuerpo
de agua en cada punto y a lo largo del período de interés, cuando las condiciones
de modificación y el estado inicial son conocidos.
El objetivo del desarrollo de cualquier modelo de calidad de agua, es producir una
herramienta que tenga la capacidad de simular el comportamiento de las
componentes hidrológicas y de calidad de un cuerpo de agua. El desarrollo de
esta herramienta para simular el comportamiento del prototipo, se hace aplicando
un modelo matemático, producto de tres fases generales:
• Representación conceptual.
• Representación funcional.
• Representación computacional.
El desarrollo de un modelo de calidad de aguas, así como de cualquier otro, debe
seguir las etapas que se muestran en la Figura 3.4.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 8 de 40
Especificación del
Problema
Teoría
General
Construcción
Teórica
Especificación
Numérica
Datos de
Diseño
Datos de
Laboratorio
Resultados
Calculados
Calibración del
Modelo
Verificación del
Modelo
Figura 3.4. Etapas en el desarrollo de un modelo de calidad de aguas. Modificado de
Thoman y Mueller (1987).
3.3.1 Representación conceptual
Como se mencionó en el punto 3.1 los factores relevantes que controlan el
comportamiento de los ríos, embalses, estuarios y fiordos en términos de la
calidad del agua, están dados por las condiciones climáticas que son de orden
superior y que controlan a su vez la hidrodinámica, la temperatura y la luz, a través
de los mecanismos de radiación, nubes, vientos y lluvias. Por lo tanto, la primera
fase de la representación modelada, incluirá una modelación hidrodinámica que
sirva de plataforma para la modelación de calidad.
En un orden inferior, el comportamiento de la calidad del agua, en especial de los
embalses, está íntimamente relacionada con el proceso de eutroficación, cuyo
estado se puede representar con el Índice de Estado Trófico.
Por lo anterior, los procesos fundamentales que rigen la calidad de agua de un
cuerpo acuático, ya sea fluvial o lacustre, son los térmicos, hidrológicos y

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 9 de 40
bioquímicos. Los procesos hidrológicos deben entenderse, como aquellos
exclusivamente relativos al comportamiento hidrodinámico.
Una visualización esquemática de estos procesos y sus relaciones de jerarquía se
presenta en la Figura 3.5.
Por lo tanto, los esfuerzos de la modelación se concentran en determinar los
cambios de variables forzantes del sistema como temperatura, caudal, sólidos en
suspensión y de variables de respuesta como clorofila, nutrientes (Fósforo total y
Nitrógeno total), concentración de oxígeno disuelto y salinidad según corresponda
a ríos, embalse, estuario o fiordo.
Figura 3.5. Representación conceptual de los distintos componentes de un ecosistema y
su jerarquización.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 10 de 40
3.3.2 Representación funcional
Los modelos de calidad de aguas de las cuencas de los ríos Baker y Pascua son
parte de un modelo integrado de simulación que involucra embalses, ríos,
estuarios y fiordo (Figura 3.6), con el fin de evaluar en el largo plazo el impacto
sobre la calidad en algunos elementos físico-químicos y biológicos de interés
ambiental, producto de la construcción de las centrales Baker 1, Baker 2, Pascua
1, Pascua 2.1 y Pascua 2.2.
Figura 3.6. Modelo funcional que integra modelos parciales de ríos, embalses, estuario y
fiordo en un perfil esquemático.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 11 de 40
3.3.3 Representación computacional
En la actualidad existen varios modelos numéricos para la evaluación del estado
trófico, que incluyen los modelos de río, embalse y estuario. Estos modelos
permiten efectuar una evaluación del comportamiento hidrodinámico de los
sistemas y cuya calibración se puede realizar a través de datos de temperatura y/o
salinidad. Estos modelos llevan acoplados modelos de calidad del agua, que
permiten hacer simulaciones en el tiempo para evaluar el comportamiento de
variables de calidad química y biológica.
La aproximación metodológica para llegar a describir y modelar la calidad del agua
de los sistemas acuáticos asociados al PHA, se basa en la secuencia de varias
etapas en las que se van recopilando los antecedentes existentes u otras
mediciones de terreno específicas, tales que permitan realizar el análisis de los
datos orientados a describir el comportamiento del conjunto de los sistemas
acuáticos en estudio.
La recopilación de antecedentes está orientada a definir la fuente de los datos
utilizados en el presente estudio, tal que se pueda aplicar una trazabilidad de la
información. Los antecedentes se componen de diversos campos, como los
registros meteorológicos, estadísticas hidrológicas, morfología, calidad
fisicoquímica y biológica, entre otros. Para cada grupo de datos se especifica el
tratamiento de ellos, es decir, que procesos de limpieza de datos, relleno o
interpolación se han utilizado.
En base al análisis de la información, se podrá describir la estructura de los
sistemas y su funcionamiento. Cada uno de los sistemas (ríos, embalses,
estuarios y fiordo) tendrán un comportamiento que está dominado principalmente
por procesos físicos de gran, media y pequeña escala, como por ejemplo: las
variables forzantes meteorológicas, procesos de mezcla debido al escurrimiento y
viento, u otros procesos, como la cuña salina que se puede localizar en sectores
acotados del estuario. Por lo tanto, es de importancia conocer cuáles son los
factores de relevancia para los sistemas acuáticos del PHA.
Para tener un punto de referencia para analizar los potenciales efectos de la
construcción y operación del PHA, es necesaria una caracterización con las
condiciones basales de calidad de aguas, tanto en el tiempo como en el espacio .
Esta caracterización debe considerar las condiciones hidráulicas, fisicoquímicas y
biológicas del área de estudio antes del proyecto, así como, los rangos de
variación natural.
El análisis histórico de la información, incluye los valores de los parámetros
obtenidos en las campañas de línea de base llevadas a cabo durante agosto y
noviembre 2006 y enero 2007, y las campañas del informe complementario

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 12 de 40
realizadas durante septiembre y noviembre de 2007, enero y abril de 2008 y enero
y febrero de 2009. Los valores de estos parámetros según el sistema acuático
analizado (cauce principal, tributarios y estuario) se encuentran en el Apéndice D
del presente estudio de modelación.
La descripción de los sistemas acuáticos locales en base a la información
disponible y de la caracterización de las condiciones basales, permitirá generar los
patrones de comportamiento que deberán cumplir los sistemas, lo cual
representará una forma de validación de los modelos empleados. Si bien, la
descripción de los sistemas locales son representaciones puntuales en el tiempo,
son lo suficientemente fuertes como para utilizarla en la calibración/validación de
los modelos.
3.4 Discusión Metodológica
Los modelos numéricos asociados a describir la calidad del agua de distintos
sistemas acuáticos, resuelven una serie de ecuaciones cinéticas orientadas a
cuantificar la cantidad o transporte de un cierto constituyente o contaminante
asociado a la calidad de aguas del sistema. La tasa de variación y transporte
asociado a estos constituyentes, son generalmente moduladas por la
hidrodinámica del sistema, por lo que, además del modulo de calidad de aguas, en
primer lugar los modelos numéricos deben resolver la hidrodinámica del cuerpo de
agua.
Gran parte de la complejidad de un modelo numérico, radica en la cantidad de
forzantes físicas y dimensiones relevantes para describir el transporte de
momentum en el sistema. Así en ríos donde existe una sola dirección principal,
modelos numéricos unidimensionales promediados en la transversal (profundidad
y ancho) son suficientes como para resolver la hidráulica del sistema y, por lo
tanto, la calidad de sus aguas.
Para el caso de lagos o embalses estratificados y donde no existen gradientes
horizontales importantes, modelos numéricos unidimensionales promediados en la
horizontal han otorgado buenos resultados. Sin embargo, sistemas más complejos
donde existen fuertes gradientes horizontales, pueden requerir de la utilización de
modelos en 2 ó 3 dimensiones. Para el caso de embalses alargados donde se
espera que exista estratificación, además de gradientes horizontales importantes
sólo en la dirección principal del cuerpo de agua, modelos en 2 dimensiones
promediados lateralmente, han demostrado ser herramientas adecuadas para su
estudio. Si bien es cierto, que los modelos en 3 dimensiones son capaces de
capturar dinámicas complejas asociadas a corrientes y ondas internas, su alto
costo computacional y gran requerimiento de datos, limita su uso práctico a
simulaciones de corto plazo (algunos pocos días).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 13 de 40
Una práctica normal para la caracterización de los distintos procesos
hidrodinámicos relevantes en un sistema acuático, consiste en la cuantificación de
éstos mediante la utilización de números adimensionales adecuados. Esta
cuantificación permite determinar los procesos más relevantes en la hidrodinámica
del cuerpo de agua y que otros procesos pueden ser despreciados o considerados
de menor importancia. De esta manera, es posible acotar y simplificar la
modelación como también elegir la complejidad y dimensionalidad de los modelos
numéricos a utilizar.
En el caso de la hidráulica tradicional, existe una metodología bien establecida
basada en los números adimensionales de Reynolds (Re) y de Froude (Fr), los
que permiten determinar el estado o comportamiento del flujo con relación a los
efectos derivados de la viscosidad, gravedad y fuerzas inerciales. Toda vez que un
flujo es caracterizado en función de estos números adimensionales, una serie de
otras características se hacen evidentes, simplificándose su análisis (CHOW,
1994; Imberger, 2001).
La mayor cantidad de procesos importantes en la hidrodinámica de sistemas
límnicos, hacen que la caracterización en términos de los números de Reynolds y
Froude sea insuficiente y poco adecuada. En la literatura han sido definidos
números adimensionales característicos del comportamiento de sistemas
acuáticos complejos, donde los efectos del viento, corrientes, transferencia de
calor y gradientes de densidad, entre otros, dominan la dinámica del sistema.
Estos números adimensionales buscan parametrizar la dinámica de la capa
superficial, la dinámica de ondas internas y la dinámica de corrientes asociadas a
flujos afluentes y efluentes del sistema acuático (Imberger, 2001).
Esta metodología, basada en la utilización de números adimensionales, ha sido
incorporada al presente estudio, sentando las bases para la conceptualización del
modelo hidrodinámico de los embalses del PHA y la elección del modelo numérico
a utilizar. El análisis de números adimensionales, se presenta en detalle en el
Capítulo 5 de este informe.
Por lo anteriormente expuesto, para los segmentos de río se utiliza el modelo
HEC-RAS y para los segmentos de embalse y estuario se implementa el modelo
CE-QUAL-W2, mientras que para el fiordo la modelación se efectúa a través del
modelo 3D, MOHID.
Los datos para cargar estos modelos, han sido levantados al menos a nivel
estacional, otros a nivel mensual, diario e incluso horario, lo que produce
resultados útiles a nivel de la estimación de la variación de calidad de las aguas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 14 de 40
3.5 Recopilación de antecedentes
3.5.1 Meteorológicos
El objetivo de la caracterización meteorológica para las cuencas de los ríos Baker
y Pascua, es presentar la información necesaria que permita realizar la
modelación de calidad de aguas bajo un escenario de Línea Base (Situación sin
Proyecto) y los escenarios asociados al funcionamiento de las centrales
hidroeléctricas del PHA.
Para realizar la caracterización meteorológica, fue necesario complementar la
información existente disponible en el estudio de impacto ambiental (EIA PHA,
acápite 4.3.1 Clima y Meteorología). En particular, fue necesario recopilar
antecedentes meteorológicos en las estaciones que se presentan en la Tabla 3.2
para el periodo Mayo 2006 –Enero 2009.
En la Tabla 3.2, la columna “Resp” Indica la institución que es responsable de la
información recopilada, las cuales son DMC (Dirección Meteorológica de Chile),
DGA (Dirección General de Aguas) y PHA (Proyecto Hidroeléctrico Aysén). Esta
información fue recopilada durante Marzo/Abril 2009 de la base datos DGA en
línea. Posteriormente, fue analizada y se utilizó la más representativa para cada
caso (Cochrane, Baker en angostura Chacabuco, Pascua en desagüe Lago
O’Higgins y Pascua antes junta Lago Quetru).
Adicionalmente, fue necesario extender o estimar series meteorológicas,
particularmente variables relacionadas con la magnitud del viento y la radiación
solar. La metodología utilizada para obtener esa información adicional se describe
en Apéndice A.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 15 de 40
Tabla 3.2 Estaciones Meteorológicas
Estaciones Resp Este Norte
Cochrane DMC 685,466 4,766,264
EMB1 (Central Baker 1) PHA 680,493 4,777,968
EMPY (Puerto Yungay) PHA 624,871 7,689,850
EMP2.2 (Central Pascua 2.2) PHA 639,517 4,665,892
EMQ1 (Sector Desagüe Lago G. Quirós) PHA 646,986 4,644,182
EMSL (Relleno Sanitario San Lorenzo) PHA 683,593 4,759,455
EMCMT (CMT Pascua) PHA 642,301 4,664,555
EMP1 (Lago Chico) PHA 646,986 4,644,182
EMDS (Del Salto) PHA 676,948 4,755,452
EMLB (Laguna Balboa) PHA 642,072 4,692,166
Pascua en desagüe Lago O´Higgins DGA 649,082 4,638,669
Pascua antes junta Lago Quetru DGA 641,897 4,664,186
Baker en desagüe Lago Bertrand DGA 665,037 4,788,997
Baker en angostura Chacabuco DGA 671,951 4,776,135
Baker bajo los Ñadis DGA 652,276 4,736,826
3.5.2 Hidrológicos
El objetivo de la caracterización hidrológica de los ríos Baker y Pascua, es
presentar la información necesaria que permita realizar la modelación de calidad
de aguas bajo un escenario de Línea Base (Situación sin Proyecto) y los
escenarios asociados al funcionamiento de las centrales hidroeléctricas del PHA.
Las estadísticas fluviométricas disponibles en las cuencas del río Baker y Pascua
fueron obtenidas del estudio elaborado por Ingendesa (2007) y del banco nacional
de aguas de la Dirección General de Aguas (DGA). El resumen de las estaciones
consideradas se presenta en la Tabla 3.3.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 16 de 40
Tabla 3.3: Estaciones Fluviométricas DGA
ID
Estación
Ubicación
Fecha
Latitud Longitud Inicio Término
1 Baker en desagüe lago Bertrand 47°01´40´´ 72°49´30´´ May 63 -
2 Baker en Angostura Chacabuco 47°08´30´´ 72°43´45´´ Dic 76 -
3 Baker en Colonia 47°21´00´´ 72°51´00´´ Abr 63 Mar 90
4 Baker bajo Los Ñadis 47°30´00´´ 72°58´30´´ May 75 -
5 Chacabuco antes junta Baker 47°07´00´´ 72°34´30´´ Mar 78 Jul 90
6 Río Del Salto antes junta Baker 47°17´25´´ 72°41´00´´ Nov 79 Dic 00
7
Pascua en desagüe lago
O’Higgins
48°23´00´´ 72°59´00´´ Ene 62 -
8 Pascua antes junta Quetru 48°09´20´´ 73°05´20´´ Abr 78 -
Fuente: Ingendesa (2007), citado en Estudio de Impacto Ambiental del PHA.
Se utilizan las series de tiempo de caudales medios diarios obtenidos de los
Servicios Satelitales en Tiempo Real de la DGA durante el periodo Mayo 2006 –
Enero 2009 en las estaciones Río Baker Desagüe Lago Bertrand, Baker en
Angostura Chacabuco, Pascua en desagüe Lago O´Higgins, Pascua antes junta
Quetru. Adicionalmente, fue necesario estimar caudales medios diarios para
algunos afluentes que no cuentan con estadísticas de caudales medios diarios en
ese período o no cuentan con control fluviométrico. La metodología utilizada para
obtener esta información adicional, se describe en el Apéndice B. Caudales
Medios Diarios.
Para realizar la caracterización hidrológica del río Baker, fue necesario
complementar la información hidrológica disponible para la elaboración del EIA del
PHA. En particular, fue necesario generar una serie de tiempo de caudales medios
diarios para los ríos Chacabuco, Nef, Cochrane, del Salto, Colonia, Ñadis,
Ventisquero y del Paso.
En el caso de la caracterización hidrológica del río Pascua, fue necesario
complementar la información hidrológica disponible de acuerdo a lo indicado en
estudio elaborado por Ingendesa (2007). En particular, fue necesario generar una
serie de tiempo de caudales medios diarios para los lagos Gabriel Quirós, Quetru,
Borquez y Bergues.
Gráficamente, los resultados de la caracterización hidrológica se presentan como
un diagrama unifilar de caudales medios anuales, que muestran los ríos en
estudio y los principales afluentes.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 17 de 40
3.5.3 Morfológicos
3.5.3.1 Baker
Para el Río Baker se identificaron tres zonas con diferentes condiciones
morfológicas a partir de la información cartográfica del IGM, sobrevuelo por el río
Baker, y experiencia de terreno (Fuente: Anexo D, Apéndice 4 del EIA PHA: 1)
Morfología tipo cascada, 2) Regiones con canal recto con secuencia de rápidos y
pozas, y 3) Río trenzado (ver Figura 3.7).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 18 de 40
Figura 3.7: Clasificación de condiciones hidráulicas del río Baker (Fuente: EIA PHA 2008,
Apéndice D, Apéndice 4, Figura 92).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 19 de 40
3.5.3.2 Pascua
A partir de información cartográfica del IGM, sobrevuelo por el río Pascua y
experiencia de terreno, se logró distinguir condiciones distintas en la zona alta,
aguas arriba de Central Pascua 2.2 y zona baja, aguas abajo de Central Pascua
2.2 (Fuente: EIA PHA 2008, Apéndice D, Apéndice 4) (Figura 3.8):
• Morfología Tipo Cascada (Zona Alta)
• Río Meandroso con posibilidad de desarrollo local (Zona baja).
Figura 3.8: Clasificación de condiciones hidráulicas del río Pascua. (Fuente: EIA
PHA 2008, Apéndice D, Apéndice 4, Figura 231).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 20 de 40
3.5.4 Parámetros físicos, químicos y biológicos
Este estudio en el área de emplazamiento del PHA, permitirá describir la situación
ambiental actual en ambas cuencas y compararla con la descripción de los
ecosistemas fluviales bajo condiciones operacionales, lo cual frente a un potencial
cambio en la calidad de agua, permitirá establecer medidas de mitigación y
eventualmente de compensación por el emplazamiento y la operación de las
centrales del PHA.
Se tomaron muestras en ocho periodos estacionales definidos en función del
régimen de descarga de la cuenca (Salas, 2004). La Tabla 3.4, presenta
información sobre los periodos de muestreo.
Tabla 3.4 Periodos de muestreo de los estudios de calidad de agua en los ríos Baker y
Pascua.PHA.
Campaña
Sectores estudiados
Sector río Baker Sector río Pascua
Periodos de muestreo
Agosto de 2006
Lago Bertrand a laguna
Vargas
Lago Chico a Lago Quetru 7 – 17 de agosto de 2006
Noviembre de 2006
Lago Bertrand a laguna
13 – 27 de noviembre de
Lago Chico a Lago Quetru
Vargas
2006
Enero de 2007
Lago Bertrand a laguna
Vargas
Lago Chico a Lago Quetru 4 – 15 de enero de 2007
Septiembre de 2007
Tramo inferior del río, Tramo inferior del río, 5 – 29 de septiembre de
incluye Estuario
incluye Estuario
2007
Noviembre de 2007
Tramo inferior del río, Tramo inferior del río, 20 – 28 de noviembre de
incluye Estuario
incluye Estuario
2007
Enero de 2008
Tramo inferior del río, Tramo inferior del río,
incluye Estuario
incluye Estuario
28 – 30 de enero de 2008
Abril de 2008
Tramo inferior del río, Tramo inferior del río, 29 de abril – 9 de mayo de
incluye Estuario
incluye Estuario
2008
Enero -febrero2009
Río, fiordo, estuario y Río, fiordo, estuario y 10-31 Enero
Lagos
Lagos
Febrero de 2009
Para el análisis de calidad de aguas descrito en el capítulo 4 y la modelación de
los embalses y ríos, se utilizaron las campañas de agosto 2006, enero 2007,
septiembre 2007, enero 2008 y enero 2009 (ésta última sólo se incluyó en el
análisis realizado en el capítulo 4), características de las condiciones de invierno y
verano.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 21 de 40
Las estaciones de muestreo se ubicaron en el curso principal y en los tributarios
en la cuenca de los ríos Baker y Pascua, en cada caso se definió el carácter del
tramo, dividiéndolos en río, tributario y estuario (Tablas 3.5 y 3.6, Figura
Apéndice C, 1 y 2). Estaciones de monitoreo del estudio calidad de agua en la
cuenca del río Baker.
Código
Estación
Tramo
Tabla 3.5: Estaciones de monitoreo río Baker
Descripción
Coordenadas UTM*
Este
Norte
BCAT 2 Río Río Ibáñez. sector Villa Cerro Castillo. 716905 4889210
BCAT 3 Río Río Murta. 675615 4854357
BCAT 6 Lago Muelle Puerto Guadal. 675242 4810046
BCAT 8 Río Desagüe Lago General Carrera en Puente. 667509 4809774
BCAT 9 Lago Lago General Carrera. sector El Maitén. 669771 4803952
BCAT10 Río Río Soler. sector lago Bertrand 641929 4794858
BCAT 12 Lago Lago Bertrand. sector antes desagüe 664022 4794786
BCAT 12.1 Lago Lago Bertrand 663370 4802303
BCAT 12.2 Lago Lago Bertrand 663434 4797705
BCAT 12.3 Lago Lago Bertrand 667138 4798471
BCAT 12.4 Lago Lago Plomo 661199 4793810
BCAT 12.5 Lago Lago Plomo 656792 4792085
B1
Río
Río Baker; sector de muestreo ubicado a 5.1 Km. del lago
Bertrand
664996 4789593
B2
Río
Río Baker; sector de muestreo ubicado a 11.2 Km. del lago
Bertrand
667765 4784573
B3
Río
Río Baker; sector de muestreo ubicado a 4.5 Km. aguas
arriba del río Nef
668867 4782457
B4
Río
Río Baker. sector de muestreo ubicado a 2.7 Km. aguas
arriba del río Nef
668453 4780775
BCAT 18 Tributario Desagüe Laguna Rebalse. Confluencia Río Nef. 645306 4777299
TB20 Tributario
Río Nef; sector de muestreo ubicado a 12.7 Km. de la
confluencia con el río Baker
658379 4779228
TB21 Tributario
Río Nef; sector de muestreo ubicado a 1.2 Km. de la
confluencia con el río Baker
667815 4778788
TB21.1 Tributario Yacimiento el Maitén; Aguas Arriba 1 666337 4775906
TB21.2 Tributario
Yacimiento el Maitén. sector muestreo ubicado a 1.2 Km. de
la confluencia con Río Nef
667582 4777547
TB21.3 Tributario Yacimiento El Maitén; Aguas Abajo 1 667787 4778417
TB22 Tributario Estero aguas abajo del estero El Molino 673952 4776454
B5
Río
Río Baker; muestreo en el sector denominado pasarela El
Manzano
672543 4776622
B6
Río
Río Baker. Sector de muestreo ubicado a 2 Km. de la
pasarela el Manzano.
673967 4777486
BCAT 16 Río Río Baker. sector Campamento el Manzano 674822 4777643
B6.1 Río Muro Central Baker 2 680023 4777600
TB23 Tributario
Río Chacabuco; sector de muestreo ubicado a 0.74 Km. de la
confluencia con el río Baker
680959 4777742
TB24 Tributario
Río Chacabuco; sector de muestreo ubicado a 0.2 Km. de la
confluencia con el río Baker
681055 4777530

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 22 de 40
Código
Estación
Tramo
Descripción
Coordenadas UTM*
Este
Norte
B7 Río Río Baker; aguas abajo de la confluencia del río Chacabuco 681063 4777517
B8
Río
Río Baker; sector de muestreo ubicado a 8.4 Km. aguas
abajo de la confluencia del río Chacabuco
679453 4769670
B8.1 Río Yacimiento Balseo Norte 679314 4768656
B8.2 Río Yacimiento Balseo. Aguas Abajo 678245 4766724
CO1 Lago Lago Cochrane 692800 4767882
CO2 Lago Lago Cochrane 690831 4763310
TB25 Tributario
Río Cochrane; sector de muestreo ubicado a 5.3 Km. aguas
abajo del lago Cochrane
685565 4764214
BCAT 20 Tributario Río Cochrane 686540 4764256
TB26 Tributario
Río Cochrane; sector de muestreo ubicado a 3 Km. de la
confluencia con el río Baker
676280 4761753
B9 Río Río Baker; aguas abajo de la confluencia del río Cochrane 673877 4761140
ES1 Lago Lago Esmeralda 682640 4757342
ES2 Lago Lago Esmeralda 681307 4755627
TB27 Tributario
Río Del Salto; sector de muestreo ubicado a 2.9 Km. del
desagüe del lago Esmeralda
677451 4755792
TB28.1 Tributario Río Del Salto. Mellizo 1 676747 4755400
TB28.2 Tributario Río Del Salto. Mellizo 2 676607 4754831
TB28.3 Tributario Río Del Salto. Mellizo 2 676184 4754743
TB28 Tributario
Río Del Salto; sector de muestreo ubicado a 4.7 Km. del
desagüe del lago Esmeralda
676056 4755446
LA1 Laguna Laguna Larga 666195 4742166
CH1 Laguna Laguna Chacabuco 667719 4747691
BCAT 24 Lago Lago Juncal. Sector Tres Lagos 672657 4753404
TB29 Tributario
Río Del Salto; sector de muestreo ubicado a 0.2 Km. de la
confluencia del desagüe del lago Juncal
675213 4757336
TB30 Tributario
Río Del Salto; sector de muestreo ubicado a 2.9 Km. de la
confluencia con el río Baker
674042 4759534
TB31 Tributario
Río Del Salto; sector de muestreo ubicado a 1.1 Km. de la
confluencia con el río Baker
673233 4760680
B10 Río Río Baker; aguas abajo de la confluencia del río Del Salto 673174 4761473
B11
Río
Río Baker; sector de muestreo ubicado a 4.4 Km. aguas
abajo del río Del Salto
669738 4761622
CL1 Lago Lago Colonia 639083 4759945
CL2 Lago Lago Colonia 640353 4757596
TB32
Tributario
Río La Colonia; sector de muestreo ubicado a 9 Km. del
desagüe del lago Colonia
650548 4756312
TB33 Tributario
Río La Colonia; sector de muestreo ubicado a 0.3 Km. de la
confluencia con el río Baker
660510 4758775
TB13.1 Tributario Yacimiento Los Ñadis, aguas arriba 655553 4739823
TB13.2 Tributario Yacimiento Los Ñadis 655727 4739448
B12
Río
Río Baker; sector de muestreo ubicado a 1 Km. aguas abajo
de la confluencia con el río de La Colonia
661246 4757781
B13
Río
Río Baker; sector de muestreo ubicado a 0.8 Km .aguas
arriba de la confluencia con el río Ñadis
654905 4741184

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 23 de 40
Código
Estación
Tramo
Descripción
Coordenadas UTM*
Este
Norte
TB34 Tributario
Río Ñadis; sector de muestreo ubicado a 13.5 Km. aguas
arriba de la confluencia con el río Los Barrancos
659938 4728461
TB35 Tributario Río Los Barrancos 660807 4735556
TB36 Tributario
Río Ñadis; sector de muestreo ubicado a 0.8 Km. aguas
abajo de la confluencia con el río Los Barrancos
658987 4736090
B14
Río
Río Baker; sector de muestreo ubicado a 0.7 Km. aguas
abajo de la confluencia con el río Ñadis
654737 4740176
B14.1 Río Muro central Baker 2 648641 4734786
B15
Río
Río Baker; sector de muestreo ubicado a 3.5 Km. aguas
abajo de la confluencia con el río del Saltón
643812 4733934
B16
Río
Río Baker; sector de muestreo ubicado a 5.4 Km. aguas
abajo de la confluencia con el río del Saltón
644017 4732210
BCAT 27 Tributario Río Calafate. junta Río Ventisquero 634613 4732578
TB38.1 Tributario Río Ventisquero 644493 4730385
TB37 Tributario
Río Ventisquero; sector de muestreo ubicado a 0.1 Km. de su
desembocadura
644488 4730099
B17
Río
Río Baker; sector de muestreo ubicado a 13.5 Km. aguas
abajo del río Ventisquero
643761 4719247
B18
Río
Río Baker; sector de muestreo ubicado a 19.1 Km. aguas
abajo del río Ventisquero
639208 4717315
B19
Río
Río Baker; sector de muestreo ubicado a 6 Km. aguas arriba
de la laguna Vargas
634362 4714389
VA1 Lago Lago Vargas 647972 4717848
BCAT 28 Tributario Río Jaramillo. 646616 4715566
BCAT 29 Tributario Río Negro. Tributario Baker. 629922 4713252
B39.1 Río Río Baker 628804 4708635
B40.1 Río Río Baker 624241 4708091
B41.1 Río Río Baker 617092 4703550
EB42.1 Estuario Estuario 612081 4706110
EB43.1 Estuario Estuario 608915 4707401
EB44.1 Estuario Estuario 607064 4705570
Fior B Fiordo Fiordo 606208 4706701
*Datum WGS 84 Huso 18s

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 24 de 40
Código
Estación
Tramo
Tabla 3.6. Estaciones de monitoreo río Pascua.
Descripción
Coordenadas UTM*
Este
Norte
PCAT 35 Lago Lago O'Higgins 657379 4637414
PCAT 35.1 Lago Lago O’Higgins. Bahía Ventisquero 653067 4635431
PCAT 35.2 Lago Lago O’Higgins. Bahía Esperanza 648837 4636657
PCAT 35.3 Lago Lago O'Higgins 651412 4638762
P1 Río Río Pascua; afluente del lago Chico 651191 4641502
PCAT 34.1 Lago Lago Chico 650182 4642465
PCAT 34.2 Lago Lago Chico 649741 4643184
PCAT34.3 Lago Estero Pretil Lago Chico 648825 4643822
PCAT34 Lago Lago Chico. sector Pascua 648359 4643576
P2.1 Río Lago Chico 647560 4644025
P2 Río Lago Chico 646590 4644824
P3
Río
Río Pascua; sector de muestreo ubicado a 1.1 Km.
aguas arriba del desagüe del lago Gabriel Quirós
645670 4645140
P4
Río
Río Pascua; sector de muestreo ubicado a 0.45 Km.
aguas abajo del desagüe del lago Gabriel Quirós
645671 4645690
TP3.1 Lago Lago Gabriel Quirós 643283 4644182
TP3.2 Lago Lago Gabriel Quirós 641223 4642645
TP9 Río
Desagüe del lago Gabriel Quirós. sector de muestreo
ubicado a 0.83 Km. de la confluencia con el río Pascua
645089 4644682
P9.1 Río
Río Pascua; sector de muestreo a 2.2 Km. aguas debajo
de la confluencia con el desagüe del lago Gabriel Quirós 646892 4646855
(Yacimientos Quirós Sur)
P9.2 Río Yacimiento Quirós Norte 646531 4647931
P4.1 Río Muro central Pascua 2.1 642347 4656551
P5
Río
Río Pascua; sector de muestreo ubicado a 2.8 Km.
aguas arriba del lago Quetru
642136 4663493
P6
Río
Río Pascua; sector de muestreo ubicado a 0.8 Km.
aguas arriba del lago Quetru
641378 4665102
P7
Río
Río Pascua; sector de muestreo ubicado a 0.2 Km.
aguas arriba del lago Quetru
640656 4665426
P8
Río
Río Pascua; sector de muestreo ubicado a 2 Km. aguas
abajo del lago Quetru
640585 4664809
TP8.1 Lago Lago Leal 647518 4670413
TP8.2 Lago Lago Leal 648176 4670251
TP8.3 Lago Laguna Negra 638709 4680968
TP8.4 Lago Laguna Negra 639813 4680469
TP8.5 Lago Lago Leal 639813 4676894
TP8.6 Lago Lago Leal 639392 4675501
TP8.7 Lago Lago Quetru 32 640811 4670455
TP8.8 Lago Lago Quetru 32 640207 4668379
TP10 Tributario
Desagüe del lago Quetru. sector de muestreo ubicado a
0.4 Km. de la confluencia con el río Pascua 1
640656 4665426
P13.1 Río Río Pascua 640171 4664344
P9 Río Río Pascua (Aguas abajo P13.1) 640003 4664164
P14.1 Río Río Pascua 637066 4660299

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 25 de 40
Código
Estación
Tramo
Descripción
Coordenadas UTM*
Este
Norte
TP11 Tributario Río Berguez 635871 4656255
TP11.2 Tributario Río Berguez a 1.8 Km. de la confluencia con el Pascua 635500 4654941
EP15.1 Estuario Estuario 630667 4656851
TP12.2 Tributario Río Bórquez a 2.7 Km. de la confluencia con el Pascua 626492 4654589
TP12 Tributario Río Bórquez 628493 4655735
EP16.1 Estuario Estuario 623688 4658698
FiorP Fiordo Fiordo 622343 4659520
*Datum WGS 84 Huso 18S
Se tomaron muestras de los parámetros de calidad de agua indicados en la Tabla
3.7 en los sectores Baker y Pascua.
Tabla 3.7. Parámetros agosto de 2006 a abril de 2008 y verano de 2009
PARÁMETRO PARÁMETRO PARÁMETRO PARÁMETRO PARÁMETRO
Alcalinidad total Cobalto Fluoruro Nitrógeno de amonio
Aluminio Cobre Fósforo de ortofosfato Nitrógeno de nitrato
Sólidos Totales
Disueltos
Sólidos Totales
Suspendidos
Amoniaco Coliformes Fecales Fósforo total Nitrógeno de nitrito Selenio
Arsénico
Coliformes Totales
Hidrocarburos policíclicos
Aromáticos
Nitrógeno total
Sodio porcentual
Bario Color verdadero Hidrocarburos Totales Oxígeno disuelto
Sólidos
Sedimentables
Bicarbonato Compuestos fenólicos Hierro pH Sulfato
Boro Conductividad específica Litio Plata Temperatura
Cadmio Cromo Litio cítrico Plomo Turbidez
Calcio Cromo hexavalente Magnesio Potasio Vanadio
Carbonato DBO 5 Manganeso
Residuos sólidos
filtrables
Zinc
Cianuro DQO Mercurio Salinidad
Clorofila "a" Detergente Molibdeno Sílice
Cloruro Flúor Níquel Sodio
Si bien se tomaron muestras de todas las variables expuestas en la Tabla 3.7, el
análisis de calidad de aguas descrito en el capítulo 4 del presente informe, hace
referencia a los siguientes parámetros: temperatura, BDO 5 DQO, Oxígeno

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 26 de 40
Disuelto, pH, Sólidos Totales Suspendidos, Sólidos Totales Disueltos, Turbidez,
Conductividad, Sílice, Nutrientes (Ortofosfato, Fósforo Total, Nitrógeno de Amonio,
Nitrógeno de Nitrato, Nitrógeno de Nitrito, Nitrógeno Orgánico Total) y Clorofila a.
Para las modelaciones, se utilizaron los registros de: Temperatura, Salinidad,
Clorofila, nutrientes (Ortofosfato, Fósforo Total, Nitrógeno de Amonio, Nitrógeno
de Nitrato, Nitrógeno de Nitrito, Nitrógeno Orgánico Total, Sílice, DBO 5 , Oxígeno
Disuelto, Sólidos Totales Suspendidos, Cadmio y Mercurio. Estos últimos se
usaron en el modelo de Bioacumulación descrito en capítulo 8.
Metodología de toma de muestras
El procedimiento de toma de muestras y preservación de ellas, se realizó de
acuerdo a lo establecido en el Standard Methods for the Examination of Water
and Wastewater (APHA-AWWA-WEF, 2005). Los envases para la toma de
muestra fueron proporcionados por el laboratorio ambiental del CEA, cuidando el
tipo de ensayo y el procedimiento de lavado correspondiente para cada tipo de
ensayo (APHA-AWWA-WEF, 2005).
Metodología analítica
Los esfuerzos de la modelación se concentrarán en determinar los cambios de
temperatura, caudal, sólidos en suspensión, clorofila, nutrientes (Fósforo total y
Nitrógeno total), concentración de oxígeno disuelto y salinidad según corresponda
a ríos, embalse, estuario o fiordo.
La metodología utilizada en el monitoreo de calidad de agua de los ríos Baker y
Pascua, se basa principalmente en los alcances de APHA, AWWA, WEF (2005),
Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater.
A continuación se describen los métodos específicos para cada parámetro
incluido:
• Oxígeno disuelto (mg/L): Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater, 21st Edition, 2005. Método 4500- O G. PTL-23;
• Clorofila a (µg/L): Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater, 21 th Edition, 2005. Método 10200 H;
• Demanda bioquímica de oxígeno (DBO 5 , mg/L): Standard Methods for the
Examination of Water and Wastewater, 21 th Edition, 2005. Método 5210 B.
Modificado;
• Fósforo total (P-total, µg/L): Standard Methods for the Examination of Water
and Wastewater, 21st Edition, 2005. Método 4500-P B y E;

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 27 de 40
• Nitrógeno de Nitrato (N-NO 3 , mg/L): Métodos de Ecología de Aguas
Continentales. Instituto de Biología. Uruguay, 1999. Editado por Rafael
Arocena & Daniel Conde. Método del salicilato de sodio (PTL-08);
• Nitrógeno de Nitrito (N-NO 2 , mg/L): Standard Methods for the Examination of
Water and Wastewater, 21 th Edition, 2005. Método 4500-NO2- B. Modificado;
•
• Nitrógeno de Amonio (N-NH 4 , mg/L): Test de N-NH4+ spectroquant. Nova 60,
Merck;
• Nitrógeno orgánico total (N org tot, mg/L): Test de N-NH4 spectroquant. Nova
60, Merck. Previa digestión;
• Sólidos totales suspendidos (mg/L): Standard Methods for the Examination of
Water and Wastewater, 21st Edition, 2005. Método 2540 D; y
• Temperatura (°C): Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater, 21 th Edition, 2005. Método 2550.
• Macroelementos (mg/l): El análisis mediante un espectrofotómetro de emisión
óptica por plasma acoplado inductivamente.
• Metales pesados (ug/). Cuantificación de metales pesados mediante
espectroscopia de emisión óptica por plasma acoplado inductivamente
(ICP/OES).
Las técnicas de análisis de los parámetros físicos y químicos presentan valores
límites de detección y de cuantificación, los que se define a continuación:
• Límite de detección del método (LDM): Corresponde a la concentración mínima
de un compuesto que puede ser detectada dentro de un determinado tipo de
muestra (matriz real), la cual es tratada siguiendo todas las etapas del método
completo. Esta mínima concentración produce una señal detectable con una
fiabilidad definida.
• Límite de cuantificación del método (LCM): Corresponde a la concentración
mínima de un compuesto que puede ser cuantificada dentro de un determinado
tipo de muestra (matriz real), la cual es tratada siguiendo todas las etapas del
método completo. Esta mínima concentración produce una señal cuantificable
con una fiabilidad definida.
Cabe mencionar que la Norma Chilena Oficial NCh-ISO-17025.Of2005, establece
medidas de aseguramiento de calidad de los resultados de ensayo realizados,
como es el uso regular de material de referencia, participación en comparaciones

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 28 de 40
inter- laboratorios entre otros. Como una práctica común los laboratorios de
ensayo informan los límites de detección como referencia de sus resultados,
incorporando cualquier valor superior a este en sus reportes. De esta forma, en la
Tabla 3.8 se presentan los límites de detección del método utilizado en los
ensayos realizados durante el periodo 2006-2008.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3, Página 29 de 40
Tabla 3.8 Límites de detección de resultados de laboratorio
Campaña Ago-06 Nov-06 Ene-07 Sep-07 Nov-07 Ene-08 Abr-08 Ene-09 Feb-09
Analitos Unidad LDM LCM LDM LCM LDM LCM LDM LCM LDM LCM LDM LCM LDM LCM LDM LCM
Cadmio mg/L 0,0005 0,004 0,0005 0,004 0,0005 0,004 0,0005 0,004 0,0005 0,004 0,0005 0,004 0,0005 0,004 0,0005 0,004
Clorofila a ug/L 0,1 0,3 0,1 0,3 0,1 0,3 0,1 0,3 0,1 0,3 0,1 0,3 0,1 0,3 0,1 0,3
Conductivida
d eléctrica
µS/cm --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- ---
DBO 5 mg/L 0,2 0,5 0,2 0,5 0,2 0,5 0,2 0,5 0,2 0,5 0,2 0,5 0,2 0,5 0,2 0,5
DQO mg/L 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2
Fósforo de
ortofosfato
mg/L 0,003 0,01 0,003 0,01 0,003 0,01 0,003 0,01 0,003 0,01 0,003 0,01 0,003 0,01 0,003 0,01
Fósforo total mg/L 0,005 0,015 0,005 0,015 0,005 0,015 0,005 0,015 0,005 0,015 0,005 0,015 0,005 0,015 0,005 0,015
Mercurio mg/L 0,001 0,005 0,001 0,005 0,001 0,005 0,001 0,005 0,001 0,005 0,001 0,005 0,001 0,005 0,001 0,005
Nitrógeno de
amonio
mg/L 0,003 0,01 0,003 0,01 0,003 0,01 0,003 0,01 0,003 0,01 0,003 0,01 0,003 0,01 0,003 0,01
Nitrógeno de
nitrato
mg/L 0,04 0,14 0,04 0,14 0,04 0,14 0,04 0,14 0,04 0,14 0,04 0,14 0,04 0,14 0,046 0,14
Nitrógeno de
0,000
mg/L 0,0002
nitrito
7
0,0002 0,0007 0,0002 0,0007 0,0002 0,0007 0,0002 0,0007 0,0002 0,0007 0,0002 0,0007 0,0002 0,0007
Nitrógeno
total
mg/L 0,01 0,05 0,01 0,05 0,01 0,05 0,01 0,05 0,01 0,05 0,01 0,05 0,01 0,05 0,01 0,05
Oxígeno
disuelto
mg/L --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- ---
pH Unidad --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- ---
sílice mg/L 0,006 0,018 0,006 0,018 0,006 0,018 0,006 0,018 0,006 0,018 0,006 0,018 0,006 0,018 0,006 0,018
Sólidos
Totales mg/L 1 3 1 3 1 3 1 3 1 3 1 3 1 3 1 3
Disueltos
Sólidos
Totales mg/L 0,3 0,9 0,3 0,9 0,3 0,9 0,3 0,9 0,3 0,9 0,3 0,9 0,3 0,9 0,3 0,9
Suspendidos
Temperatura ºC --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- --- ---
Turbidez NTU 0,02 0,06 0,02 0,06 0,02 0,06 0,02 0,06 0,02 0,06 0,02 0,06 0,02 0,06 0,02 0,06

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3 Página 30 de 40
Es importante destacar del análisis de los resultados, que uno de los
inconvenientes es la evaluación de los datos cuando estos se encuentran por
debajo del límite de detección. Frente a esta disyuntiva, la Agencia de Protección
Ambiental de los Estados Unidos, recomienda tres opciones de análisis según el
porcentaje de valores no detectados: reemplazo por un valor muy bajo,
interpolación mediante promedios o adoptar el valor del límite de detección. En
este caso en el procesamiento de los datos, se adoptó el criterio que sugiere
reemplazar los valores que se encuentran bajo el límite de detección por el mismo
valor de este límite.
Finalmente, el análisis se basa en los valores de las campañas realizadas en
estaciones de verano e invierno entre los años 2006 y 2009, dado que las grandes
variaciones en los parámetros se manifiestan entre estos períodos, debido a los
regímenes nivales de caudales que presentan los ríos y a que presentan una
mayor distribución superficial. Las concentraciones promedio obtenidas para cada
parámetro en las distintas estaciones y campañas de monitoreo se muestran en el
Apéndice D del presente estudio de modelación.
3.5.5 Campañas adicionales de parámetros físicoquímicos
Como parte de la caracterización del sistema de cuerpos de agua, ha sido
necesario tanto recopilar antecedentes de etapas previas, como efectuar
campañas de medición e instalación de sensores de sondas multiparamétricas
CTD de registros continuo para registrar el comportamiento de los lagos aledaños
y los tramos inferiores de los ríos Baker y Pascua, incluyendo las zonas del fiordo
cercanas a sus desembocaduras.
Esta información da soporte a la descripción física de los sistemas y sustenta
parte de la modelación numérica de hidrodinámica y calidad de aguas. Los cuatro
grupos de antecedentes considerados son:
• Perfiles CTD (conductividad, temperatura y profundidad) en los tramos
inferiores de los ríos Baker y Pascua efectuados durante 2007 y 2008
• Medición continua con sondas multiparamétricas ancladas en los tramos
inferiores de los ríos Baker y Pascua, efectuada durante enero - febrero de
2009
• Perfiles CTD en lagos aledaños, efectuados durante enero - febrero de
2009
• Perfiles CTD en el fiordo, cercano a zona de desembocadura de los ríos
Baker y Pascua, durante enero - febrero de 2009
A continuación se describe el contenido de cada uno de estos grupos de
información:

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3 Página 31 de 40
3.5.5.1 Perfiles CTD en los tramos inferiores de los ríos Baker y Pascua
efectuados durante 2007 y 2008
Durante los años 2007 y 2008 se efectuó un levantamiento de información
correspondiente a perfilajes CTD (conductividad, temperatura y profundidad) y una
batimetría en el tramo inferior de los ríos Baker y Pascua. Esta información se
levantó en septiembre 2007, diciembre 2007, enero 2008 y abril-mayo 2008 (CEA,
2008), mediciones correspondientes tanto a escenarios hidrológicos de aguas
altas, bajas y medias. Para cada una de las fechas, se tomaron 20 estaciones en
cada uno de los tramos inferiores de los ríos Baker y Pascua.
3.5.5.2 Medición continua con sondas multiparamétricas ancladas en los tramos
inferiores de los ríos Baker y Pascua efectuadas durante 2009
Para obtener mayor información sobre la zona de desembocadura, se instalaron
cuatro sondas multiparamétricas en los estuarios: dos en el estuario Baker y dos
en el estuario Pascua. Las sondas instaladas registraron en forma continua la
conductividad, temperatura y presión de la columna de agua durante enero y
febrero 2009.
3.5.5.3 Perfiles CTD en lagos aledaños efectuados durante 2009
Durante enero y febrero 2009, se efectuaron mediciones de perfiles verticales CTD
(conductividad, temperatura y profundidad), en 11 lagos de la zona: lago Bertrand,
lago Cochrane, lago Colonia, lago Esmeralda, laguna Larga, lago Quetru, lago
Leal, laguna Negra, lago Gabriel Quirós, lago O’Higgins y lago Chico. Estas
mediciones permiten identificar la estructura térmica y de conductividad eléctrica
en cada lago.
En la Figura 3.9 y Tabla 3.9, se muestra la ubicación y coordenadas de las
mediciones.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3 Página 32 de 40
Figura 3.9: Mapas con la ubicación de las mediciones de perfiles CTD en lagos.
Izquierda: Área río Baker (lagos Bertrand, Cochrane, Colonia, Esmeralda y Larga).
Derecha: Área río Pascua (lagos Quetru, Leal, Negra, Gabriel Quirós, O’Higgins y Chico),
según nombre de las estaciones de la Tabla 3.6.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3 Página 33 de 40
Tabla 3.9. Ubicación de los perfiles verticales CTD en lagos (enero – febrero 2009)
Lago Nº Perfil Nombre Estación UTM Este* UTM Norte*
Bertrand 1 CTD_BER1 667138 4798471
Bertrand 2 CTD_BER2 667138 4798471
Bertrand 3 CTD_BER3 663210 4797836
Bertrand 4 CTD_BER4 665637 4797317
Cochrane 1 CTD_COC1 692800 4767882
Cochrane 2 CTD_COC2 692361 4766600
Cochrane 3 CTD_COC3 692041 4765438
Cochrane 4 CTD_COC4 691511 4764231
Cochrane 5 CTD_COC5 690831 4763310
Colonia 1 CTD_COL1 640353 4757596
Colonia 2 CTD_COL2 639815 4758231
Colonia 3 CTD_COL3 639513 4759187
Colonia 4 CTD_COL4 639320 4759502
Colonia 5 CTD_COL5 639083 4759945
Esmeralda 1 CTD_ESM1 682640 4757342
Esmeralda 2 CTD_ESM2 681307 4755627
Esmeralda 3 CTD_ESM3 681607 4756047
Esmeralda 4 CTD_ESM4 681880 4756519
Esmeralda 5 CTD_ESM5 682329 4757022
Laguna Larga 1 CTD_LAR1 666195 4742166
Quetru 1 CTD_QUE1 640207 4668379
Quetru 2 CTD_QUE2 640306 4669956
Quetru 3 CTD_QUE3 640304 4669598
Quetru 5 CTD_QUE5 640811 4670455
Leal 1 CTD_LEA1 639763 4677001
Leal 2 CTD_LEA2 639516 4676218
Leal 3 CTD_LEA3 639438 4675947
Leal 4 CTD_LEA4 639409 4675717
Leal 5 CTD_LEA5 639380 4675504
Laguna Negra 1 CTD_NEG1 638719 4680758
Laguna Negra 2 CTD_NEG2 638930 4680567
Laguna Negra 3 CTD_NEG3 639037 4680539
Laguna Negra 4 CTD_NEG4 639158 4680527
Laguna Negra 5 CTD_NEG5 639415 4680461
Gabriel Quirós 2 CTD_QUI2 640068 4642212
Gabriel Quirós 3 CTD_QUI3 641312 4642650
Gabriel Quirós 5 CTD_QUI5 641312 4642650
Gabriel Quirós 6 CTD_QUI6 643283 4644182
O'higgins 1 CTD_OHI1 679133 4614367
O'higgins 2 CTD_OHI2 680350 4598436
O'higgins 3 CTD_OHI3 670600 4587829
O'higgins 4 CTD_OHI4 662809 4610381
O'higgins 5 CTD_OHI5 657436 4636401
O'higgins 6 CTD_OHI6 651412 4638762
O'higgins 7 CTD_OHI7 648837 4636657
O'higgins 8 CTD_OHI8 649919 4637120
O'higgins 9 CTD_OHI9 653067 4635431
Chico 1 CTD_CHI1 648193 4643995
Chico 2 CTD_CHI2 648468 4643763
Chico 3 CTD_CHI3 648769 4643591
Chico 4 CTD_CHI4 649102 4643452
Chico 5 CTD_CHI5 649444 4643179
Chico 6 CTD_CHI6 649724 4642883
Chico 7 CTD_CHI7 649986 4642559
Chico 8 CTD_CHI8 650229 4642193
Chico 9 CTD_CHI9 650374 4641986
Chico 10 CTD_CHI10 650521 4642021
Chico 11 CTD_CHI11 650489 4641907
*Datum WGS 84 Huso 18S

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3 Página 34 de 40
3.5.5.4 Perfiles CTD en el fiordo cercano a zona de desembocadura de los ríos
Baker y Pascua durante 2009
Perfilajes CTD efectuados en el fiordo cercano a la zona de desembocadura de los
ríos Baker y Pascua en febrero y marzo 2009. En particular, las mediciones
tuvieron como objetivo principal la identificación de la estructura vertical de
conductividad y salinidad, y reconocer la zona de mezcla de aguas dulce y salada.
3.5.6 Estimación de la biomasa sumergida
Para realizar una completa modelación de la calidad de aguas de un proyecto de
construcción de una central hidroeléctrica, es necesario considerar la biomasa que
será inundada en el momento en que dicha central comience su fase operacional.
La biomasa al entrar en contacto con el agua puede comenzar su degradación,
generando cantidades importantes de nutrientes (fósforo, nitrógeno y carbono
mayoritariamente), los cuales entran en el sistema acuático provocando de esta
manera un aporte en las concentraciones de la columna de agua. Esta mayor
concentración de nutrientes dentro del sistema acuático, podría eventualmente
modificar el estado trófico del sistema y consecuentemente provocar un cambio en
la calidad de las aguas. El detalle de las estimaciones de biomasa sumergida se
encuentra en el Apéndice P del presente estudio de modelación.
3.6 Oceanografía física
Las campañas de mediciones de corrientes Eulerianas, marea y vientos utilizadas
para la calibración y verificación del modelo, se realizaron entre los meses de
febrero y mayo de 2009 (Anexo 1M, Apéndice 1 – Parte 3 “Mediciones de
oceanografía” de la Adenda). Los cuadros siguientes resumen las características
de las mediciones efectuadas.
Tabla 3.10 Características de las mediciones de Corrientes y Marea Sector Río Baker
Características
Sector
Río Baker Desembocadura Río Baker Desembocadura Río Baker
Coordenada UTM Norte 4.704.166 4.706.566 4.706.566
Coordenada UTM E 615.266 605.638 605.638
ADCP 600 kHz. 300 Khz. 300 Khz.
Profundidad Fondeo (m) 6,9 19,6 19,6
Inicio Medición 21/02/2009 21/2/2009 21/2/2009
Termino Medición 12/03/2009 24/03/2009 24/03/2009
Intervalo Medición 10 minutos 10 minutos 10 minutos
Tipo de Medición Corrientes y Marea Corrientes y Marea Corrientes y Marea
Capa Considerada 1 m de Superficie 2 m de Superficie 12 m de Superficie
Días Efectivos 20 31 31

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3 Página 35 de 40
Tabla 3.11 Características de las mediciones de Corrientes y Marea Sector Río Pascua
Características
Río Pascua
Sector
Desembocadura Río
Pascua
Desembocadura Río
Pascua
Coordenada UTM Norte 4.657.408 4.658.890 4.658.890
Coordenada UTM E 625.873 623.168 623.168
ADCP 600 kHz 300 Khz. 300 Khz.
Profundidad Fondeo (m) 5,0 8,2 8,2
Inicio Medición 25/03/2009 26/03/2009 26/03/2009
Termino Medición 01/05/2009 01/05/2009 01/05/2009
Intervalo Medición 10 minutos 10 minutos 10 minutos
Tipo de Medición Corrientes y Marea Corrientes y Marea Corrientes y Marea
Capa Considerada 1 m de Superficie 2 m de Superficie 5 m de Superficie
Días Efectivos 37 36 36
Tabla 3.12 Características de las mediciones de Vientos
Características Sector Desembocadura Río Baker Sector Río Pascua
Coordenada UTM Norte 4.704.316 4.657.124
Coordenada UTM E 608.941 627.026
Inicio Medición 21/02/2009 26/03/2009
Termino Medición 24/03/2009 01/05/2009
Intervalo Medición 30 minutos 30 minutos
Tipo de Medición Magnitud y Dirección Magnitud y Dirección
Días Efectivos 31 36
Las Figuras 3.10 y 3.11 indican la distribución espacial de las estaciones de
muestreo oceanográfico consideradas en el presente estudio.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3 Página 36 de 40
RIO BAKER
XI REGION
SIMBOLOGIA
Estación de Vientos
ADCP
Costasur
Consultores Asociados
RIO BAKER
FEBRERO MARZO 2009
FIGURA 1
Figura 3.10 Distribución espacial de las estaciones de muestreo del Río Baker.
RIO PASCUA
XI REGION
SIMBOLOGIA
Estación de Vientos
ADCP
Costasur
Consultores Asociados
RIO PASCUA
MARZO MAYO 2009
FIGURA 2
Figura 3.11 Distribución espacial de las estaciones de muestreo del Río Pascua.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3 Página 37 de 40
Como los registros de la dirección de las corrientes y vientos son referidos
originalmente al norte magnético, éstos fueron referidos al norte geográfico,
empleándose para tal efecto, la corrección de desviación magnética local. Con la
información registrada (datos cada 10 minutos, Data Report), se elaboró series de
tiempo horarias (Anexo 1M, Apéndice 1 – Parte 3 “Mediciones de oceanografía” de
la Adenda).
La información de corrientes fue sometida a un análisis estadístico de frecuencias
por rangos de dirección y magnitud para una rosa de 8 direcciones (tabla e
histograma). Por su parte, las series horarias fueron sometidas a un análisis de
series de tiempo (diagrama de trazos, DVP y espectral).
La información de vientos fue sometida a un análisis estadístico de frecuencias por
rangos de dirección y magnitud para una rosa de 8 direcciones (tabla e
histograma). Por su parte, las series horarias fueron sometidas a un análisis de
series de tiempo (espectral).
Finalmente, con el objeto de visualizar las relaciones causa – efecto entre los
forzantes vientos y marea con las corrientes Eulerianas, se realizó un análisis de
correlación cruzada.
3.7 Oceanografía química
Se realizaron perfiles de temperatura, salinidad, oxígeno disuelto y clorofila a, en
un total de diecinueve (19) estaciones de muestreo (E-1 - E-19), localizadas en el
área de estudio (ver Figura 3.12 y Tabla 3.13). El muestreo de estas variables se
realizó en una campaña de mediciones entre el 2 y 4 de mayo de 2009. Las
mediciones se realizaron desde una embarcación contratada en el área, con un
instrumento marca OTT modelo DS5 (sensor de registro continuo de salinidad
(conductividad), temperatura, profundidad, oxígeno disuelto y clorofila a),
debidamente calibrado. El instrumento fue programado para que ejecutara
integraciones de la magnitud de estos parámetros, cada 5 segundos a medida que
desciende por la columna de agua, hasta 60 metros de profundidad,
aproximadamente. La información recolectada se guardó en la memoria sólida de
la sonda, la cual fue luego transferida a un PC para su posterior procesamiento.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3 Página 38 de 40
E-13
E-18 E-20
E-19
RIOS BAKER Y PASCUA
XI REGION
E-17
E-14
E-15
E-16
Costasur
Consultores Asociados
E-11
E-10
E-1
E-9
E-2
E-3
E-12
E-4
E-8
E-5 E-7
E-6
RÍOS BAKER Y PASCUA
ESTACIONES DE MUESTREO
MAYO 2009
FIGURA 31
Figura 3.12: Localización de las estaciones de muestreo en los Ríos Baker y Pascua.
La localización de los puntos o estaciones de muestreo se efectuó utilizando un
sistema de posicionamiento GPS. Este procedimiento de localización de puntos o
estaciones georreferenciadas, fue estándar para todas las estaciones de muestreo
consideradas en este estudio. En la Tabla 3.13 se entregan las coordenadas de
cada estación de muestreo.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3 Página 39 de 40
Tabla 3.13: Posición geográfica de estaciones de muestreo de CTDO y calidad del agua.
ESTACIÓN
COORDENADAS UTM*
ESTE
NORTE
E-1 613846 4664835
E-2 616719 4664926
E-3 619289 4663805
E-4 620745 4662303
E-5 622006 4660384
E-6 622651 4660212
E-7 623514 4662116
E-8 625655 4662547
E-9 613296 4663691
E-10 613335 4666118
E-11 612963 4667947
E-12 627974 4663928
E-13 603105 4705713
E-14 602919 4684226 *
E-15 606215 4681926 *
E-16 601491 4679060
E-17 587907 4684118 *
E-18 605243 4704405 *
E-19 606202 4704115 *
E-20 606661 4704788 *
*Datum WGS 84 Huso
Estación E-20 solo se muestreó calidad del agua
CALIDAD
AGUA
Los registros de temperatura (ºC), salinidad (psu), oxígeno disuelto (ppm) y
clorofila a (ppb) para la totalidad de las estaciones analizadas, se presentan en la
forma de perfiles verticales. Adjunto a este estudio se presenta el data report de
los registros obtenidos en terreno (Data Report II).
En términos de calidad del agua, los parámetros analizados fueron: sólidos
suspendidos totales, sílice y turbidez.
Estos parámetros fueron analizados en 6 estaciones de muestreo (E-14, E-15, E-
17, E-18, E-19 y E-20), cuyas coordenadas de posicionamiento se entregan en la
Tabla 3.13. El muestreo de agua de mar fue llevado a cabo el 4 de mayo de 2009,
con apoyo de una embarcación contratada en el sector. Las condiciones climáticas
durante el muestreo, fueron de cielo con nubosidad parcial, viento fuerte
proveniente del W, y con intenso oleaje, verificándose alturas de olas sobre 1,5
metros, lo que provocó condiciones de marejada.
En cada estación de muestreo, se colectaron muestras de agua de mar a nivel
superficial. Las muestras fueron obtenidas directamente con el envase proveniente
DEL

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 3 Página 40 de 40
del laboratorio analítico y conservadas en estos recipientes, debidamente
rotuladas y despachadas al laboratorio. Los análisis de las muestras de agua
obtenidas en la campaña de terreno fueron realizados por el Laboratorio de la
facultad de Ciencias Químicas y Bioquímicas de la Universidad de Valparaíso. Las
metodologías de análisis de cada parámetro se entregan en el certificado de
análisis provisto por este laboratorio (Apéndice N).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 1 de 62
CAPÍTULO 4
CALIDAD DEL AGUA DEL ÁREA DE ESTUDIO
A continuación se presentan los resultados de los parámetros que describen la
calidad del agua del área de influencia del Proyecto Hidroeléctrico en los ríos
Baker y Pascua.
Dado que los parámetros de calidad de agua, son sensibles a los regímenes
nivales que presentan los ríos y que, por lo tanto, tienen un comportamiento
estacional, las modelaciones matemáticas realizadas para las zonas que a futuro
serán inundadas, están basadas fundamentalmente en los periodos estacionales
invierno y verano. Se utilizó para la descripción de calidad de agua la información
contenida en las campañas de monitoreo de verano (enero 2007, 2008 y 2009) e
invierno (agosto 2006 y septiembre 2007).
La ubicación de las estaciones de muestreo utilizadas en la elaboración de este
documento se encuentra en el Apéndice C de este informe.
4.1 Sector Baker
A continuación se presentan los resultados de los parámetros que describen la
calidad del agua del área de influencia del Proyecto Hidroeléctrico Aysén en el río
Baker, de acuerdo a la información contenida en el Apéndice D de este informe.
En este Apéndice se encuentran los valores puntuales por cada campaña de
muestreo y el valor promedio por periodo estival e invernal con los registros
mínimos y máximos observados para cada período estacional.. En las Figuras 4.1
a 4.17, se muestra el perfil longitudinal del cauce principal del río Baker
incluyendo la información del estuario y fiordo. Los puntos de muestreo en las
figuras corresponden a aquellos situados en el cauce principal, en el fiordo y en el
estuario. Las campañas analizadas corresponden solamente a las invernales y
estivales, dado que representan los escenarios extremos del área de estudio.
Cabe señalar que durante el periodo de verano 2009 (enero), se realizó un
muestreo extensivo de los lagos asociados al área de influencia del proyecto, los
que fueron considerados en esta evaluación. Así mismo, para el caso del sector
de estuario, se cuenta con información para el periodo invernal de la campaña
realizada en septiembre de 2007, incorporando para temperatura y conductividad
la información contenida en perfiles realizados durante el mismo periodo de
muestreo. Mientras en el sector de Fiordo no se cuenta con información durante el
periodo de invierno.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 2 de 62
4.1.1 Parámetros físicos y químicos
Temperatura
En general, la temperatura obtenida durante las campañas de verano fue similar a
lo largo del cauce principal presentando un promedio de 12,3 ºC, con valores que
fluctuaron entre 9,1 y 16,7 ºC. El mínimo se observó durante la campaña de enero
2009 en la estación B12, mientras que el máximo se registró en la estación
ubicada aguas abajo de la confluencia con el río Del Salto (B10) en la campaña
enero 2007.
En invierno las temperaturas fueron menores a las registradas en verano,
observándose un promedio de 6,5 ºC, con valores entre 3,5 ºC (estación ubicada
4,4 km aguas abajo del río Del Salto (B11), agosto 2006) y 10,2 ºC (estación
B41.1, ubicada aguas arriba de la zona del estuario, septiembre 2007).
Como se observa en el perfil longitudinal, el sector del estuario y fiordo
presentaron un comportamiento similar al cauce principal. De esta forma el
estuario presentó un promedio de 11,3 ºC, con valores que fluctuaron entre 9,7 ºC
(estación EB42.1, enero 2009) y 13,8 ºC (estación EB43.1, enero 2008). Mientras
que el fiordo (FIOR B) registró durante enero de 2009, un promedio de 10,2 ºC y
valores puntuales entre 9,8 ºC (nivel medio) y 10,7 ºC (nivel superficial). Para el
perfil de temperatura se observaron concentraciones cercanas a los 6,2 ºC.
Los tributarios presentaron un promedio estival de 11,5 ºC, con valores que
fluctuaron entre 5,1 y 17,2ºC, registrados durante la campaña de enero 2007 en la
estación situada en el río Nef (TB20) y la estación situada en el río Chacabuco
(TB23), respectivamente. Mientras que en invierno las temperaturas variaron
entre 1,4 y 9,6 ºC, ambas obtenidas en estaciones ubicadas en el río Del Salto
(TB27 y TB28) en la campaña de agosto 2006.
En cuanto a los lagos, la temperatura medida en enero 2009, presentó un
promedio de 11,9 ºC, con un mínimo de 3,2 ºC (estación CL1, lago Colonia, nivel
fondo) y un máximo de 18,9 ºC (estación VA1 s, lago Vargas, nivel superficial).
Cabe destacar que no existe campaña de invierno que incluyan lagos.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 3 de 62
Figura 4.1: Perfil longitudinal, temperatura. Río Baker.
Demanda Bioquímica de oxígeno (DBO 5 )
Durante el período estival, las concentraciones de la DBO 5 presentó valores no
cuantificables (< 0,5 mg/L) en las campañas 2008 y 2009. El promedio registrado
a lo largo del período para el cauce principal fue de 1,7 mg/L, con un máximo de
4,8 mg/L observado en la estación B14, ubicada en la confluencia con el río Los
Ñadis de la campaña de enero 2007. Mientras que en las campañas de invierno,
el cauce principal presentó concentraciones no cuantificables durante la campaña
de agosto 2006 en la estación ubicada 6 km aguas abajo del Lago Bertrand (B2) y
la estación que se encuentra en el Baker en la confluencia con el río Del Paso
(B19). El promedio registrado corresponde a 1,9 mg/L, con un máximo de 6,4
mg/L, observado en el río Baker,4 km aguas arriba de la confluencia con el río Nef
(estación B3) de la campaña septiembre 2007. Respecto al comportamiento de la
zona estuarina y de fiordo, fue similar al cauce principal. El estuario registró en la
estación EB42.1 (enero 2009) una concentración no cuantificable (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 4 de 62
concentración de 0,6 mg/L a nivel fondo y 0,7 mg/L a nivel medio. El nivel
superficial registró una concentración menor a 0,5 mg/L. En invierno, se registró
en el estuario un promedio de 2,2 mg/L, con valores que fluctuaron entre 2,1 mg/L
(EB42.1, campaña de septiembre 2007) y 2,3 mg/L (EB43.1 y EB44.1, campaña
de septiembre 2007).
Por su parte, los tributarios presentaron un promedio estival de 1,3 mg/L,
observándose en algunas estaciones concentraciones no cuantificables (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 5 de 62
Figura 4.2: Perfil longitudinal, demanda bioquímica de oxígeno. Río Baker.
Demanda Química de Oxígeno (DQO)
La DQO medida en el cauce principal durante el período de verano, presentó las
mayores concentraciones en la campaña de enero 2007. Mientras que en enero
2008 y 2009, se registraron concentraciones no cuantificables (< 2 mg/L) en la
mayoría de las estaciones. La concentración promedio observada entre las
campañas del período estival fue de 7,2 mg/L, con un máximo de 13,3 mg/L en la
estación B40.1 (río Baker aguas arriba del estuario) de la campaña de enero
2008. En relación a las campañas de invierno, el cauce principal presentó
concentraciones no cuantificables en la mayoría de estaciones (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 6 de 62
fiordo (FIOR B) todas las concentraciones obtenidas fueron no cuantificables (< 2
mg/L). En invierno, el estuario registró en todas las estaciones concentraciones no
cuantificables (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 7 de 62
Oxígeno Disuelto
En relación a la disponibilidad de oxígeno disuelto en el cauce principal en el
período estival, el promedio fue de 10,8 mg/L, con un mínimo de 8,5 mg/L
registrado en el río Baker aguas abajo de desagüe del lago Bertrand (estación
B1) en la campaña de enero 2007 y un máximo de 14,3 mg/L en el río Baker en la
confluencia con el río Chacabuco (estación B7), también en la campaña de enero
2007. En relación a las campañas de invierno, el cauce principal presentó un
promedio de 12,2 mg/L, con valores que fluctuaron entre 10,4 y 13,8 mg/L,
registrados en el río Baker aguas arriba de la confluencia con el río Nef (estación
B3, agosto 2006) y en el río Baker 8 km aguas abajo de la confluencia con el río
Chacabuco (estación B8, septiembre 2007). En relación al cauce principal, el
estuario y el fiordo presentaron un comportamiento similar. El estuario registró
una concentración promedio de 11,3 mg/L, con fluctuaciones entre 10,6 mg/L
(estación EB44.1f, enero 2009) y 12,3 mg/L (estación EB44.1s, enero 2009). En
cuanto al fiordo (FIOR B), el promedio obtenido fue de 10,4 mg/L, con un rango de
valores entre 8,5 y 12,4 mg/L, a nivel fondo y superficial, respectivamente. En
relación al período de invierno, el promedio para el estuario fue de 12,0 mg/L. Las
concentraciones fluctuaron entre 11,9 y 12,1 mg/L, observadas durante la
campaña de septiembre 2007 en las estaciones EB42.1 y EB44.1,
respectivamente. Durante ambos períodos de monitoreo, el cauce principal,
estuario y fiordo presentaron concentraciones aptas para el desarrollo y
conservación de la vida acuática.
Por su parte, los tributarios presentaron un promedio estival de 11,1 mg/L, con un
mínimo de 8,8 mg/L (estación TB22, estero aguas abajo estero Molino, enero
2007) y un máximo de 13,5 mg/L (estación BCAT 29, río Negro, enero 2009). En
invierno el promedio fue de 12,6 mg/L, con un mínimo de 11,4 mg/L (estación
TB22, estero aguas abajo estero Molino, agosto 2006) y un máximo de 13,5 mg/L
(estación TB31, río Del Salto 1 km aguas arriba confluencia con río Baker, agosto
2006). Durante ambos períodos de monitoreo los tributarios presentaron
concentraciones aptas para el desarrollo y conservación de la vida acuática.
En cuanto a los lagos, el oxígeno disuelto presentó un promedio de 10,9 mg/L,
con valores que fluctuaron entre 9,0 y 13,0 mg/L. El mínimo se registró en el lago
Vargas (estación VA1), mientras que el máximo fue encontrado en el lago Colonia
(estación CL2). El cauce principal durante ambos períodos de monitoreo
presentaron concentraciones aptas para el desarrollo y conservación de la vida
acuática. Durante el período estival presentó concentraciones aptas para el
desarrollo y conservación de la vida acuática.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 8 de 62
Figura 4.4: Perfil longitudinal, oxígeno disuelto. Río Baker.
pH
Según los valores de pH registrados durante todo el monitoreo las aguas en el
cauce principal, estuario y fiordo presentaron características que van desde
neutras, en la mayoría de las estaciones de muestreo, hasta moderadamente
alcalinas (Hounslow, 1995). El promedio calculado para el período estival fue de
7,6 unidad, con un mínimo de 7,0 unidad en el río Baker 8 km antes de la zona de
estuario (estación B41.1)en la campaña de enero 2008 y un máximo de 8,1
unidad en las estaciones ubicadas en: río Baker 9 km aguas abajo de la
confluencia con el río Chacabuco (estación B8.1), río Baker en la confluencia con
el río Cochrane (estación B9) y río Baker 4 km aguas abajo de la confluencia con
el río Del Salto (estación B11), en la campaña de enero 2009. En relación a las
campañas de invierno, el cauce principal presentó un promedio de 7,5 unidad, con
valores que fluctuaron entre 6,9 unidad (estación B11, río Baker 4 km aguas abajo
de la confluencia con el río Del Salto, agosto 2006) y 8,0 unidad (estación B2, río
Baker 6 km aguas abajo del desagüe del lago Bertrand y estación B5, río Baker

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 9 de 62
pasarela el Manzano, agosto 2006). Siguiendo el perfil longitudinal, tanto el
estuario como el fiordo presentaron un comportamiento similar al que presentó el
cauce principal durante la época estival. El estuario, registró un promedio de 7,2
unidad, con fluctuaciones entre 7,1 y 7,7 unidad. El mínimo se obtuvo en las
estaciones EB42.1, EB43.1 y EB44.1 (enero 2008) y EB43.1 (enero 2009).
Mientras que el máximo se presentó una concentración de obtenidas en la
estación EB42.1 (enero 2009). El fiordo (FIOR B), presentó un promedio de 7,9
unidad, con valores entre 7,7 y 8,1 unidad, obtenidas a nivel superficial y medio,
respectivamente. En relación al período de invierno, el estuario, registró una
concentración de 7,5 unidad en las estaciones EB42.1 y EB43.1 de la campaña
de septiembre 2007 y de 7,4 en la estación EB44.1 de la misma campaña.
Por su parte, los tributarios presentaron un promedio estival de 7,5 unidad, con un
mínimo y un máximo de 6,9 unidad (estación TB32, río Colonia 9 km aguas abajo
del lago Colonia y estación BCAT 27, junta río Ventisquero con Calafate, enero
2009). En invierno el promedio fue de 7,6 unidades, con un mínimo de 6,6
unidades (estación TB33, río Colonia aguas arriba junta con río Baker, agosto
2006) y un máximo de 8,2 unidades (2 estaciones TB25 y TB26, ubicadas en el
río Cochrane, agosto 2006). Los tributarios presentaron características que van
desde aguas neutras hasta moderadamente alcalinas (Hounslow, 1995).
En cuanto a los lagos, el pH presentó un promedio de 7,6 unidad, con valores que
fluctuaron entre 5,9 y 8,2 unidad. El mínimo se registró en la laguna Chacabuco
(estación CH1), mientras que el máximo fue encontrado en las 2 estaciones, CO1
y CO2, ubicadas en el lago Cochrane en todas las profundidades. En general, los
lagos presentaron aguas que van desde neutras a moderadamente alcalinas
(Hounslow, 1995).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 10 de 62
8.5
8.0
Perfil Longitudinal
Río Baker
Ene-07
Ene-08
Ene-09
Ago-06
Sep-07
Río Nef
Río Chacabuco
Río Cochrane
Río Del Salto
Río De La Colonia
Río Ñadis
Río Ventisquero
pH
7.5
7.0
6.5
6.0
0 20000 40000 60000 80000 100000 120000 140000 160000 180000 200000
Distancia Longitudinal [m]
Figura 4.5: Perfil longitudinal, pH. Río Baker.
Sólidos Totales Suspendidos
En cuanto a los sólidos totales suspendidos medidos en el cauce principal, se
observaron las mayores concentraciones durante la campaña de enero 2009. El
promedio de las tres campañas estivales (enero 2007, 2008 y 2009) fue de 52,9
mg/L, con valores fluctuantes entre 0,3 y 303,3 mg/L, registrados en: río Baker 2.7
Km aguas arriba del río Nef (estación B4) y río Baker 1 Km aguas abajo de la
confluencia con el río de La Colonia (estación B12), respectivamente. Ambas
concentraciones se encontraron en la campaña de enero 2009. Durante el
período de invierno el cauce principal presentó un promedio de 5,0 mg/L, con
valores que fluctuaron entre 0,7 mg/L (río Baker 4,5 Km aguas arriba del río Nef
(estación B3) y río Baker 8,4 Km aguas abajo de la confluencia del río Chacabuco
(estación B8), septiembre 2007) y 29,8 mg/L (estación B19, río Baker 6 Km aguas
arriba de la laguna Vargas, agosto 2006). Como se puede apreciar en el perfil
longitudinal, la zona de estuario registró concentraciones mayores a las obtenidas
en el fiordo (FIOR B). El estuario presentó un promedio de 185,7 mg/L y valores
entre 77,2 y 406,7 mg/L, obtenidas en la estación EB43.1 (enero 2008) y EB42.1

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 11 de 62
(enero 2009). En el fiordo se obtuvo una concentración promedio de 59,7 mg/L,
con un mínimo y máximo de 22,1 y 133,0 mg/L, respectivamente. Estas
variaciones pueden deberse a un evento climático ocurrido en este período,
causando un aumento de caudal y arrastre de material. El mínimo se obtuvo a
nivel fondo y el máximo a nivel superficial. Durante invierno, las concentraciones
para el estuario fluctuaron entre 5,4 mg/L (estaciones EB42.1 y EB43.1,
septiembre 2007) y 5,9 mg/L (estación EB44.1, septiembre 2007).
Los tributarios en la época estival presentaron un promedio de 46,2 mg/L y
concentraciones que fluctuaron entre 2,4 y 184, 2 mg/L. El mínimo se registró en
el río Cochrane 5,3 Km aguas abajo del lago Cochrane (estación TB25, enero
2007) y el máximo en el río La Colonia 9 Km aguas abajo del desagüe del lago
Colonia (estación TB32, enero 2007). Mientras que en invierno las
concentraciones fluctuaron entre 2,2 mg/L (estación TB27, río Del Salto 2,9 Km
aguas abajo del desagüe del lago Esmeralda, agosto 2006) y 69,3 mg/L (estación
TB32, río La Colonia 9 Km aguas abajo del desagüe del lago Colonia, agosto
2006) registrándose un promedio de 16,0 mg/L.
Por otra parte, los lagos registraron un promedio de 99,5 mg/L. En cuanto a los
datos puntuales, en la campaña de enero 2009, se observaron concentraciones
no cuantificables (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 12 de 62
Figura 4.6: Perfil longitudinal, Sólidos Totales Suspendidos. Río Baker
Sólidos Totales Disueltos (STD)
Los STD presentaron concentraciones similares a lo largo del cauce principal,
siendo su valor promedio para el verano de 42,3 mg/L, con valores fluctuantes
entre 31,4 y 49,4 mg/L, registrados en el río Baker 7 km antes de la zona estuario
(estación B41.1, campaña enero 2009) y río Baker 4,5 Km aguas arriba del río Nef
(estación B3, campaña enero 2008), respectivamente. Durante el período de
invierno el cauce principal presentó un promedio de 52,1 mg/L, con valores que
fluctuaron entre 28,7 mg/L (estación B18, río Baker a 19,1 Km aguas abajo del río
Ventisquero, agosto 2006) y 65,7 mg/L (estación B8, río Baker 8,4 Km aguas
abajo de la confluencia del río Chacabuco, septiembre 2007). En el perfil
longitudinal se puede observar que el estuario, durante época estival, presentó un
comportamiento similar al del cauce principal, no así el fiordo (FIOR B); sin
embargo, los valores obtenidos son propios de dicho sistema. El estuario obtuvo
un promedio de 32,0 mg/L, con valores entre 29,7 (estaciones EB43.1 y EB44.1,
enero 2009) y 36,9 mg/L (estación EB44.1, enero 2009). Por su parte, el fiordo

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 13 de 62
registró un mínimo de 28.924,2 mg/L (nivel medio) y un máximo de 34.242,6 mg/L
(nivel fondo). Mientras que a nivel superficial se obtuvo una concentración de
174,6 mg/L, esta variación puede ser producto de la haloclina. Durante invierno,
las concentraciones del estuario fluctuaron entre 44,3 mg/L (estación EB43.1,
septiembre 2007) y 252,0 mg/L (estación EB44.1, septiembre 2007). El promedio
registrado en esta zona corresponde a 114,3 mg/L.
Los tributarios en la época estival presentaron un promedio de 55,3 mg/L y
concentraciones que fluctuaron entre 0,4 y 608,8 mg/L. El mínimo se registró en el
río Cochrane (estación BCAT20, enero 2009) y el máximo en el río La Colonia a
0,3 Km de la confluencia con el río Baker (estación TB33, enero 2009). Esta
variación puede ser efecto de un evento climático ocurrido en el período estival
del año 2009, generando un aumento de caudal y disolución de minerales.
Mientras que en invierno las concentraciones fluctuaron entre 20,7 mg/L (estación
TB20, río Nef a 12,7 Km de la confluencia con el río Baker, agosto 2006) y 125,0
mg/L (estación TB25, río Cochrane a 5,3 Km aguas abajo del lago Cochrane,
agosto 2006) registrándose un promedio de 65,0 mg/L.
Por otra parte, los lagos registraron un promedio de 58,2 mg/L. En cuanto a los
datos puntuales, en la campaña de enero 2009, se observó un mínimo de 21,1
mg/L en el lago Bertrand (estación BCAT12) y un máximo de 129,2 en el lago
Cochrane (estación CO2). Esta variación puede ser por arrastre de material por
parte del evento climático de lluvias ocurrido durante el verano 2009.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 14 de 62
Turbidez
Figura 4.7: Perfil longitudinal, Sólidos Totales Disueltos. Río Baker.
Al igual que los sólidos totales suspendidos, las mayores concentraciones de
turbidez se registraron durante la campaña de enero 2009. El cauce principal
presentó un promedio de 74,3 NTU, y concentraciones que fluctuaron entre 1,0 y
464,2 NTU observadas en la estación ubicada en el río Baker a 11,2 Km del lago
Bertrand (estación B2, enero 2007) y la estación ubicada en río Baker a 1 Km
aguas abajo de la confluencia con el río de La Colonia (estación B12, enero
2009), respectivamente. Durante el período de invierno el cauce principal
presentó un promedio de 5,5 NTU, con valores que fluctuaron entre 1,0 NTU
(estación B3, río Baker 4,5 Km aguas arriba del río Nef, septiembre 2007) y 14,0
NTU (estación B19, río Baker 6 Km aguas arriba de la laguna Vargas, septiembre
2007). Al igual que el cauce principal durante verano, el estuario presentó
fluctuaciones entre estaciones, registrándose un promedio de 170,2 NTU, con un
mínimo de 0,6 NTU (estación EB43.1, enero 2009) y un máximo de 312,1 NTU
(estación EB42.1, enero 2009). En cuanto al fiordo la menor concentración se
obtuvo a nivel fondo (3,7 NTU) y la mayor a nivel superficial (210,5 NTU). Las

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 15 de 62
altas concentraciones durante el verano 2009, puede ser producto del evento
ocurrido en dicho año, aumentando el caudal y con ello el arrastre de material.
Durante invierno, todas las estaciones del estuario presentaron una concentración
de 13,0 NTU en la campaña de septiembre 2007.
Los tributarios en la época estival presentaron un promedio de 96,3 NTU y
concentraciones que fluctuaron entre 1,3 y 1.182,4 NTU. El mínimo se registró en
el río Cochrane (estación BCAT20, enero 2009) y el máximo en río La Colonia a 9
Km del desagüe del lago Colonia (estación TB32, enero 2009). Estos valores
máximos pueden ser producto del evento climático ocurrido durante el verano
2009, aumentando el caudal y arrastre de material. Mientras que en invierno las
concentraciones fluctuaron entre 1,0 NTU (estación TB25, río Cochrane a 5,3 Km
aguas abajo del lago Cochrane, agosto 2006) y 163,0 NTU (estación TB32, río La
Colonia a 9 Km del desagüe del lago Colonia, agosto 2006) registrándose un
promedio de 27,8 NTU.
Por otra parte, los lagos registraron un promedio de 157,9 NTU. En cuanto a los
datos puntuales, en la campaña de enero 2009, se observó un mínimo de 0,7
NTU en la laguna Chacabuco (estación CH1) y un máximo de 2.058,3 NTU en el
Lago La Colonia (estación CL2). Esta variación puede ser producto del evento
climático ocurrido durante el verano 2009, aumentando el caudal y arrastre de
material.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 16 de 62
Figura 4.8: Perfil longitudinal, Turbidez. Río Baker.
Conductividad
La conductividad eléctrica medida en el cauce principal presentó un
comportamiento similar a lo largo del período estival, registrándose un valor
promedio de 56 µS/cm, con un mínimo y máximo de 40 y 66 µS/cm,
respectivamente. El mínimo se observó en la estación B41.1 ubicada en el río
Baker 7 km antes de la zona estuario, en la campaña de enero 2008, mientras
que el máximo se obtuvo en el río Baker a 2,7 Km aguas arriba del río Nef
(estación B4) en la campaña de enero 2009. Durante el período de invierno, el
cauce principal presentó un promedio de 71 µS/cm, con valores que fluctuaron
entre 57 µS/cm (estación B19, río Baker a 6 Km aguas arriba de la laguna Vargas,
septiembre 2007) y 93 µS/cm (estación B5, río Baker, sector Campamento el
Manzano, agosto 2006). Al igual que para los sólidos totales disueltos, la zona
estuarina durante el período estival, presentó un comportamiento similar al del
cauce principal, a diferencia del fiordo (FIOR B) que registró mayores
concentraciones, pero propias del sistema. El promedio en el estuario fue de 40

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 17 de 62
µS/cm, con un rango de valores entre 39 y 42 µS/cm. El mínimo se registró en las
estaciones EB42.1, EB43.1 y EB44.1 (enero 2009), mientras que el máximo se
obtuvo en las estaciones EB42.1 y EB44.1 (enero 2008). El fiordo registró un
promedio de 32.110 µS/cm, con un valor mínimo a nivel superficial de 329 µS/cm
y un máximo a nivel fondo de 51.100 µS/cm. El valor a nivel superficial puede
deberse al efecto de haloclina. Durante invierno, el estuario presentó un máximo
de 636 µS/cm en la estación EB44.1 (septiembre 2007), este valor podría deberse
a la cercanía de dicha estación al fiordo. Las estaciones EB42.1 y EB43.1,
presentaron valores de 59 y 56 µS/cm. El perfil de conductividad presentó
concentraciones cercanas a 35 µS/cm.
Los tributarios en la época estival presentaron un promedio de 59 µS/cm y
concentraciones que fluctuaron entre 16 y 174 µS/cm. El mínimo se registró en la
estación ubicada en el río Negro (estación BCAT29, enero 2009) y el máximo en
la estación ubicada en el estero aguas abajo del estero El Molino (estación TB22,
enero 2007). Mientras que en invierno las concentraciones fluctuaron entre 12
µS/cm (estación TB23, río Chacabuco; a 0,74 Km de la confluencia con el río
Baker, agosto 2006) y 168 µS/cm (estación TB26, río Cochrane a 3 Km de la
confluencia con el río Baker, agosto 2006) registrándose un promedio de 81
µS/cm.
Por otra parte, los lagos registraron un promedio de 75 µS/cm. En cuanto a los
datos puntuales, en la campaña de enero 2009, se observó un mínimo de 18
µS/cm en las estaciones BCAT 12.4 y BCAT 12.5 ubicadas en el lago Plomo y un
máximo de 166 µS/cm en el lago Cochrane (estación CO1). Estas variaciones
pueden ser producto del evento climático ocurrido durante el verano 2009,
causando aumento de caudal y mayor disolución de minerales.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 18 de 62
Figura 4.9: Perfil longitudinal, Conductividad. Río Baker.
4.1.2 Sílice
La sílice presentó un promedio estival de 3,7 mg/L en el cauce principal, con
valores que fluctuaron entre 2,4 y 9,9 mg/L, registrados en: río Baker a 11,2 Km
del lago Bertrand (estación B2, enero 2007) y río Baker a 1 Km aguas abajo de la
confluencia con el río de La Colonia (estación B12, enero 2009). Durante el
período de invierno el cauce principal presentó un promedio de 7,4 mg/L, con
valores que fluctuaron entre 2,2 mg/L (estación B8, río Baker a 8,4 Km aguas
abajo de la confluencia del río Chacabuco y estación B9, río Baker aguas abajo
de la confluencia del río Cochrane, agosto 2006) y 37,5 mg/L (estación B39.1, río
Baker 9 km aguas abajo de la confluencia con el río Del Paso, septiembre 2007).
En cuanto a la sílice medido en la zona estuariana y fiordo (FIOR B) durante la
época estival se observó un comportamiento similar respecto al cauce principal. El
estuario registró un promedio de 3,5 mg/L, con valores fluctuantes entre 2,4 mg/L
(estación EB43.1, enero 2009) y 6,5 mg/L (estación EB44.1, enero 2009). En el
fiordo se obtuvo un promedio de 1,1 mg/L, con un rango de valores entre 0,2 y 2,7

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 19 de 62
mg/L. El mínimo se registró a nivel medio y el máximo a nivel superficial. Durante
invierno, el estuario presentó una concentración de 2,6 mg/L, con un mínimo de
2,5 mg/L en la estación EB42.1 (enero 2009) y un máximo de 2,7 mg/L en la
estación EB43.1 (enero 2009).
Los tributarios en la época estival presentaron un promedio de 3,0 mg/L y
concentraciones que fluctuaron entre 1,3 y 10,3 mg/L. El mínimo se registró en: el
río Ñadis(estación TB34, enero 2007), yacimiento El Maitén y yacimiento Los
Ñadis (estaciones TB21.3 y TB13.2, ambas en enero 2009); y el máximo en la
estación ubicada en el río Ibáñez sector Villa Cerro Castillo. (estación BCAT2,
enero 2009). Mientras que en invierno las concentraciones fluctuaron entre 1,8
mg/L (estación TB20 ubicada en el río Nef a 12,7 Km de la confluencia con el río
Baker y estación TB34 ubicada en el río Los Ñadis, agosto 2006) y 25,7 mg/L
(estación TB38.1, confluencia río Baker y río Ventisquero, septiembre 2007),
registrándose un promedio de 3,7 mg/L.
Por otra parte, los lagos registraron un promedio de 4,6 mg/L. En cuanto a los
datos puntuales, en la campaña de enero 2009, se observó un mínimo de 1,9
mg/L en el lago Vargas (estación VA1); y un máximo de 14,7 mg/L en el lago
Colonia (estación CL1).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 20 de 62
Figura 4.10: Perfil longitudinal, sílice. Río Baker.
4.1.3 Nutrientes
Ortofosfato
Durante la época estival, el cauce principal, estuario y fiordo registraron
concentraciones no cuantificables (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 21 de 62
Figura 4.11: Perfil longitudinal, fósforo de ortofosfato. Río Baker.
Fósforo Total
Entre las campañas de verano (enero 2007, 2008 y 2009), se registraron
concentraciones no cuantificables (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 22 de 62
Los tributarios en la época estival presentaron concentraciones no cuantificables
(

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 23 de 62
Nitrógeno de amonio
Se observaron concentraciones no cuantificables de nitrógeno de amonio (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 24 de 62
Figura 4.13: Perfil longitudinal, nitrógeno de amonio. Río Baker.
Nitrógeno de Nitrato
En el cauce principal, el nitrato medido durante el período estival presentó
concentraciones no cuantificables en todas las estaciones de monitoreo (enero
2007 y 2008:

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 25 de 62
estación TB28 ubicada en el río Del Salto a 4,7 Km del desagüe del lago
Esmeralda en la campaña de enero 2007. Mientras que en invierno todas las
estaciones obtuvieron concentraciones no cuantificables (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 26 de 62
Bertrand y en la estación B8 ubicada en río Baker a 8,4 Km aguas abajo de la
confluencia del río Chacabuco y el máximo en la estación B13 (río Baker; sector
de muestreo ubicado a 0,8 Km aguas arriba de la confluencia con el río Ñadis). El
perfil longitudinal del río Baker durante verano mostró comportamientos similares
y estaciones con concentraciones no cuantificables. El estuario registró un
promedio de 0,0060 mg/L y un máximo de 0,0205 mg/L (estación EB44.1, enero
2009). El fiordo presentó en todas sus estaciones concentraciones no
cuantificables. Durante el invierno, se obtuvo un promedio de 0,0015 mg/L, con un
mínimo de 0,0013 mg/L (estación EB44.1, septiembre 2007) y un máximo de
0,0016 mg/L (estación EB42.1, septiembre 2007).
Los tributarios en la época estival presentaron concentraciones no cuantificables
(

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 27 de 62
Figura 4.15: Perfil longitudinal, nitrógeno de nitrito. Río Baker.
Nitrógeno Orgánico Total
El nitrógeno orgánico total presentó en el cauce principal un promedio estival de
0,14 mg/L, con valores entre 0,08 y 0,50 mg/L en el río Baker a 8,6 km aguas
abajo de la confluencia con el río Ñadis (estación B14.1, enero 2009) y río Baker a
8,4 Km aguas abajo de la confluencia del río Chacabuco (estación B8, enero
2007), respectivamente. El período de invierno presentó concentraciones no
cuantificables en la mayoría de las estaciones de monitoreo (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 28 de 62
(estación EB43.1, septiembre 2007) y 0,12 mg/L (estación EB44.1, septiembre
2007). El promedio obtenido fue de 0,11 mg/L.
Los tributarios en la época estival presentaron concentraciones no cuantificables
(

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 29 de 62
Figura 4.16: Perfil longitudinal, nitrógeno orgánico total. Río Baker.
4.1.4 Clorofila a
Durante la época estival, el cauce principal presentó concentraciones no
cuantificables (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 30 de 62
nivel medio y fondo. A nivel superficial se obtuvo un valor de 0,4 µg/L. Durante
invierno, todas las estaciones del estuario presentaron concentraciones no
cuantificables (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 31 de 62
4.1.5 Resumen calidad del agua río Baker
El cauce principal (río Baker), presentó características desde aguas neutras hasta
aguas moderadamente alcalinas, junto a esto las concentraciones de oxígeno
disuelto y conductividad son apropiadas para el desarrollo y conservación de la
vida acuática.
Con relación a los parámetros físicos del sistema, se debe mencionar que la
temperatura media de verano fue de 12,3 [ºC] y de invierno de 6,5 [ºC]. En el caso
de la demanda bioquímica de oxígeno, se debe indicar que los valores registrados
no sobrepasan los 5 [mg/L]. Por otra parte, los datos obtenidos de la
concentración de oxígeno disuelto en todas las estaciones y en todas las
campañas fueron mayores a 8,5 [mg/L]. El pH registró valores moderadamente
neutros, entre 6,5 y 8,5. Finalmente, la concentración de sólidos totales
suspendidos osciló entre los 20 [mg/L] y los 60 [mg/L], valores que concuerdan
con el importante aporte de deshielo glacial.
Para el caso de los parámetros químicos, se observa que el nutriente Fósforo
Total, presenta concentraciones que se mantienen por debajo de 0,05 [mg/L] con
excepción de los períodos de verano de 2008 y 2009, en que dichos valores
ascienden hasta 0,3 [mg/L]. En cambio, las mediciones de fósforo Ortofosfato
muestran que en el cauce principal las concentraciones no ascienden de 0,01
[mg/L]. Por otra parte, los compuestos nitrogenados reflejan valores bajos. En el
caso del amonio las concentraciones son menores que 0,05 [mg/L], con
excepción de enero del 2007, el cual muestra valores que alcanzan 0,2 [mg/L].
Por otra parte, el nitrato presenta valores por debajo del límite de detección con
excepción de un valor puntual en enero de 2009. Así mismo, el nitrito muestra
valores de concentraciones bajo 0,005 [mg/L], con excepción de un par de valores
puntuales en el período de enero 2009. El sílice disuelto presenta valores bajo los
3 [mg/L], excepto en la campaña realizada en enero 2009 en la cual se observan
valores cercanos a 5 [mg/L].
Finalmente, se debe mencionar que las concentraciones de clorofila a registradas
no sobrepasan la unidad con excepción de enero de 2007, en donde se ven
valores ligeramente mayores (< 2 [µg/L]).
Cabe destacar que durante la campaña de enero 2009, se registró un evento
climático que generó fuertes lluvias, con importantes crecidas de los ríos y
arrastre de material en suspensión que pudieron afectar algunos parámetros,
cuyo volumen es dependiente y sensible a condiciones físicas como por ejemplo:
turbidez, sólidos suspendidos, sólidos disueltos y conductividad entre otros,
afectando tanto al cauce principal como a los otros sistemas en estudio.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 32 de 62
4.2 Sector Pascua
A continuación se presentan los resultados de los parámetros que describen la
calidad del agua del área de influencia del Proyecto Hidroeléctrico en el río
Pascua, de acuerdo a la información contenida en el Apéndice D de este informe.
En este Apéndice se encuentran los valores puntuales por cada campaña de
muestreo y el valor promedio por periodo estival e invernal con los registros
mínimos y máximos observados para cada período estacional. En las Figuras
4.18 a 4.34, se muestra el perfil longitudinal del cauce principal del río Pascua
incluyendo la información del estuario y fiordo. Los puntos de muestreo en las
figuras corresponden a aquellos situados en el cauce principal, en el fiordo y en
estuario. Las campañas analizadas corresponden solamente a las invernales y
estivales, dado que representan los escenarios extremos del área de estudio.
Cabe señalar que durante el periodo de verano 2009 (enero) se realizó un
muestreo extensivo de los lagos asociados al área de influencia del proyecto, los
que fueron considerados en esta evaluación. Así mismo, para el caso del sector
de estuario, se cuenta con información para el periodo invernal de la campaña
realizada en septiembre de 2007, incorporando para temperatura y conductividad
la información contenida en perfiles realizados durante el mismo periodo de
muestreo. Mientras en el sector de Fiordo no se cuenta con información durante el
periodo de invierno.
4.2.1 Parámetros físicos y químicos
Temperatura
Los registros para temperatura en el cauce principal del río Pascua, mostraron
durante las campañas de verano valores similares entre los años 2007 y 2009. El
promedio reportado fue de 8,0 °C, con valores entre 6,3 y 10,3°C, registrándose
el valor mínimo en el río Pascua, afluente del lago Chico(estación P1) y río
Pascua a 0,45 Km de la confluencia con el Desagüe del lago Gabriel Quirós
(estación P4) en la campaña de enero de 2009 y el valor máximo en el río Pascua
a 11 km aguas arriba de la confluencia con el Quetru (estación P4.1) también
durante la campaña de enero de 2009. Siguiendo el eje longitudinal, se observó
para el estuario temperaturas homogéneas respecto al río Pascua, con un
promedio de 8,6ºC y variaciones entre 7,8ºC (estación EP16.1, campaña de enero
2009) y 9,4 ºC (estación EP15.1, campaña enero 2008). En tanto, en el fiordo se
mantuvo la misma condición del cauce principal en época estival con un promedio
de 9,0 ºC entre las diferentes profundidades de la estación FIOR P evaluada en
enero de 2009, con variaciones entre 8,4ºC a nivel superficial y 9,4ºC registrado a
profundidad media.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 33 de 62
Durante el periodo de invierno, los registros de temperatura en el río Pascua
mostraron menor amplitud que en verano, con un promedio de 5,2 °C, con un
valor mínimo de 4,5 ºC (campaña de agosto de 2007, en la estación P8 ubicada
en río Pascua a 2 Km aguas abajo del lago Quetru) y un máximo de 6,3°C
(campaña de septiembre de 2007, en la estación P14.1 ubicada en el río Pascua
a 4,2 km aguas arriba de la confluencia con el río Bergues). En el sector de
estuario, la temperatura promedio durante la campaña de septiembre de 2007 fue
de 6,3ºC, con variaciones entre 5,5 y 9,9ºC, registradas en las estaciones EP15.1
y EP16.1, respectivamente. Mientras los perfiles de muestreo registrados en el
mismo periodo registran temperaturas homogéneas cercanas a los 6,0 ºC.
En cuanto a los tributarios, el promedio observado durante las campañas de
verano fue de 9,4°C con valores extremos de 5,9 y 15,5°C, registrándose el valor
mínimo en la campaña de enero de 2009 en la estación TP12.2 ubicada en el río
Borquez a 2,7 km de la confluencia con el Pascua, y el valor máximo en la
campaña de enero de 2007en la estación TP10, ubicada en el desagüe del lago
Quetru a 0,4 Km de la confluencia con el río Pascua. Para el periodo de invierno,
el valor promedio fue de 4,6°C con oscilaciones entre 3,5 y 5,2°C, observándose
ambos valores en la campaña de septiembre de 2007, en el río Borquez (estación
TP12) y en el río Bergues (estación TP11), respectivamente.
Para los lagos evaluados durante la campaña de enero de 2009, el promedio fue
de 7,2 °C, con variaciones entre 2,9 °C (estaciones TP3.2, lago Gabriel Quirós) y
17 °C (estación TP8.8, lago Quetru 3).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 34 de 62
Figura 4.18: Perfil longitudinal, temperatura. Río Pascua.
Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO)
Respecto a la DBO 5 , en el cauce principal del río pascua durante el periodo
estival, se observaron valores característicos de aguas limpias, con un promedio
de 2,2 mg/L y concentraciones entre

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 35 de 62
de la estación FIOR P, con un promedio 0,9 mg/L y variaciones entre 0,8 y 0,9
mg/L.
Durante el periodo de invierno, el cauce principal del río Pascua, mostró
concentraciones de aguas limpias, con mayor concentración durante septiembre
de 2007 respecto a agosto de 2006, presentando un valor promedio de 2,3 mg/L y
variaciones entre

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 36 de 62
Demanda bioquímica de oxígeno [mg/l]
7
6
5
4
3
2
Demanda Bioquímica de oxígeno
ene‐07
ene‐08
ene‐09
ago‐06
sep‐07
Río Quirós
Río Quetru
Río Borquez
Río Berguer
1
0
0 10000 20000 30000 40000 50000 60000 70000 80000
Distancia [m]
Fiordo y estuario
Figura 4.19: Perfil longitudinal, demanda bioquímica de oxígeno. Río Pascua.
Demanda Química de Oxígeno (DQO)
La DQO, para el período de verano en el cauce principal del río Pascua, presentó
un valor promedio de 4,6 mg/L con un valor mínimo de

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 37 de 62
En los tributarios durante la época de verano también se observaron en su
mayoría valores no cuantificables, mostrando sólo en la campaña de enero de
2007 registros cuantificables. El promedio obtenido durante la época estival fue de
3,0 mg/L con un valor mínimo de

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 38 de 62
Oxígeno Disuelto (OD)
En relación a la disponibilidad de oxígeno disuelto en el cauce principal en el
período estival, se observaron valores similares entre si y favorables para el
desarrollo de biota acuática, con un promedio de 12,9 mg/L y valores extremos de
9,1mg/L registrado en la estación P1 ubicada en aguas arriba del lago Chico
(campaña de enero de 2009) y 14,0 mg/L en la estación P5 ubicada en el río
Pascua a 2,8 Km aguas arriba del lago Quetru (campaña enero 2009). Aguas
abajo, en el sector de estuario, se observó valores homogéneos 12,5 mg/L
(estaciones EP15.1 y EP16.1) y 13,4 mg/L (estación EP15.1), con un valor
promedio de 13,0 mg/L. Respecto al fiordo (FIOR P), se observó una situación
distinta con una marcada diferencia entre profundidades, producida por una
haloclina que no permite la disolución de oxígeno homogéneamente entre
profundidades en aguas salinas, con valores extremos de 6,2 mg/L (a mayor
profundidad) y 12,6 mg/L (a nivel superficial) y un promedio de 9,2 mg/L.
En el periodo de invierno, el cauce principal arrojó valores de oxígeno disuelto
homogéneos, con un promedio de 12,5 mg/L y variaciones entre 11,6 mg/L
(estación P1, campaña de agosto de 2006) y 13,7 mg/L (estación P14.1, campaña
de septiembre de 2007). En el estuario, se registró un promedio de 12,6 mg/L y
valores de 11,7 mg/L en la estación EP16.1 y 13,4 mg/L en la estación EP15.1.
Para los tributarios, las concentraciones de oxígeno disuelto son
homogéneamente favorables para el desarrollo de biota acuática en el periodo
estival, mostrando un promedio de 11,4 mg/L y fluctuaciones entre 9,1 mg/L (lago
Chico, estación PCAT34.3, campaña enero de 2009) y 13,0 mg/L (río Borquez,
estación TP12, campaña de enero de 2009). Durante el invierno, se observó en
general valores homogéneos con un promedio de 11,4 mg/L y valores fluctuantes
entre 8,5 mg/L, registrado en el desagüe del lago Quetru a 0,4 Km de la
confluencia con el río Pascua, estación TP10 durante la campaña de agosto de
2006 y 13,1 mg/L registrado en el río Bergues, estación TP11 en campaña de
septiembre de 2007.
En los lagos en estudio, durante el periodo estival de 2009, se observó menores
concentraciones de oxígeno disuelto en las estaciones ubicadas en el Lago Chico
y en el lago Quetru a nivel superficial, mostrando un promedio de 10,5 mg/L con
fluctuaciones entre 6,5 mg/L (lago Quetru, estación TP8.8) y 13,1 mg/L (lago
Gabriel Quirós, estación TP3.1).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 39 de 62
Figura 4.21: Perfil longitudinal, oxígeno disuelto. Río Pascua.
pH
De acuerdo a los valores de pH registrados en el cauce principal durante el
periodo de verano, se observaron aguas homogéneamente neutras (Hounslow,
1995), con un promedio de 7,4 unidades y valores extremos de 6,4 unidades
(campaña de enero de 2009) y 7,6 unidades (mayoritariamente uniforme en todas
las campañas evaluadas). Siguiendo el cauce principal hasta el estuario, se
mantienen valores neutros y similares a los valores registrados aguas arriba, con
un promedio para el estuario de 7,1 unidad y valores extremos de 6,4 y 7,5
unidades.
Para el fiordo el promedio detectado fue de 7,3 unidades con pequeñas
variaciones entre profundidades con valores entre 7,2 y 7,5 unidades, observadas
a nivel superficial y a profundidad media respectivamente.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 40 de 62
En época invernal, el pH del cauce principal presentó valores homogéneos y
neutros (Hounslow, 1995) entre todas las campañas evaluadas, con un promedio
de 7,4 unidades y valores extremos de 7,1 y 7,7 unidades, registradas en las
campañas de agosto de 2006 y septiembre de 2007. Aguas abajo, el estuario,
registró también un valor neutro con 7,2 unidades en la estación EP16.1 en
septiembre de 2007.
Los tributarios durante el periodo estival, también mostraron valores homogéneos
y neutros entre sí (Hounslow, 1995), con un promedio de 7,0 unidades y valores
fluctuantes entre 6,4 (Río Bergues, estación TP11 y río Borquez a 2,7 km de la
confluencia con el Pascua estación TP12.2) y 7,5 unidades (desagüe del lago
Gabriel Quirós a 0,83 Km de la confluencia con el río Pascua, estación TP9),
ambos valores en la campaña de enero de 2009. En invierno, se registraron
también aguas de carácter neutro, con un promedio de 7,2 unidades, con un valor
mínimo de 6,9 unidades (río Bergues, estación TP11, campaña de septiembre de
2007) y un máximo de 7,3 unidades (desagüe del lago Gabriel Quirós a 0,83 Km
de la confluencia con el río Pascua, estación TP9, campaña de agosto de 2006 y
río Borquez estación TP12, campaña de septiembre de 2007).
Para los lagos, se observaron valores de pH homogéneos, con fluctuaciones entre
6,3 y 7,8 unidades encontrándose levemente menor al límite inferior de aguas
neutras, respectivamente (Hounslow, 1995). El promedio registrado durante enero
de 2009 fue de 7,0 unidades.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 41 de 62
Figura 4.22: Perfil longitudinal, pH. Río Pascua.
Sólidos Totales Suspendidos
Los sólidos totales suspendidos, presentan variabilidad espacial a lo largo del eje
longitudinal. El cauce principal, durante enero de 2009, presentó mayores
concentraciones respecto los veranos previos, producto de condiciones climáticas
puntuales. El valor promedio registrado fue de 24,8 mg/L con un mínimo de 8,1
mg/L (estación P3 ubicada en río Pascua a 1,1 Km aguas arriba del desagüe del
lago Gabriel Quirós campaña de enero de 2008) y un máximo de 38 mg/L
(estación P13.1 ubicada en el río Pascua a 1,3 km aguas abajo con la confluencia
con el río Quetru campaña de enero de 2009). En el sector de estuario, los
valores reportados fueron similares a los registrados aguas arriba, con un
promedio de 27 mg/L y fluctuaciones entre 18,5 mg/L (estación EP15.1, campaña
enero de 2008) y 34,2 mg/L (estación EP16.1, campaña enero de 2009).
Respecto al fiordo (FIOR P), se observó en promedio menor concentración de
sólidos en suspensión y mayor variabilidad entre profundidades, con un promedio

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 42 de 62
de 16,9 mg/L y valores extremos de 1,6 mg/L registrado a profundidad media y 34
mg/L registrado a nivel superficial.
Respecto el periodo invernal, en el cauce principal, se observaron en general
concentraciones inferiores a las registradas en verano, con un promedio de 9,7
mg/L y valores entre 5,4 mg/L (estación P1 ubicada en río Pascua; afluente del
lago Chico, campaña agosto de 2006) y 19,3 mg/L (estación P7 ubicada en río
Pascua a 0,2 Km aguas arriba del lago Quetru, campaña septiembre de 2007).
Aguas abajo, en el estuario se registraron valores de 11,9 mg/L en la estación
EP15.1 y 14,3 mg/L en la estación EP16.1.
En los lagos evaluados durante la campaña enero de 2009, se observaron valores
heterogéneos con un promedio de 23,9 mg/L y valores extremos de

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 43 de 62
Sólidos Totales Disueltos (STD)
Para sólidos totales disueltos, se observó en el cauce principal durante el periodo
estival, diferencias entre la campaña de verano de 2009 y las previas,
registrándose en general menores concentraciones en enero 2009, debido a la
dilución efectuada por el aumento de caudal producto de las lluvias ocurridas
durante el periodo de muestreo. El promedio para la época estival fue de 27,6
mg/L con fluctuaciones entre 5,1 mg/L (estación P1 ubicada en río Pascua;
afluente del lago Chico enero de 2009) y 55,7 mg/L (estación P4 ubicada en río
Pascua a 0,45 Km de la confluencia con el Desagüe del lago Gabriel Quirós,
campaña enero de 2009). En el tramo del estuario, se reportó un valor promedio
similar al del cauce principal aguas arriba, con 31,9 mg/L y valores entre 29,2
mg/L ( EP15.1, campaña enero de 2009) y 36 mg/L (EP15.1, campaña enero de
2009). En el fiordo (FIOR P), producto de su carácter salino presenta mayores
valores de STD respecto el cauce principal; sin embargo, producto de una
haloclina, donde los primeros metros de profundidad son de aguas menos salinas,
aumentando la salinidad a mayor profundidad, se observó valores heterogéneos,
con un promedio de 21.695 mg/L, un valor mínimo a nivel superficial y máximo a
mayor profundidad de 1.029 y 33.044 mg/L, respectivamente.
En época invernal, las concentraciones de STD en el cauce principal mostraron
valores más homogéneos con un promedio mayor al registrado en verano con
31,3 mg/L y valores extremos de 25,2 mg/L (estación P1 ubicada en río Pascua;
afluente del lago Chico y 33 mg/L (estación P4 ubicada en río Pascua a 0,45 Km
de la confluencia con el Desagüe del lago Gabriel Quirós), ambos valores
registrados en la campaña agosto de 2006. En el sector del estuario, se observan
valores mayores al promedio del cauce principal con 34,7 mg/L para la estación
EP16.1 y 40,1 mg/L para la estación EP15.1.
Respecto los tributarios, en el periodo de verano, presentaron en general menores
valores durante enero de 2009 respecto las campañas previas. El promedio
registrado fue de 20,1 mg/L, con valores extremos de 10 y 30 mg/L ambos
registrados en enero 2009, en el río Bergues (estación TP11) y en el estero Pretil
en el lago Chico (estación PCAT34.3), respectivamente. Durante el periodo
invernal, se presentó mayor amplitud de datos con un promedio de 37,0 mg/L y
valores extremos de 11,2 mg/L (estación TP11 ubicada en el río Bergues,
campaña de septiembre de 2007) y 100,4 mg/L (estación TP10 ubicada en
desagüe del lago Quetru a 0,4 Km de la confluencia con el río Pascua, campaña
de agosto de 2006).
En cuanto a los lagos, el periodo de verano de 2009, mostraron variaciones entre
los distintos lagos, con menores concentraciones de STD en los lagos Leal y
Quetru respecto los otros lagos evaluados. Se observó un promedio de 25,9 mg/L

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 44 de 62
con valores extremos de 7,7 mg/L (lago Chico, estación PCAT34) y 77,4 mg/L
(lago Quetru, estación TP8.7).
Sólidos Totales Disueltos [mg/l]
60.0
50.0
40.0
30.0
20.0
Sólidos Totales Disueltos
ene‐07
ene‐08
ene‐09
ago‐06
sep‐07
Río Quirós
Río Quetru
Río Borquez
Río Berguer
10.0
0.0
0 10000 20000 30000 40000 50000 60000 70000 80000
Distancia [m]
Fiordo y estuario
Figura 4.24: Perfil longitudinal, sólidos totales disueltos. Río Pascua.
Turbidez
En el periodo estival, los resultados observados para turbidez en el cauce
principal mostraron un aumento durante la campaña de enero de 2009, producto
del aumento de caudal y arrastre de material suspendido por las lluvias
imperantes durante el muestreo del verano 2009. El valor promedio para turbidez
fue de 30,9 NTU, con valores entre 10,0 y 88,6 NTU registrados en la zona de
afluente del lago Chico (estación P1, campaña de enero de 2007) y en el cauce
principal a 0,45 Km de la confluencia con el Desagüe del lago Gabriel Quirós
(estación P4, campaña enero de 2009) respectivamente.
Aguas abajo, en el estuario, se observó también un aumento en la turbidez en la
campaña de enero de 2009, presentando un valor promedio de 42,3 NTU con
valores entre 22 NTU (EP16.1, campaña de enero de 2008) y 57,5 NTU (EP16.1,

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 45 de 62
campaña de enero de 2009). Para el fiordo (FIOR P), se observó variaciones
entre las distintas profundidades de muestreo producto de la falta de mezcla de la
masa de agua de distintas densidades producto de una haloclina. El promedio
registrado para el fiordo en enero de 2009 fue de 19,5 NTU, con valores de 1,2
NTU a profundidad media y 57,5 NTU a nivel superficial.
Durante el periodo invernal, el cauce principal mostró valores inferiores a los
reportados en verano y homogéneos entre sí, con un promedio de 15,7 NTU y
fluctuaciones entre 9,8 NTU (zona afluente lago Chico, estación P1) y 18,0 NTU
(cauce principal a 0,8 Km aguas arriba del lago Quetru, estación P6), ambos
valores registrados en la campaña de agosto de 2006. Aguas abajo, en el estuario
se registraron valores similares entre las estaciones evaluadas, con 17,5 NTU
(EP15.1) y 23 NTU (EP16.1).
Durante el periodo estival, los tributarios, mostraron heterogeneidad en sus
valores, con un promedio de 55,4 NTU y valores entre 1,0 NTU (desagüe del lago
Quetru a 0,4 Km de la confluencia con el río Pascua, estación TP10, campaña
enero de 2007) y 175,1 NTU (desagüe del lago Gabriel Quirós a 0,83 Km de la
confluencia con el río Pascua, estación TP9, campaña enero de 2009). En
invierno, también se observó valores heterogéneos con un promedio de 34,8 NTU
y valores extremos de 0,9 NTU (río Berques, estación TP11, campaña septiembre
de 2007) y 135 NTU (desagüe del lago Gabriel Quirós a 0,83 Km de la confluencia
con el río Pascua, estación TP9, campaña agosto de 2006).
Para los lagos, durante enero de 2009, se observó variaciones entre ellos, con los
mayores registros de turbidez en el lago Gabriel Quirós respecto de sus pares. El
valor promedio reportado fue de 42 NTU, con fluctuaciones entre 1,3 NTU (lago
Chico, sector Pascua, estación PCAT34) y 236 NTU (lago Gabriel Quirós,
estación TP3.2).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 46 de 62
88.0
78.0
68.0
58.0
Turbidez
ene‐07
ene‐08
ene‐09
ago‐06
sep‐07
Río Quirós
Río Quetru
Río Borquez
Río Berguer
Turbidez [NTU]
48.0
38.0
28.0
18.0
8.0
0 10000 20000 30000 40000 50000 60000 70000 80000
Distancia [km]
Fiordoy estuario
Figura 4.25: Perfil longitudinal, turbidez. Río Pascua.
Conductividad
Los registros de conductividad eléctrica en el cauce principal durante el periodo
estival, mostraron valores similares entre sí, con un valor promedio de 45 µS/cm y
valores extremos de 38 µS/cm (río Pascua afluente al lago Chico, estación P1 y
río Pascua a 0,45 Km de la confluencia con el Desagüe del lago Gabriel Quirós,
estación P4, ambos en la campaña enero de 2009) y 65 µS/cm (río Pascua
afluente al lago Chico, estación P1 y aguas abajo del lago Chico, estación P2,
campaña de enero de 2007). Siguiendo el perfil longitudinal, el estuario presentó
un promedio similar al de aguas arriba, con un promedio de 39,7 µS/cm y valores
entre 38 µS/cm (estaciones EP15.1 y EP16.1, en enero de 2009) y 43 µS/cm
(estación EP15.1, enero de 2008).
Respecto al fiordo, se observó el efecto de una haloclina en la estación FIOR P
con valores heterogéneos a distintas profundidades. El promedio registrado fue de
33.764 µS/cm, con 1.891 µS/cm, a nivel superficial y 51.200 µS/cm, a mayor
profundidad.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 47 de 62
En periodo de invierno, el cauce principal presentó al igual que en verano valores
homogéneos, con un promedio de 42 µS/cm y fluctuaciones entre 34 µS/cm (río
Pascua afluente al lago Chico, estación P1, campaña de agosto de 2006) y 45
µS/cm (río Pascua a 0,45 Km de la confluencia con el Desagüe del lago Gabriel
Quirós, estación P4 y río Pascua a 0,2 Km aguas arriba del lago Quetru, estación
P7, campaña de agosto de 2006). Aguas abajo, en el sector de estuario, los
registros de conductividad mostraron valores de 55 µS/cm para la estación
EP16.1 y 64 µS/cm para la estación EP15.1 ambas en septiembre de 2007,
mientras los perfiles de conductividad registrados en igual periodo mostraron
valores homogéneos y cercanos a los 23 ºC.
Los tributarios, en general durante el periodo estival presentaron valores similares
entre sí, con un valor más alto respecto de sus pares en la estación TP9 ubicada
en desagüe del lago Gabriel Quirós a 0,83 Km de la confluencia con el río
Pascua. El valor promedio registrado fue de 25,7 µS/cm, con un mínimo de 13,0
µS/cm en el río Bergues (estación TP11) en enero de 2008 y un valor máximo de
41 µS/cm, registrado en el desagüe del lago Gabriel Quirós a 0,83 Km de la
confluencia con el río Pascua (estación TP9) en enero de 2007. En el periodo
invernal, se presentó un aumento en el valor promedio de los tributarios con 50,3
µS/cm, dado por la estación TP10 ubicada en el desagüe del lago Quetru a 0,4
Km de la confluencia con el río Pascua, donde se registró el valor máximo con
134 µS/cm durante agosto de 2006. El valor mínimo fue de 16 µS/cm registrado
en el río Bergues (estación TP11) en septiembre de 2007.
En cuanto a los lagos, el periodo de verano de 2009, mostraron variaciones entre
los distintos lagos, con menor conductividad en los lagos Leal y Quetru respecto
los otros lagos evaluados. El promedio para el periodo fue de 31,3 µS/cm con
valores extremos de 17,0 µS/cm (lago Negro, estaciones TP8.3 y TP8.4) y 51
µS/cm (lago O’Higgins, estación PCAT35.3).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 48 de 62
Figura 4.26: Perfil longitudinal, conductividad. Río Pascua.
4.2.2 Sílice
La sílice presentó un promedio estival de 2,8 mg/L en el cauce principal, con
valores que oscilaron entre 1,2 y 5,5 mg/L, registrados en el afluente al lago Chico
(estación P1, enero 2007) y en el cauce principal a 0,2 km aguas arriba del lago
Quetru (estación P7, enero 2009). Siguiendo el eje longitudinal, la zona estuarina
mostró para sílice valores similares al cauce principal al igual que el fiordo. El
estuario presentó un promedio de 2,7 mg/L con valores entre 2,1 mg/L, registrado
en la estación EP16.1 (enero 2008) y 3,4 mg/L registrado en la estación EP15.1
(enero 2009). En el fiordo durante enero de 2009, los valores fueron homogéneos
con un promedio de 1,5 mg/L y valores entre 1,1 mg/L a mayor profundidad y 2,0
mg/L a nivel superficial.
Durante el periodo invernal, en el cauce principal, se obtuvo valores homogéneos
con un promedio de 1,4 mg/L y fluctuaciones entre 1,1 y 1,7 mg/L registrándose
en el afluente al lago Chico (estación P1, agosto 2006) y cauce principal a 1,1 Km

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 49 de 62
aguas arriba del desagüe del lago Gabriel Quirós (estación P3, septiembre 2007),
respectivamente. Aguas abajo, en el estuario, se observó valores similares al
cauce principal con valores de 1,7 y 1,8 en las estaciones EP15.1 y EP16.1,
respectivamente.
Para los tributarios del sector Pascua durante el periodo estival, se presentó
mayor variación respecto el cauce principal, con un promedio de 2,6 mg/L y
valores extremos de 0,4 y 5,6 mg/L, reportados ambas en enero de 2008, en el río
Berques (estación TP11) y en el río Borquez (estación TP12), respectivamente.
Durante el invierno, el valor promedio fue de 1,4 mg/L y valores fluctuantes entre
0,4 y 3,6 mg/L, registradas en el río Berques (estación TP11, septiembre 2007) y
en el desagüe del lago Quetru a 0,4 Km de la confluencia con el río Pascua
(estación TP10, agosto 2006).
En los lagos evaluados durante enero de 2009, se observaron valores
homogéneos para sílice con un promedio de 2,6 mg/L y valores extremos de 0,4 y
8,2 mg/L registrados en la laguna en Altura (estación TP8.2) y en el lago Gabriel
Quirós (estación TP3.1).
6.0
5.0
4.0
Sílice Disuelto
ene‐07
ene‐08
ene‐09
ago‐06
sep‐07
Río Quirós
Río Quetru
Río Borquez
Río Berguer
Sílice Disuelto [mg/l]
3.0
2.0
1.0
0.0
0 10000 20000 30000 40000 50000 60000 70000 80000
Distancia [m]
Fiordo y estuario
Figura 4.27: Perfil longitudinal, Sílice. Río Pascua.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 50 de 62
4.2.3 Nutrientes
Ortofosfato
Durante el periodo estival, las concentraciones para ortofosfato fueron en su
mayoría no cuantificables (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 51 de 62
Figura 4.28: Perfil longitudinal, ortofosfato. Río Pascua.
Fósforo Total
En el periodo estival, se observó para fósforo total en el cauce principal valores
similares, con algunas estaciones no cuantificables y otras con valores levemente
por sobre el nivel de cuantificación. El promedio reportado fue de 0,02 mg/L con
un mínimo de

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 52 de 62
agosto de 2006 y septiembre de 2007. De igual forma ocurrió para el estuario en
las estaciones evaluadas durante septiembre de 2007.
Respecto a los tributarios, durante las campañas de verano, se registró un valor
promedio de 0,031 mg/L, con un mínimo no cuantificable (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 53 de 62
Nitrógeno de Amonio
Para el nitrógeno de amonio se observó durante las campañas de verano en el
cauce principal, valores no cuantificados o cercanos al nivel de cuantificación en
la mayoría de las estaciones, mostrando un promedio de 0,014 mg/L y valores
extremos de

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 54 de 62
Figura 4.30: Perfil longitudinal, nitrógeno de amonio. Río Pascua.
Nitrógeno de Nitrato
Durante el periodo estival, las concentraciones reportadas para nitrato fueron en
su mayoría no cuantificables (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 55 de 62
En cuanto a los tributarios, se observó durante el periodo estival concentraciones
homogéneas con valores no cuantificables (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 56 de 62
Nitrógeno de Nitrito
Durante el periodo estival, los valores para nitrito en el cauce principal mostraron
concentraciones homogéneas, con un promedio de 0,065 mg/L y valores
extremos de 0,0012 mg/L (río Pascua a 2 Km aguas abajo del lago Quetru,
estación P8, campaña de enero de 2007) y 1,57 mg/L (río Pascua a 0,45 Km de la
confluencia con el Desagüe del lago Gabriel Quirós, estación P4, campaña de
enero de 2009). Siguiendo el perfil longitudinal, las estaciones del estuario
mostraron en el periodo de verano un valor promedio de 0,0031 mg/L con
fluctuaciones entre 0,0027 mg/L (estación EP16.1, campaña de enero de 2009) y
0,0034 mg/L (estaciones EP15.1 campaña enero de 2008 y EP15.1, en la
campaña de enero de 2009), mientras en el fiordo, la estación FIOR P, mostró un
promedio de 0,0013 mg/L y variaciones entre 0,0004 mg/L a profundidad media y
0,0021 mg/L a nivel superficial. En invierno, se observó resultados homogéneos
entre las campañas de agosto de 2006 y septiembre de 2007, presentando un
promedio de 0,0018 mg/L con fluctuaciones entre 0,0012 (cauce principal 6,7 km
aguas abajo con la confluencia del desagüe lago Quetru, estación P14, campaña
septiembre de 2007) y 0,0036 mg/L (río Pascua a 0,2 Km aguas arriba del lago
Quetru, estación P7, campaña de agosto de 2007). En el sector de estuario se
registró en septiembre de 2007 un valor de 0,0013 mg/L en la estación EP15.1 y
0,0021 mg/L en la estación EP16.1.
En relación a los tributarios, los valores reportados en la época estival fueron
homogéneos con un promedio de 0,0041 mg/L y variaciones entre 0,0003 mg/L
(río Bergues, estación TP11, campaña de enero de 2008) y 0,0179 mg/L (río
Borquez, estación TP12, campaña de enero de 2008). En invierno, el valor
promedio fue similar al reportado en verano con un valor de 0,0021 mg/L y
fluctuaciones entre 0,0003 mg/L (río Bergues, estación TP11, campaña de
septiembre de 2007) y 0,0045 mg/L (desagüe del lago Quetru a 0,4 Km de la
confluencia con el río Pascua, estación TP10, campaña agosto de 2006).
En cuanto a los lagos, las estaciones evaluadas en enero de 2009, mostraron
valores similares entre sí, con un valor promedio de 0,0027 mg/L y valores
extremos de 0,0002 (lago Leal, estación TP8.6) y 0,0122 mg/L (lago Gabriel
Quirós, estación TP3.2).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 57 de 62
Nitrógeno Orgánico Total
Figura 4.32: Perfil longitudinal, nitrito. Río Pascua.
En el periodo estival, se observó para nitrógeno orgánico total en el cauce
principal valores homogéneos, con un valor promedio de 0,127 mg/L y valores
entre

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 58 de 62
aguas arriba del lago Quetru, estación P7, campaña de septiembre de 2007).
Aguas abajo, en el tramo de estuario, se registró un valor de 0,087 mg/L en la
estación EP16.1 y de 0,188 mg/L en la estación EP15.1.
En los tributarios, durante el periodo estival se observó un promedio de 0,201
mg/L, con un mínimo de 0,158 mg/L (río Borquez, estación TP12, campaña de
enero de 2008) y 0,260 mg/L (río Bergues, estación TP11.2, campaña de enero
de 2009). En la época invernal, se registró un promedio similar al reportado en
verano, con 0,140 mg/L y valores extremos de 0,118 mg/L (río Borquez, estación
TP12, campaña septiembre de 2007) y 0,173 mg/L (desagüe del lago Quetru a
0,4 Km de la confluencia con el río Pascua, estación TP10, campaña de agosto
de 2006).
Para los lagos evaluados durante enero de 2009, se observó un promedio de
0,198 mg/L de nitrógeno orgánico total con un mínimo de 0,064 mg/L (lago Negro,
estación TP8.4) y un máximo de 0,455 mg/L (Lago O’Higgins, bahía Esperanza,
estación PCAT35.2).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 59 de 62
4.2.4 Clorofila a
Figura 4.33: Perfil longitudinal, nitrógeno orgánico total. Río Pascua.
Para clorofila a en el cauce principal durante el periodo estival, se observaron
mayoritariamente valores no cuantificables, registrando un valor promedio de 0,3
µg/L con un valor mínimo de

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 60 de 62
observó un valor de

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 61 de 62
Figura 4.34: Perfil longitudinal, clorofila a. Río Pascua.
4.2.5 Resumen calidad del agua río Pascua
El cauce principal del río Pascua presentó características desde aguas neutras o
al límite inferior de la neutralidad, junto a esto las concentraciones de oxígeno
disuelto y conductividad son apropiadas para el desarrollo y conservación de la
vida acuática.
Con relación a los parámetros físicos del sistema se debe mencionar que la
temperatura media de verano fue de 8,0 [ºC] y de invierno de 5,2 [ºC], estos
valores presentan una menor amplitud que los mostrados en el Baker. En el caso
de la demanda bioquímica de oxígeno, se debe indicar que los valores registrados
presentan una dispersión elevada con valores menores al límite de detección (0,5
[mg/L]) hasta valores de 6,6 [mg/L]. Por otra parte, los datos obtenidos de la
concentración de oxígeno disuelto en todas las estaciones y en todas las
campañas fueron por sobre 11 [mg/L], con excepción de 2 estaciones en enero de
2009 (P1 y FIORP), los cuales mostraron valores entre 8 y 9 [mg/L]. Así mismo el
pH registró valores entre 7 y 8, con excepción de 2 estaciones en la campaña de
enero 2009 en donde su valor desciende por debajo de 6,5 (pero mayor a 6).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 4, Página 62 de 62
Finalmente, la concentración de sólidos totales suspendidos muestra una
singularidad en la campaña de enero 2009, presentando valores por sobre los 30
[mg/L], lo cual no corresponde al resto de las otras campañas cuyos valores no
asciende de 25 [mg/L].
Para el caso de los parámetros químicos, se observa que el nutriente fósforo
Total, presenta concentraciones que se mantienen por debajo de 0,02 [mg/L] con
excepción de los períodos de verano de 2008, en los cuales dichos valores
ascienden hasta 0,045 [mg/L]. En cambio las mediciones de fósforo Ortofosfato,
muestran que en el cauce principal las concentraciones no ascienden del límite de
detección (0,01 [mg/L]), salvo 3 estaciones en la campaña de enero 2007 (P3, P4
y P5).
Por otra parte, los compuestos nitrogenados muestran valores bajos. En el caso
del amonio las concentraciones son menores que 0,03 [mg/L] con excepción de
las estaciones P1, P6 y P7 y EP16, en enero del 2007 y septiembre de 2007,
respectivamente. El nitrato a su vez, presenta valores por debajo del límite de
detección con excepción de un valor puntual en enero de 2009 y enero 2007 en
P8 y P4 (0.003 [mg/L]). En cambio, el nitrito muestra todos sus valores de
concentraciones bajo 0,004 [mg/L]. Por otra parte, el sílice disuelto presenta
valores que oscilan entre 1 y 6 [mg/L].
Finalmente, se debe mencionar que las concentraciones de clorofila a registradas
no sobrepasan de 1 [µg/L], con excepción de enero de 2007 y septiembre de
2007, en donde se ven valores ligeramente mayores (menores a 2 [µg/L]) en P2 y
P7.
Cabe destacar que durante la campaña de enero 2009, se registró un evento
climático que generó fuertes lluvias, con importantes crecidas de los ríos y
arrastre de material en suspensión que pudieron afectar algunos parámetros:
volumen dependiente y parámetros sensibles a condiciones físicas; como por
ejemplo: turbidez, sólidos suspendido, sólidos disueltos y conductividad entre
otros, afectando tanto al cauce principal como a los otros sistemas en estudio.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 1 de 83
CAPÍTULO 5
DESCRIPCIÓN DE LOS SISTEMAS LOCALES Y MODELO
CONCEPTUAL DEFINIDOS PARA LOS RIOS BAKER, PASCUA Y
DEL SALTO
5.1 Descripción Física de los Ríos
5.1.1 Río Baker
El EIA del PHA, en su Anexo D, Apéndice 4 identificó para el Río Baker tres zonas
con diferentes condiciones morfológicas a partir de la información cartográfica del
IGM, sobrevuelo por el río Baker, y experiencia de terreno:
• Morfología tipo cascada, ubicada aguas arriba de la junta entre los ríos
Baker y Chacabuco y aguas arriba de la Central Baker 2. Este tipo se
caracteriza por alta pendiente de terreno, sustrato grueso tipo rocas que
obstruyen el escurrimiento formando zonas de aguas blancas.
• Regiones con canal recto con secuencia de rápidos y pozas. Se ubica
principalmente aguas abajo de la confluencia entre los ríos Baker y
Chacabuco y algunos sitios intermedios. Esta región presenta una
variabilidad importante en las condiciones del escurrimiento en el eje
longitudinal, dando origen a sectores de altas velocidades (rápidos
ubicados aguas abajo de secciones con escurrimiento crítico) y zonas de
bajas velocidades ubicadas aguas arriba de la sección crítica (pozas).
A pesar que esta clase de cauce fluvial presenta zonas de escurrimiento
supercrítico al igual que en la morfología de cascada, no se aprecian zonas
de aguas blancas. Este hecho se explica por la presencia de aguas blancas
se relaciona con la aspereza relativa, es decir, de la relación entre la altura
de escurrimiento y el tamaño de los sedimentos, más que con el tipo de
escurrimiento.
• Río trenzado. Esta clase de escurrimiento se detectó en amplias regiones
del río Baker y sus afluentes, y se generan por la disminución de la
pendiente de terreno, hecho que favorece el desarrollo lateral permitiendo
la existencia de más de un brazo principal del río. Además, dado los
procesos de erosión de las riberas de los cauces, la variabilidad temporal
de la forma del cauce es amplia resultando que el trenzado del río varía de
forma en el transcurso de un año. Desde el punto de vista hidráulico, el

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 2 de 83
régimen en estas zonas es subcrítico (río), caracterizado por bajas
velocidades y altas alturas de escurrimiento.
De acuerdo a lo indicado en el EIA del PHA, en su Anexo D, Apéndice 4, la
descripción anterior tiene correspondencia con la pendiente media del terreno a lo
largo del eje longitudinal estimada a partir de los DEM (Figura 5.1). Se aprecia
una buena correlación entre la pendiente de terreno con los tipos morfológicos
encontrados, ya que las zonas de cascadas se encuentran ubicadas en los
sectores de mayor pendiente, las zonas donde el río se trenza se encuentran en
las zonas de menor pendiente.
Figura 5.1: Figura DEM, ubicación de sitios de muestreo granulométrico en río Baker.
Los diámetros granulométricos característicos de las mediciones realizadas en
diversos sitios a lo largo del eje longitudinal del río Baker, se resumen para las
muestras conjuntas en zonas de Baker 1 y Baker 2 en la Tabla 5.1.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 3 de 83
Tabla 5.1: Diámetros característicos obtenidos a partir de muestra conjunta de zonas de
Baker 1 y Baker 2.
d90 d84 d50 d16
cm cm cm cm
Baker 1 17.78 12.03 5.34 3.49
Baker 2 12.50 10.25 6.06 3.89
Fuente: Anexo D, Apéndice 4 del EIA PHA
5.1.2 Río Pascua
A partir de información cartográfica del IGM, sobrevuelo por el río Pascua, y
experiencia de terreno, el EIA del PHA, en su Anexo D, Apéndice 4 logró distinguir
condiciones distintas en la zona alta, aguas arriba de Central Pascua 2.2, y zona
baja, aguas abajo de Central Pascua 2.2:
• Morfología Tipo Cascada (Zona Alta): En la zona alta la morfología fluvial
está caracterizada principalmente por un escurrimiento de torrente, donde
la rugosidad relativa, el cuociente entre la altura de escurrimiento y el
diámetro de los sedimentos, es baja. Se distinguen además zonas donde la
velocidad del escurrimiento disminuye dando origen a pozas. En término
genéricos, si bien la morfología podría catalogarse como salto-poza o
rápido-poza, el hecho que las zonas con escurrimiento supercrítico y
aspereza relativa baja sea predominante, lleva a catalogar la zona alta del
río Pascua, aguas abajo de la Central Pascua 1, como del tipo cascada.
• Río Meandroso con posibilidad de desarrollo local (Zona baja). Esta
región se caracteriza porque el cauce fluvial se trenza, hecho que se
explica por la disminución de la pendiente del terreno, hecho que favorece
el desarrollo lateral permitiendo la existencia de más de un brazo principal
del río. Además, dado los procesos de erosión de las riberas de los cauces,
la variabilidad temporal de la forma del cauce es amplia, resultando que el
trenzado del río varía en el transcurso de un año. Desde el punto de vista
hidráulico, el régimen en estas zonas es subcrítico (río), caracterizado por
bajas velocidades y altas alturas de escurrimiento.
La descripción anterior tiene correspondencia con la pendiente media del terreno a
lo largo del eje longitudinal, estimada a partir de los DEM. Se aprecia una buena
correlación entre la pendiente de terreno con dos sectores definidos
anteriormente, ya que la zona presenta una pendiente de terreno mayor a la zona
del río trenzado (1,62% y 0.09%, respectivamente).
Finalmente, la medición de los diámetros característicos de los sedimentos se
obtuvo en tres sitios ubicados aguas abajo de la Central Pascua 2.2, cercanos al
desagüe del Lago Quetru. El resumen de los diámetros obtenidos se muestra en la

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 4 de 83
Tabla 5.2, que contiene además los diámetros característicos de la muestra
conjunta, cuyo diámetro d90 y d84 de estas tres estaciones es 12,4 y 11,1 cm,
respectivamente.
Tabla 5.2 Diámetros característico obtenidos de análisis granulométrico en río
Pascua.
Estación Muestreo Diámetro característico cm
d16 d50 d84 d90
Sitio 1 3,2 7,1 10,9 11,4
Sitio 2 5,8 10,1 13,9 16,3
Sitio 3 3,9 4,5 6,4 6,7
Muestra Compuesta 4,0 6,4 11,1 12,4
Fuente: Anexo D, Apéndice 4 del EIA PHA
5.1.3 Análisis de Información y Modelo Conceptual
Un modelo de calidad de aguas es la herramienta adecuada para la predicción del
comportamiento de la calidad del agua en un río u otro cuerpo de agua. Se
entiende por un modelo de calidad, la representación matemática del fenómeno,
constituido por un conjunto de expresiones matemáticas que definen los procesos
físicos, biológicos y químicos que tienen lugar en un cuerpo de agua. Las
ecuaciones están basadas fundamentalmente en la conservación de la masa y/o
energía, de tal forma que existen tres fenómenos: ingreso de constituyentes o
contaminantes al cuerpo de agua desde el exterior del sistema, el transporte en el
sistema y las reacciones dentro del cuerpo de agua (Loucks et al 1982). El
transporte puede ser por advección y/o dispersión, por lo tanto, dependerá de las
características hidrodinámicas e hidrológicas del cuerpo de agua.
El modelo de calidad de aguas en los Ríos Baker y Pascua se concentra
principalmente en representar los elementos de interés ambiental, los que
corresponden a: Temperatura, Nutrientes (Fósforo ortofosfato, Nitrógeno de
amonio, nitrógeno de nitrito, nitrógeno de nitrato), Oxigeno Disuelto, Algas
(clorofila a) y Sólidos Suspendidos Totales. El modelo conceptual implica definir
como estarán conectados, tanto física como funcionalmente, los distintos
componentes (Hidrodinámica, Nutrientes, etc.) a ser considerados en la
simulación.
Para el caso de Río Del Salto se hace un análisis de sus características y se
describe su comportamiento como río en el Apéndice M de este estudio.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 5 de 83
5.1.3.1 Río Baker
Análisis de Información
a. Hidrología
El río Baker drena una superficie de 26.487 km 2 ., de los cuales 17.159 km 2 están
en territorio nacional. Tiene su origen en el lago Bertrand, que se encuentra aguas
abajo del lago General Carrera, cuerpo lacustre de 1.047,5 km 2 ., el más extenso
del país y de carácter internacional llamado Buenos Aires en el lado argentino.
En su recorrido de 175 kilómetros hasta desembocar en las inmediaciones de
Tortel, el río Baker recibe numerosos e importantes afluentes tales como:
Chacabuco, Cochrane, El Salto y De Los Ñadis por el oriente; Nef, De La Colonia
y Ventisquero por el occidente.
El régimen del río Baker en su nacimiento, tal como lo señala la Universidad de
Chile (2007, a) citando al informe de Ingendesa (2007), es muy uniforme debido al
efecto regulador del lago General Carrera y presenta aguas cristalinas dado el
efecto decantador del mismo lago.
De acuerdo a lo indicado en el EIA del PHA, el comportamiento de los Caudales
Medios Mensuales (m 3 /s) para el período considerado (1960/61-2004/05) presenta
mínimos en los meses invernales y los máximos en los estivales. Lo anterior, tiene
que ver con el régimen descrito para el río Baker, y que dice relación con una alta
dependencia de la acumulación de nieve y del derretimiento de hielo. Además, se
indica que es posible observar una cierta ciclicidad entre Máximos y Mínimos
anuales en los registros, para períodos de 7 ± 3 años.
En Tabla 5.3 se indican los caudales medios anuales estimados para el río Baker
y sus afluentes. En la Figura 5.2, se esquematiza el Río Baker y sus principales
afluentes.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 6 de 83
Tabla 5.3: Caudales Medios Anuales Cuenca del Río Baker (Anexo 1D, Apéndice 3 –
Parte 1 “Estudio hidrológico complementario” de la presente Adenda)
ID Descripción Área Q Obs
(Km 2 ) (m 3 /s)
QBDLB Río Baker en desagüe lago Bertrand 15520 568 2
QNEF Río NEF antes Baker 796 73
QBACH Río Baker en Angostura Chacabuco 16316 641 2
QCHAJB Rio Chacabuco antes junta Baker 1148 20 2
QCOAB Río Cochrane antes junta Baker 2927 15 2
QDSAJB Río Del Salto antes junta Baker 1329 40 2
QCOLAB Río Colonia antes Baker 1150 124 1
QBCOL Río Baker en Colonia 23736 840 2
QÑADIS Río Ñadis antes Baker 1023 55 2
QBBLÑ Río Baker Bajo Los Ñadis 24969 946
QVEN Río Ventisquero antes Baker 653 35 1,3
QDPAS Río del Paso antes Baker 469 25 1,3
QBDES Río Baker en Desembocadura 1054
Otros 1 Ingresos adicionales entre QBACH -
51
QBBLÑ
Otros 2 Ingresos adicionales entre QBBLÑ - 887 48 1,3
QBDES
(1) Áreas estimadas sobre la base de la Topografía 1:50.000
(2) Áreas según datos estación fluviométrica
(3) Estimado a partir rendimiento río De los Ñadis

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 7 de 83
QBDLB
QNEF
Q BACH
QCHAJB
QCOAB
Q COLAB
Q BCOL
Q DSAJB
Cuenca Intermedia
Q BBLÑ
QVEN
QÑADIS
Cuenca Intermedia
Q BDES
QDPA
ESTACIONES DGA
Figura 5.2 Diagrama de Flujo Cuenca del Río Baker.
b. Temperatura
De acuerdo a lo indicado en el Capítulo 4 de este estudio, se observa de las
campañas de muestreo realizadas por el CEA (2008), Línea Base de Calidad de
Agua en los ríos Baker y Pascua. Proyecto Hidroeléctrico Aysén. Informe Final,
Versión 2.2. Diciembre 2008, que en el Río Baker, las temperaturas presentan
una variabilidad de 6ºC comparativamente entre invierno y verano. En las
campañas realizadas durante el periodo de verano la temperatura promedio es de
12,2 ±1,4 ºC, mientras que para el período invernal la temperatura promedio es de
6,0 ± 0,8.
En los tributarios los valores de temperatura en verano varían entre los 6-7 ºC en
los ríos Colonia y Nef, y los 14 ºC (Ríos Maitén, Cochrane, Del Salto, Ñadis), con
excepción del río Del Paso que tiene una temperatura promedio de 17 ºC. En el
período invernal, las temperaturas oscilan entre los 3 ºC para el caso de los ríos
Chacabuco, Ñadis y Ventisquero hasta 8 ºC en el río Nef.
Los antecedentes de temperatura media diaria de las estaciones DGA, muestran
que existe una diferencia entre 0-1°C entre lo observado en Baker en Angostura
Chacabuco (BACH) y Baker después junta Río Colonia (BCOL) en una misma

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 8 de 83
fecha (Figura 5.3). Esta diferencia se puede deber al impacto que producen el
ingreso de los tributarios y al aumento de temperatura que podría producirse
durante los periodos de verano, producto del aumento de la radiación solar.
Figura 5.3: Temperaturas Medias Diarias estaciones Baker en Angostura Chacabuco
(BACH) y Baker después junta con Río Colonia (BCOL), periodo 2006 – 2009.
c. Sólidos Totales Suspendidos
Los sólidos totales suspendidos, de acuerdo a lo presentado en el capítulo 4 de
este estudio, presentan una gran variabilidad espacial a lo largo del eje
longitudinal en el período estival. En el tramo superior del río Baker, sus valores
son bastante pequeños (valores menores que 10 mg/L), y aguas abajo estos van
en constante aumento. Es importante notar que los valores mostrados en la
campaña realizada en enero del año 2009, presenta valores radicalmente más
elevados que los registrados en campañas análogas efectuadas los años 2007 y
2008. Esta diferencia podría ser consecuencia de los mayores caudales
indicativos de un mayor aporte de aguas proveniente de glaciares o derretimiento
de nieves en la cuenca entre otros.
Con relación a los datos invernales, se observa que en promedio los valores son
menores que los de verano, y su variabilidad mucho más baja, lo cual se explica
por el prácticamente nulo aporte de glaciares o nieves.
Como se menciona en el estudio “Línea de Base del Medio Físico en el Área de
Influencia del Proyecto Hidroeléctrico Aysén” (Universidad de Chile, 2007),
algunos afluentes, especialmente los ríos Nef y de la Colonia, generan un
aumento de la turbiedad y arrastre de sólidos suspendidos en el río Baker por

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 9 de 83
provenir directamente del derretimiento de nieve y hielos de los glaciares del
Campo de Hielo Norte.
d. Nutrientes
Conforme al análisis expuesto en el capítulo 4, las mediciones de fósforo
Ortofosfato, muestran que en el cauce principal del río Baker, fiordo, estuario,
tributarios y lagos, en la época de verano e invierno, las concentraciones de este
parámetro son menores que el límite de detección (0,01 [mg/L]), con excepción de
un valor puntual registrado en el río Cochrane en la campaña de enero 2009
donde la concentración asciende a 0,3 [mg/L]. Así mismo, en el río Pascua se
registraron concentraciones por debajo del límite de detección para todos los
cuerpos de agua en el período invernal. Sin embargo, en el período estival se
registraron concentraciones cuantificables en el lago Gabriel Quirós, en su
desagüe correspondiente y en su confluencia con el río Pascua, siendo estos
valores iguales a 0.1, 0.4 y 0.013, respectivamente.
Las mediciones de nitrógeno de amonio, mostraron que en el cauce principal del
río Baker en invierno los valores son no cuantificables (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 10 de 83
a 0,0003 [mg/L] y 0,0179. En los lagos se registró un valor medio de 0,0027
[mg/L], con un máximo igual a 0,0122 [mg/L] en el lago Gabriel Quirós. En la
campaña invernal, se registraron valores medios de 0,0018 [mg/L], 0,0017 [mg/L] y
0,0021 [mg/L] para el cauce principal, el estuario y los tributarios, respectivamente.
Finalmente, las mediciones de nitrógeno de nitrato para todos los cuerpos de agua
del río Baker ya sea en invierno y en verano, registraron valores menores que el
límite de detección (campañas invernales y campañas de enero 2007 y enero
2008 límite igual a 0,04 [mg/L], enero 2009 límite igual a 0,046 [mg/L]) con
excepción de 2 valores: campaña de verano correspondiente al río Del Salto (0,3
[mg/L]) y campaña de verano en el lago General Carrera (6,395 [mg/L]). En el río
Pascua, se registraron valores no cuantificables en verano e invierno dentro del
cauce principal y el estuario (salvo 2 estaciones en el cauce principal). Por su
parte, el fiordo presentó una concentración promedio de 0,02 [mg/L]. Los
tributarios tampoco presentaron valores cuantificables, exceptuando en el desagüe
del lago Gabriel Quirós. Caso análogo ocurre en los lagos donde se presentaron
casi todos los valores por debajo del límite de detección salvo en los lagos: lago
Chico, lago O’Higgins y lago Quetru.
e. Oxígeno Disuelto
Particularmente, el río Baker en su cauce principal presentó valores promedio de
10,8 [mg/L] en la campaña estival y 12,2 en la campaña invernal. Con una menor
variación estacional se registraron los valores del estuario y de los tributarios. Para
el caso del fiordo y de los lagos se midieron promedios iguales a 10,4 [mg/L] y
10,9 [mg/L]. Se debe indicar que en todos los cuerpos de agua y en todas las
estaciones del año, no se registraron valores menores a 8,5 [mg/L].
En el río Pascua, al igual que en el río Baker los valores de concentraciones de
oxígeno disuelto son elevados y aptos para el desarrollo de la biota. Es importante
mencionar en cuanto al cauce principal, al estuario y a los tributarios, las
fluctuaciones entre estaciones del año son menores que para el río Baker,.
Además, en el fiordo y en los lagos se presentan valores extremos que oscilan
desde 6,5 [mg/L] (lago Quetru) hasta más de 12 [mg/L].
En conclusión, es importante mencionar que el oxígeno disuelto presenta
concentraciones aptas para el desarrollo y conservación de la vida acuática, tanto
en el río Baker como en el Pascua en todas las estaciones del año.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 11 de 83
f. Clorofila a
De acuerdo a lo indicado en el capítulo 4 de este estudio, el río Baker se observa
que la Clorofila a presenta un promedio para el período de verano 0,36 ± 0,34
ug/L. En invierno, se aprecia que en la mayoría de las estaciones su valor es
menor que el límite de detección, salvo en el tramo superior del río Baker. En
términos generales, se observa que los valores de clorofila a son muy dispersos y
sin una clara tendencia espacial, ya que depende mucho de las condiciones en las
cuales fueron tomadas las muestras.
Los tributarios presentan una baja variabilidad en el período de verano en los
valores de clorofila, siendo estos igual o menor al límite de detección en los ríos:
Nef, Maitén, Cochrane, los Ñadis; presentando valores aproximadamente de 0,3
ug/L en los ríos: Chacabuco, Del Salto, Ventisquero, Del Paso y Huillin; y
finalmente con un valor ligeramente más alto que alcanza 0,6 ug/L en el río
Colonia.
En el invierno, los ríos Colonia y Ñadis presentan valores menores que el límite de
detección, los Ríos Nef, Chacabuco y Cochrane presentan valores de 0,2 ug/L, y
el río del Salto presenta un valor de 0,18 ug/L.
Modelo Conceptual
La central Baker 1 se emplazaría en la angostura denominada Chacabuco, a
menos de 1 km aguas arriba de la confluencia de los ríos Baker y Chacabuco, en
un sector donde el río presenta un valle rocoso y estrecho. La central Baker 2 al
igual que la central Baker 1, pertenece a la cuenca del río Baker, la cual se
emplazaría en la angostura denominada El Saltón.
Respecto de la ubicación del punto de restitución relativo a la presa, ambas
centrales entregarán inmediatamente aguas abajo de la presa.
Como se menciona en el EIA del PHA, “la mayor parte de los impactos sobre la
calidad de aguas se relacionan con la retención de sólidos totales suspendidos (y
parámetros asociados a estos), en los vasos de los embalses y la recarga de
sólidos en desmedro de los cauces por el fenómeno de hungry water.
En la Figura 5.4, se muestra un diagrama conceptual del funcionamiento del Río
Baker y sus afluentes con la presencia de los embalses Baker 1 y Baker 2.
Además, en la Figura 5.4 se pueden identificar 3 zonas las cuales se describen a
continuación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 12 de 83
Zona 1: Zona que se encuentra aguas arriba de angostura Chacabuco donde se
ubicará la central Baker 1. Esta zona no será afectada en su comportamiento
hidráulico y de calidad de aguas producto de la instalación de la central Baker 1 y
se estima que se mantiene el comportamiento histórico observado en este sector.
Zona 2: Esta zona representa el río entre las centrales Baker 1 y Baker 2, se
espera que Baker 1 produzca algunas modificaciones en la calidad de aguas en
términos de Temperatura, Algas y Sólidos Suspendidos. Esta nueva calidad en la
cabecera del tramo sería atenuada por la mezcla con los ríos Chacabuco,
Cochrane, del Salto y Colonia que se encuentran aguas abajo de este punto y
antes de la central Baker 2.
Zona 3: Esta zona representa el río entre la central Baker 2 y el estuario, se
espera que Baker 2 produzca algunas modificaciones en la calidad de aguas en
términos de Temperatura, Algas y Sólidos Suspendidos. Esta nueva calidad en la
cabecera del tramo, sería atenuada por la mezcla con los ríos del Paso y
Ventisquero, que se encuentran aguas abajo de este punto y antes del estuario.
Sin embargo, se espera que el impacto de estos aportes sobre el río Baker no sea
muy importante, debido a que representan menos del 10% del caudal a la salida
de Baker 2.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 13 de 83
QNEF
QBDLB
BAKER 1
ZONA 1
QCHAJB
ZONA 2
QCOAB
Q COLAB
Q DSAJB
BAKER 2
Cuenca Intermedia
QVEN
QÑADIS
ZONA 3
Cuenca Intermedia
Q BDES
QDPAS
ESTACIONES DGA
ID Descripción
QBDLB Río Baker en desagüe lago Bertrand
QNEF Río NEF antes Baker
QCHAJB Río Chacabuco antes junta Baker
QCOAB Río Cochrane antes junta Baker
QDSAJB Río Del Salto antes junta Baker
QCOLAB Río Colonia antes Baker
QÑADIS Río Ñadis antes Baker
QVEN Río Ventisquero antes Baker
QDPAS Río del Paso antes Baker
QBDES Río Baker en Desembocadura
Otros 1 Ingresos adicionales entre QBACH - QBBLÑ
Otros 2 Ingresos adicionales entre QBBLÑ - QBDES
Baker 1 Central Hidroeléctrica en Angostura Chacabuco
Baker 2 Central Hidroeléctrica en Angostura el Saltón
Figura 5.4: Modelo Conceptual de Funcionamiento Cuenca del Río Baker con Centrales
Hidroeléctricas Baker 1 y Baker 2

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 14 de 83
5.1.3.2 Río Pascua
Análisis de Información
a. Hidrología
El río Pascua tiene su origen en el lago O’Higgins y es el más torrentoso de los
ríos patagónicos. El río Pascua drena una cuenca de 14.525 Km2, de los cuales
aproximadamente el 50% corresponde a territorio chileno, desembocando en el
fiordo Steele (U. de Chile, 2007).
El río Pascua se destaca por la fuerte pendiente de su cauce y la regularidad de
su caudal. Su gran caudal se debe a las importantes precipitaciones que caen en
la región y al aporte proveniente del derretimiento de nieve y hielo de los glaciares
del Campo de Hielo Sur. Los principales ríos aportantes al lago O´Higgins son los
ríos Engaño, El Ventisquero, Mayer y Obstáculo, además de numerosos lagos
incluyendo el Ciervo, Cisnes, Briceño, y lago Quetru, entre otros (U. de Chile,
2007).
De acuerdo a lo indicado en el EIA del PHA, los caudales medios mensuales
(m 3 /s) presentan una concentración de sus máximos en período estival al igual
que en el río Baker. Entre los meses de Enero y Abril, el aporte a los caudales
proviene de dos fuentes: derretimiento de hielo y nieve principalmente y lluvias
esporádicas que le confieren aleatoriedad a la serie temporal. La declinación de
los caudales se produce entre los meses de Junio y Noviembre, presentando un
mínimo entre los meses de Septiembre y Octubre. En estos meses la dispersión
de los valores es mínima, en comparación a los meses de los máximos.
Según un análisis realizado por la Universidad de Chile (2007), a partir de los
registros de caudales medios anuales asociados a la estación Pascua en Desagüe
Lago O’Higgins, fue posible apreciar que las medias móviles de 10 años muestran
una oscilación cíclica hasta fines de los años 70, época a partir de la cual
comenzaría un decaimiento de los caudales. Lo anterior, se observa también en el
resto de las estaciones asociadas al río Pascua. Asimismo, en la cuenca se
observa una oscilación cíclica de los caudales medios anuales entre el período
1960-1970, existiendo posteriormente un decaimiento de ellos.
En la Tabla 5.4, se indican los caudales medios anuales estimados por Ingendesa
para la cuenca. En la Figura 5.5, se muestra un diagrama conceptual del
funcionamiento del Río Baker y sus afluentes.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 15 de 83
Tabla 5.4: Caudales Medios Anuales Cuenca del Río Pascua (Anexo 1D, Apéndice 3 –
Parte 1 “Estudio hidrológico complementario” de la presente Adenda
ID Descripción Área Q
Obs
(Km 2 ) (m 3 /s)
QPDLO Río Pascua en Desagüe Lago 13538 619 1
O´Higgins
QQUI Río Gabriel Quirós 195 50 2
QPAJQ Río Pascua antes junta Quetru 13900 692 1
QBER+QBOR Río Bergues+ Río Borquez 375 73 2
CI1
Cuenca Intermedia PDLO – PAJQ, sin 167 50 2
Río Gabriel Quirós
CI2 Cuenca Intermedia PAJQ - PDES 115 22 1
QPDES Río Pascua en Desembocadura 14500 805 3
Notas:
(1): Estaciones de Control fluviométrico
(2): Área determinadas con cartografía IGM.1:50.000.
(3): Valor del área obtenido de Inf. de Prefactibilidad. ENDESA. 1976
Cuenca
Intermedia
QLQU
QPDES
QPAJQ
QBOR+QBER
Cuenca
Intermedia
Estaciones Fluviométricas
QQUI
QPDLO
Figura 5.5 Diagrama de Flujo Cuenca del Río Pascua.
De la información DGA, obtenidas para el periodo Mayo 2006 – Febrero 2009 para
las estaciones Río Pascua en desagüe lago O´Higgins (QPDLO) y Río Pascua
antes junta Quetru (QPAJQ), es posible observar que durante los meses de Junio
– Noviembre los aportes producto del desagüe del Lago Gabriel Quirós y la
Cuenca intermedia son menores a 50 m 3 /s; sin embargo, durante el otro periodo
pueden alcanzar valores superiores a los 350 m 3 /s (Febrero del 2009) que son
comparables con los caudales entregados por el Lago O´Higgins (Figura 5.6).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 16 de 83
Figura 5.6: Caudales Medios Diarios Pascua en desagüe Lago O´Higgins (PDLO) y
Pascua antes junta Quetru (PAJQ), periodo 2006 – 2009
b. Temperatura
De acuerdo a lo indicado en el capítulo 4 de este estudio, las temperaturas
presentan una variabilidad de 3ºC comparativamente entre invierno y verano. Se
observa que la temperatura promedio de las campañas en el período de verano es
de 8,1 ±1,2 ºC y para el período invernal la temperatura promedio es de 5,0 ± 0,9.
Durante el período de verano, los tributarios presentan una alta variabilidad en sus
valores, siendo el río Borquez el de menor temperatura con un valor de 6,2 ºC,
luego el afluente del lago Gabriel Quirós con 6,9 ºC, el río Bergues con 9,9 ºC y
finalmente el tributario Quetru con 13,7 ºC. En el período invernal, el tributario del
Lago Gabriel Quirós presenta una temperatura de 5 ºC y aquel del tributario
Quetru de 4,8 ºC, lo que muestra una temperatura similar al cauce principal.
En términos espaciales es posible inferir que para las campañas de verano, la
temperatura aumenta en aproximadamente 1°C entre Pascua en desembocadura
Lago O´Higgins y Pascua antes de junta Quetru. Aguas abajo de Pascua en junta
Quetru, no se observa claramente un gradiente de temperatura. Para la campaña
de invierno, no se observa una variación importante entre lo observado en Pascua
en Desembocadura Lago O´Higgins y Pascua antes de junta Quetru.
La información de temperatura de las estaciones DGA (Temperaturas Medias
Mensuales) Río Pascua en desagüe lago O´Higgins (PDLO) y Río Pascua antes
junta Quetru (PAJQ) del periodo 2006 - 2009 muestra que durante los meses de
Agosto y Noviembre ocurren los mínimos y máximos promedios mensuales en la

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 17 de 83
estación PAJQ; sin embargo, este efecto no es atribuible a un aporte del desagüe
del Lago Gabriel Quirós y la Cuenca intermedia, ya que sus caudales durante
este periodo son menores a 50 m 3 /s (10% de lo que proviene del lago O´Higgins).
Lo indicado anteriormente, podría deberse a que el sensor de temperatura de la
estación PAJQ en el periodo de menores caudales, es muy dependiente de la
temperatura ambiente, producto de que la lámina de agua es de menor
profundidad en ese lugar.
Figura 5.7: Temperaturas Medias Diarios Pascua en desagüe Lago O´Higgins (PDLO) y
Pascua antes junta Quetru (PAJQ), periodo 2006 - 2009
c. Sólidos Totales Suspendidos
Los sólidos totales suspendidos, presentan una gran variabilidad espacial a lo
largo del eje longitudinal, con una marcada tendencia a aumentar hacia la
desembocadura en el período estival, obteniéndose un promedio de 17,9 ± 6,9
mg/L.
Con relación a los datos invernales, y al igual a los registrados en el río Baker, se
observa que en promedio (9± 4,1 mg/L) los valores son menores que los estivales.
En general, en los tributarios en el período de verano los valores fueron muy
dispersos, los que se pueden resumir en: Quetru 0,81 mg/L, Bergues 2 mg/L,
Borquez 69 mg/L, y Gabriel Quirós 101 mg/L.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 18 de 83
d. Clorofila a
De acuerdo a lo indicado en el capítulo 4, la clorofila a presenta un promedio para
el período de verano 0,2 ± 0,2 ug/L. En invierno, se aprecia que en la mayoría de
las estaciones su valor es menor que el límite de detección, salvo en el tramo
superior del río.
Se observa que la clorofila a presenta valores muy dispersos y sin una clara
tendencia espacial, dado que este valor depende mucho de las condiciones en las
cuales fue muestreada.
Los tributarios presentan una baja variabilidad en el período de verano en los
valores de la clorofila, siendo estos igual o menor al límite de detección en el río
Gabriel Quirós; luego los río Borquez, Bergues y Quetru se presentan
concentraciones de aproximadamente 0,3 ug/L.
Modelo Conceptual
La central Pascua 1 pertenece a la cuenca del río Pascua ubicada en la Región de
Aysén del General Carlos Ibáñez del Campo. La central Pascua 1 se ubica en el
desagüe del Lago Chico, situado a unos 1.200 m antes de la confluencia del río
Gabriel Quirós con el río Pascua. Dicha zona se ha escogido por presentar, a unos
300 m aguas abajo del lago Chico, un salto de unos 18 m de desnivel.
La central Pascua 2.1 se ubica en la Región de Aysén del General Carlos Ibáñez
del Campo, específicamente en la cuenca del río Pascua. El sector seleccionado
para la ubicación de las obras de la central Pascua 2.1, se ha denominado
preliminarmente como angostura Río Pascua y se ubica a unos 8 kilómetros aguas
arriba del sector de San Vicente.
La central Pascua 2.2 se sitúa en la cuenca del río Pascua, en la Región de Aysén
del General Carlos Ibáñez del Campo. La central Pascua 2.2 se ubica en la
angostura San Vicente.
Respecto de la ubicación del punto de restitución relativo a la presa, la central
Pascua 1 entregará inmediatamente aguas abajo de la presa, al igual que Pascua
2.1 y Pascua 2.2.
En la Figura 5.8, se muestra un diagrama conceptual del funcionamiento del Río
Pascua y sus afluentes, con la presencia de los embalses Pascua 1, Pascua 2.1 y
Pascua 2.2. Además, se pueden identificar 2 zonas, las cuales se describen a
continuación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 19 de 83
Zona 1: Zona que se encuentra aguas arriba de Pascua antes de junta Quetru,
donde se ubicará las centrales Pascua 1, Pascua 2.1 y Pascua 2.2. Esta zona
será afectada en su comportamiento hidráulico y de calidad de aguas producto de
la instalación de las centrales hidroeléctricas.
Zona 2: Los impactos en la calidad de aguas en la cabecera del tramo producto de
las nuevas centrales hidroeléctricas, sería atenuada por la mezcla con los ríos
lago Quetru, Borquez y Bergues. Sin embargo, se espera que el impacto de estos
aportes sobre el río Pascua, no sea muy importante debido a que representan el
10% del caudal en Pascua antes de junta Quetru.
Cuenca
Intermedia
QLQU
ZONA 1
QPDES
QPAJQ
Pascua 2.2
QBOR+ QBER
ZONA 2
Cuenca
Intermedia
Pascua 2.1
Pascua 1
Estaciones Fluviométricas
QQUI
QPDLO
ID
Descripción
QPDLO Río Pascua en Desagüe Lago O´Higgins
QQUI Río Gabriel Quirós
QPAJQ Río Pascua antes junta Quetru
QLQU Río Pascua en desagüe Lago Quetru
QBER+QBOR Río Bergues + Río Borquez
CI1
Cuenca Intermedia PDLO – PAJQ, sin rio Gabriel
Quirós
CI2
Cuenca Intermedia PAJQ - PDES
QPDES Río Pascua en Desembocadura
Pascua 1 Central Hidroeléctrica en Lago Chico
Pascua 2.1 Central Hidroeléctrica en Angostura Río Pascua
Pascua 2.2 Central Hidroeléctrica en Angostura San Vicente
Figura 5.8: Modelo Conceptual de Funcionamiento Cuenca del Río Pascua con Centrales
Hidroeléctricas Pascua 1, Pascua 2.1 y Pascua 2.2

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 20 de 83
5.2 Embalses
5.2.1 Descripción Física del sistema
5.2.1.1 Caracterización de lagos aledaños
Debido a las características de la presente evaluación, donde no es posible tener
observaciones de los procesos que ocurrirán en los embalses proyectados, se ha
planeado estudiar los lagos aledaños que se encuentran en la zona de estudio,
con el fin de recopilar información sobre la estructura térmica y otros procesos
hidrodinámicos relacionados con la estratificación y mezcla de los cuerpos de
agua en la zona.
Los lagos de la zona pueden entregar valiosa información respecto al
comportamiento esperado de los embalses, dado que quedan localizados bajo
condiciones ambientales similares, por ejemplo: radiación solar y viento. Existen
otros factores de importancia como lo son los parámetros hidrodinámicos
forzantes del sistema que pueden ser distintos para cada lago, como lo es el
caudal afluente, área expuesta al viento (fetch) y el tiempo de retención asociado
al tamaño de la cubeta, entre otros.
Para lo anterior, tal como se menciona en el capítulo 3 (3.5.4.6), se efectuaron
mediciones con una sonda CTD (conductividad, temperatura y profundidad), en 11
lagos de la zona: lago Bertrand, lago Cochrane, lago Colonia, lago Esmeralda,
laguna Larga, lago Quetru, lago Leal, laguna Negra, lago Gabriel Quirós, lago
O’Higgins y lago Chico.
De la observación de los datos medidos en los lagos, se puede destacar la
existencia de distintos patrones relacionados con la estructura térmica vertical, que
responden a diversos parámetros forzantes locales que se ejercen sobre cada
cuerpo de agua. Las estructuras térmicas verticales de los lagos pueden
responder a parámetros como la geometría (área expuesta a la radiación/vientos y
profundidad), temperatura y caudal de los afluentes, entre otros.
Las campañas de mediciones con perfiladores CTD realizadas durante enero y
febrero 2009, han permitido identificar algunas características del comportamiento
térmico de verano en algunos lagos de la zona. Si bien, estas mediciones son
puntuales y no reflejan la evolución temporal de la estructura térmica de estos
cuerpos de agua, al menos permiten inferir sobre la capacidad de estratificación,
profundidad de la termoclina y rango de temperaturas esperados. Un resumen de
los perfiles CTD para el conjunto de lagos se muestra en la Figura 5.9. El detalle
de los perfiles CTD se adjuntan en el Apéndice E, donde se muestra el conjunto
de perfiles verticales de temperatura para cada uno de los lagos.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 21 de 83
0
Temperatura (ºC)
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
20
40
60
Profundidad (m)
80
100
120
140
160
180
Bertrand (perfil 3)
Cochrane (perfil 3)
Colonia (perfil 3)
Esmeralda (perfil 2)
Larga (perfil 1)
Quetru (perfil 5)
Leal (perfil 2)
Negra (perfil 1)
Quiroz (perfil 9)
Lago Chico (perfil 6)
O'higgins (perfil 3)
Termoclina (gradiente 1ºC/m)
200
Figura 5.9: Perfiles verticales de temperatura en lagos. Datos de campañas de
mediciones CTD durante enero y febrero 2009 (Se presenta sólo un perfil por lago, el total
de perfiles medidos se encuentra en el Apéndice E).
Para los rangos entre los cuales se midió la conductividad eléctrica (10 a 160
uS/cm), indica que la cantidad de sales asociadas es muy baja, por lo tanto, el
efecto de la salinidad sobre la densidad del agua es despreciable. La Figura 5.10
muestra un perfil vertical de conductividad eléctrica para cada uno de los lagos,
donde se puede observar que la mayoría de los lagos se encuentra entre 10 a 60
uS/cm, y sólo el lago Esmeralda y Cochrane tienen un valor más alto, de 90 y 165
uS/cm, respectivamente.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 22 de 83
0
Conductividad Eléctrica corregida a 25ºC (uS/cm)
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180
20
40
60
Profundidad (m)
80
100
120
140
160
180
Bertrand (perfil 3)
Cochrane (perfil 3)
Colonia (perfil 3)
Esmeralda (perfil 2)
Larga (perfil 1)
Quetru (perfil 5)
Leal (perfil 2)
Negra (perfil 1)
Quiroz (perfil 9)
Lago Chico (perfil 6)
O'higgins (perfil 3)
200
Figura 5.10: Perfiles verticales de conductividad eléctrica (corregida a 25ºC) en lagos.
Datos de campañas de mediciones CTD durante enero y febrero 2009.
En la Tabla 5.5 se ha generado una clasificación de los lagos de acuerdo a la
estructura térmica vertical observada y rango de temperaturas, según los registros
obtenidos con la campaña de medición con la sonda CTD.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 23 de 83
Tabla 5.5. Clasificación de lagos por estructura térmica
Clasificación por Subclasificación Lagos
Características
estructura térmica por rango de
vertical
temperatura
Estratificados
Templado
Esmeralda,
(gradiente > 1 ºC/m) (Temp.> 4ºC) Larga, Quetru,
Leal, Negra
medios/altos.
Mezcla parcial Templado
Bertrand,
(gradiente < 1 ºC/m) (Temp.> 4ºC) Cochrane,
Mezcla completa
(gradiente nulo)
Glacial
(Temp.< 4ºC)
Templado
(Temperatura >
4ºC)
O,Higgins
Colonia, Gabriel
Quirós
Chico
Lagos de tamaño reducido, sin
caudales afluentes de importancia.
Tiempos de retención
Lagos de tamaño grande, con gran
área expuesta a las variables
climáticas y vientos.
Lagos profundos, al pie del glaciar.
Presenta procesos de mezcla
asociado a gradientes de
temperatura por caudales
afluentes fríos (Temp. < 4ºC).
Lago de tamaño reducido, con
caudal afluente de importancia, en
consecuencia, tiene un período de
retención bajo (del orden de días).
Perfil vertical completamente
homogéneo.
5.2.1.2 Caracterización hidrodinámica de los embalses en función de
números adimensionales
Los lagos y embalses se caracterizan por movimientos de agua muy lentos,
impulsados principalmente por pequeños gradientes de densidad (debido al
intercambio de calor con la atmósfera), esfuerzo de corte ejercido por el viento e
intercambio de momentum entre los afluentes y efluentes con el cuerpo de agua.
La lentitud con que se mueve el agua dentro de un lago o embalse y, por lo tanto,
el alto tiempo de permanencia del agua dentro éstos, permiten la ocurrencia de
procesos internos que podrían modificar la estructura térmica y calidad de sus
aguas. La relevancia de estos procesos en la calidad final de las aguas del
sistema dependerá de las escalas de tiempo asociadas a cada proceso,
comparado con el tiempo de residencia de las aguas en el lago o embalse. En
otras palabras, cada proceso podrá ser o no importante si tiene el tiempo
necesario como para reaccionar y provocar cambios, ya sea en la dinámica como
en la calidad de aguas del sistema en cuestión.
El tiempo de residencia medio de un cuerpo de agua, se define como la razón
entre el volumen de agua almacenado y el caudal medio afluente. Así, la dinámica
de cuerpos de agua con grandes tiempos de residencia estarán dominados por los
procesos internos que puedan ocurrir (transferencia de calor, efecto del viento,
crecimiento de algas, etc.), mientras que las aguas en lagos o embalses con bajos

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 24 de 83
tiempos de residencia, no se verán sensiblemente modificadas respecto de sus
condiciones originales de entrada al sistema.
Desde el punto de vista de la hidrodinámica, los procesos físicos más importantes
y que más repercuten en la calidad de las aguas, son el intercambio de calor con
la atmósfera, interacción con el viento y la dinámica inducida por los afluentes y
efluentes. Así, las características termo-hidrodinámicas propias de un lago o
embalse, quedará determinada fundamentalmente por la magnitud de cada uno de
estos procesos y como éstos interactúan con el cuerpo de agua. Una práctica
normal para la caracterización de distintos procesos en fluidodinámica, es la
cuantificación de éstos mediante la utilización de números adimensionales
adecuados.
Estratificación potencial de un lago o embalse
La capacidad de estratificación térmica de un lago o embalse está determinada
por el intercambio de calor con la atmósfera, profundidad y batimetría del cuerpo
de agua, flujos y viento. Se estima que para que ocurra estratificación, la
profundidad media del lago debe exceder los 10 m y su tiempo de residencia ser
mayor a 20 días. La capacidad de estratificación de un lago o embalse puede ser
cuantificada a través del siguiente número de Froude densimétrico:
F
d
=
1
g e
LQ
D V
m
donde: g es la aceleración de gravedad, e un gradiente de densidad adimensional
(10 -6 m -1 ), L el largo del lago o embalse, Q el caudal medio descargado, Dm la
profundidad media y V el volumen del embalse. Si Fd>>1/π (1/π~0.32) el lago o
embalse se encuentra bien mezclado; si Fd

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 25 de 83
Mezcla inducida por el viento
El momentum transferido por el viento al cuerpo de agua a través de la superficie
libre, crea energía cinética turbulenta en la superficie del cuerpo de agua, la cual
se difunde verticalmente hacia abajo a través del epilimnion, contribuyendo a la
mezcla del sistema. Este proceso es esencialmente unidimensional y, por lo tanto,
una de las fuentes principales de mezcla en modelos numéricos unidimensionales
promediados en la horizontal. Además de inducir turbulencia en superficie, el
viento genera corrientes en el epilimnion las que a su vez, en el caso de sistemas
estratificados, generan la inclinación de la termoclina, debido al esfuerzo de corte
inducido sobre la interfaz de densidad, y la posterior aparición de seiches
(oscilaciones de la termoclina), los que pueden contribuir a la mezcla vertical del
sistema. Este proceso dista de ser un proceso de mezcla unidimensional, ya que
está asociado a oscilaciones que escalan con el tamaño horizontal del cuerpo de
agua. En casos de vientos fuertes, la termoclina tiende a inclinarse de manera
importante, pudiendo aflorar aguas del hipolimnion por el extremo de viento arriba
del embalse.
La importancia relativa entre ambos procesos de mezcla y, por lo tanto, la validez
de utilizar modelos unidimensionales, puede ser estudiada a través del número de
Wedderburn:
2
g'
h1
∆ρ
We = ; g'
= g
*2
w L
ρ
F
donde: h 1 corresponde a la profundidad del metalimnion, L F es el fetch, g la
aceleración de gravedad, ρ 1 y ρ 2 la densidad de las aguas del epilimnion e
hipolimnion respectivamente. El termino w* corresponde a la velocidad de corte
del viento sobre la superficie libre, la cual puede ser estimada como (Martin and
McCutcheon, 1999):
*
−3
w ≈ 1.2×
10 u w
siendo u w la velocidad del viento.
Valores de We>>1 indican que la inclinación de la termoclina no es importante y,
por lo tanto, dominan los procesos de mezcla verticales. Experimentos numéricos
muestran que para We>10 domina la mezcla vertical inducida por el viento,
mientras que para We

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 26 de 83
De esta forma, el número de Wederburn condiciona la dimensionalidad de los
modelos hidrodinámicos a ser utilizados en la modelación de lagos o embalses.
Modelos unidimensionales, promediados en la vertical, sólo serán útiles para
We>>1, cuando los procesos de mezcla son esencialmente verticales. Para el
caso de los experimentos numéricos descritos, esta condición se logra para We>3
(Patterson et al., 1984).
Dinámica de los afluentes
Los flujos de entrada a un lago o embalse, además de ser una fuente de
materiales particulados y disueltos, pueden contribuir a la mezcla del sistema. El
caudal de entrada y la diferencia de densidad entre el agua afluente y la del
interior del cuerpo de agua determinan su importancia. Un número de Froude
interno puede ser definido como (Patterson et al., 1984):
F
I
=
U
I
g'
H
donde U I es la velocidad asociada a las aguas afluentes, H es la profundidad y g’
está basado en la diferencia de densidad existente entre las aguas afluentes y las
aguas del epilimnion. Los valores de F I proveen información sobre la alteración de
la estructura unidimensional del cuerpo de agua. Números de F I >1 indica la
existencia de fuertes gradientes horizontales y, por lo tanto, la estructura 1-D se
pierde. Para F I

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 27 de 83
donde Q O corresponde al caudal de salida, H es la profundidad del lago o embalse
y g’ está basado en la diferencia de densidad entre las aguas superficiales y las de
descarga. Similar al caso de los flujos de entrada, F O mide la importancia relativa
entre los flujos inerciales debido a la descarga y las fuerzas de presión propias del
sistema. Si F O

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 28 de 83
Embalse
Tabla 5.6: Parámetros geométricos de los embalses
Volumen Area Largo
Profundidad
máxima
Profundidad
media
V (10 6 m³) A (10 6 m²) L (m) H(m) Dm (m)
Baker 1 173 7 13830 97 24
Baker 2 (*) 380 36 14000 37 11
Pascua 1 268 5 5700 266 54
Pascua 2.1 200 10 16700 111 20
Pascua 2.2 25 1 7480 76 23
(*) Sólo se considera la cubeta principal del embalse
Embalse
Fetch
Tabla 5.7: Datos característicos utilizados
Velocidad del
Viento
Caudales
Afluentes
Velocidad
entrada
Profundidad
Termoclina
Tiempo de
Retención
L F (m) Uw (m/s) Q (m³/s) U I (m/s) h1 (m) TR (días)
Baker 1 4610 - 13830 4 - 10 642 - 830 1 - 4 5 - 20 3.1 - 2.4
Baker 2 14000 4 - 10 948 - 1300 1 - 4 5 - 20 4.6 - 3.4
Pascua 1 5700 4 - 10 622 - 900 1 - 4 5 - 20 5.0 - 3.4
Pascua 2.1 4175 - 16700 4 - 10 689 - 975 1 - 4 5 - 20 3.4 - 2.4
Pascua 2.2 2493 - 7480 4 - 10 692 - 980 1 - 4 5 - 20 0.4 - 0.3
Los datos mostrados en la Tabla 5.7 corresponden a valores característicos para
cada embalse de: fetch, velocidad del viento, caudales y velocidad de los flujos de
entrada. El valor máximo del fetch considerado corresponde al largo total del
embalse, mientras que el valor mínimo es considerando posibles reducciones del
fetch efectivo, producto de las características geométricas de cada embalse. En el
caso de Baker 1 y Pascua 2.2 se redujo el fetch efectivo a 1/3 del largo total y en
el caso de Pascua 2.1 se considero 1/4 del valor del largo total. Para el caso de
Baker 2 y Pascua 1, se consideró que no existen barreras geométricas
importantes capaces de reducir el fetch efectivo respecto del largo total del cuerpo
de agua. Se debe notar que para el caso de Baker 2, sólo se considera en el
análisis el sector de la cubeta principal.
El rango de vientos considerados fueron obtenidos de estadísticas de la zona,
obteniéndose valores medio entorno a los 4 m/s, considerando vientos en la tarde
y para la estación de verano, con máximas entorno a los 10 m/s. Eventos de
vientos fuertes podrían alcanzar incluso valores picos cercanos a los 30 m/s (EIA
Proyecto Hidroeléctrico Aysén, 2008).
Para el caso de los caudales, se consideró un valor mínimo correspondiente al
caudal medio anual y un máximo obtenido como el valor medio mensual de los
meses de verano. Las velocidades asociadas a los caudales efluentes, se

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 29 de 83
estimaron como los valores extremos obtenidos en distintas campañas de terreno
en ambos ríos. Según algunas mediciones en la zona y debido a las condiciones
de los embalses, se espera que la termoclina se situé entre 5 a 20 m de
profundidad, por lo que se consideró este rango de profundidades.
Además de los valores presentados en la Tabla 5.7 discutidos anteriormente, se
consideraron valores fijos de las temperaturas de las aguas superficiales y
profundas (epilimnion y hipolimnion) de 15 y 10 °C, respectivamente. Según
mediciones en lagos de la zona, se espera que las temperaturas superficiales de
estos cuerpos de agua no superen los 15 a 17 °C. Por otro lado, el valor de 10 °C
escogido para las aguas del hipolimnion, está de acuerdo con las temperaturas
asociadas a los caudales afluentes a los embalses durante la época de verano.
Los fuertes caudales y pequeños tiempos de residencia hacen suponer que las
aguas del hipolimnion estarán en torno a estos valores, salvo aguas profundas que
puedan quedar estancadas desde el invierno, las que podrían tener temperaturas
entorno a los 6 °C. Para el caso de las descargas, se supuso una temperatura de
10 °C, igual que las aguas del hipolimnion.
Los resultados obtenidos para los distintos adimensionales se presentan en la
Tabla 5.8
Tabla 5.8: Valores obtenidos para los distintos números adimensionales
Embalse Fd
We
F I F O
min max esp.
Baker 1 0.7 - 0.9 0.1 22.1 1.4 1.3 - 5.3 0.09 - 3.69
Baker 2 1.1 - 1.4 0.1 7.3 0.5 2.1 - 8.6 1.48 - 46.83
Pascua 1 0.1 - 0.1 0.2 17.9 1.1 0.8 - 3.2 0.01 - 0.54
Pascua 2.1 0.9 - 1.3 0.1 24.5 1.5 1.2 - 5.0 0.07 - 6.93
Pascua 2.2 2.9 - 4.1 0.1 40.9 2.6 1.5 - 6.0 0.18 - 5.19
(*) esp.: valor esperado
Desde el punto de vista de la capacidad potencial de estratificación de cada
embalse, se observa que los valores de Fd, salvo en el caso de Pascua 1, son
siempre mayores que 1/π=0.32, variando entre 0.7 y 4.1. Sin embargo, con
excepción de Pascua 2.2, no son sensiblemente mayores que el valor límite, por lo
que se espera que estos embalses se encuentren débil e intermitentemente
estratificados, alternados con episodios de mezcla asociados a aumentos de
caudal o fuertes vientos. En el caso de Pascua 1, si bien su profundidad aumenta
la potencialidad de estratificación del embalse, su valor de Fd tampoco es
demasiado pequeño comparado con 1/π, por lo que su condición de estratificación
no sería muy distinta a la de los otros embalses. El valor de Fd=4.1 asociado al

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 30 de 83
periodo de verano en el embalse Pascua 2.2, es indicativo de una alta capacidad
de mezcla, por lo que no se espera encontrar condiciones de estratificación
térmica en este cuerpo de agua.
En cuanto a los efectos del viento en las características de mezcla del embalse, se
observa que el número de Wedderburn fluctúa entorno a valores de 0.1 y 20,
indicando que dependiendo de las condiciones podrían dominar procesos de
mezcla vertical o inducidos por oscilaciones de la termoclina (seiches). Sin
embargo, altos valores de We corresponden a condiciones de bajos vientos
(Uw~4m/s), alta profundidad del epilimnion (h 1 ~20m) y fetch reducidos según las
condiciones geométricas de los embalses, tal como fue explicado anteriormente.
Valores de h1~20 m serían difíciles de alcanzar debido a la condición de
estratificación débil e intermitente de los embalses predicha por los valores
obtenidos para Fd, por lo que se espera que los valores representativos de We de
los embalses sea sensiblemente menores, cercanos a la unidad, valor obtenido
para las mismas condiciones anteriores pero h1~5 m. Con estas consideraciones,
el We fluctúa entre 1.1 y 2.6, por lo que se estima que ocurrido un evento de
estratificación, éste estará sometido a oscilaciones de gran escala (seiches), las
que contribuirán a la mezcla del sistema. Además, este resultado compromete la
validez de utilizar modelos hidrodinámicos unidimensionales promediados en la
vertical.
Los altos caudales afluentes a los embalses y, por lo tanto, altas velocidades
asociadas, resulta en números de F I casi siempre mayores que 1, salvo para el
caso de Pascua 1 considerando velocidades de 1 m/s. Sin embargo, a pesar de
ser menor que 1, igual el valor obtenido, Fd=0.8, es cercano a la unidad. Estos
resultados indican que el momentum transferido por estos flujos al embalse,
contribuye en forma importante a la mezcla del sistema. Además, estos flujos
destruyen la estructura vertical 1D del embalse, haciendo impracticable la
utilización de modelos hidrodinámicos unidimensionales.
Los resultados obtenidos para el parámetro adimensional F O, muestran que
dependiendo principalmente de la profundidad, éstos se encuentran bajo o sobre
la unidad. Los valores mínimos obtenidos corresponden al valor de F O utilizando la
máxima profundidad del embalse, mientras que el valor máximo corresponde al
mismo cálculo, pero considerando la profundidad media. Si bien es cierto, los
límites de este número adimensional están definidos en función de la profundidad
máxima; muchas veces, como por ejemplo en el caso de Pascua 1, donde la
profundidad del embalse en el sector del muro es bastante menor que la
profundidad máxima, estos valores no son realmente representativos de la
dinámica del embalse en el sector de la descarga. En general, salvo el caso de
Baker 2, los valores de Fo se encuentran bastante por debajo de la unidad,
indicando la existencia de poca mezcla inducida por la descarga, la que se
comportaría de manera selectiva. En cambio en el caso de Baker 2, el valor de

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 31 de 83
F O =1.48, indica una alta capacidad de mezcla y un comportamiento no selectivo
de la descarga. Al considerar la profundidad media de cada embalse como el valor
representativo, los valores de F 0 aumentan sus valores en forma importante por
sobre la unidad, salvo en el caso de Pascua 1. Estas consideraciones en las
profundidades representativas de cada embalse, no permiten precisar con claridad
si las descargas son o no selectivas o si la mezcla inducida por las descargas son
despreciables.
A pesar de que no se tienen estimaciones precisas sobre batimetrías, caudales y
otras forzantes características en los lagos de la zona, se hizo una estimación
gruesa de sus tiempos de retención y parámetro adimensional Fd, con el fin de
comparar estos parámetros con las condiciones de estratificación mostrada por
cada lago. Los resultados obtenidos en función de estos parámetros y estructura
térmica, estimada a partir de las mediciones con CTD, se presentan en la Tabla
5.9.
Tabla 5.9: Tiempos de retención y parámetro Fd estimados para lagos de la Zona.
Lago TR (días) Fd
Lago Chico 1.0 0.2
L. Bertrand 44.6 2.3E-11
L. Cochrane 2822.3 3.6E-13
L. Colonia 128.2 1.8E-11
L. Esmeralda 132.1 9.3E-11
L. Quetru 21.0 1.1E-08
L. Leal 4.9 5.1E-09
L. Larga 102.3 3.6E-11
L. Negra 16.7 2.1E-09
L. Gabriel Quirós 33.9 1.5E-11
En general, se observa que los lagos poseen tiempos de retención entre 1 día y
algunos años, los que se correlacionan con sus características de estratificación.
Cabe señalar que estos parámetros (TR y Fd) son indicadores para estimar la
potencial ocurrencia de una estratificación, y que los resultados muestran dos
grupos principales: a) el Lago Chico, y b) el resto de los lagos.
Un análisis más detallado basado también en la estructura térmica, podría sugerir
un subgrupo de Lagos grandes, como el Bertrand y Cochrane muestra un perfil de
temperaturas que varía gradualmente sin mostrar una termoclina clara. Lagos más
pequeños, con tiempos de retención entre 5 a 20 días, muestran la tendencia a
una estratificación marcada y de profundidad en torno a 5-20 m. Lagos como el
Gabriel Quirós y el Colonia corresponden a lagos fríos, los cuales no responden a
la dinámica característica esperada para los embalses. Para el caso del lago
Chico, las mediciones con CTD fueron realizadas justo después de una crecida.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 32 de 83
Los caudales afluentes se estiman en cerca de 1200 m 3 /s, lo que da un tiempo de
retención cercano a 1 día. El parámetro Fd estimados para esas condiciones es
cercano a 0.2

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 33 de 83
no alcanzara a traspasar capas profundas del embalse. Por esta razón, la
modelación numérica de estos embalses deberá considerar estas tres
componentes. En la Figura 5.11 se presenta un esquema conceptual del
comportamiento hidrodinámico esperado en los embalses.
RÍO TRANSICIÓN LAGO / EMBALSE
Viento
Termoclina superficial
Zona profunda con
Estratificación profunda
potencial aislamiento
Figura 5.11: Esquema conceptual del comportamiento hidrodinámico esperado en los
embalses del proyecto Hidroaysén.
El alto momentum transferido por los caudales afluentes al embalse y, por lo tanto,
las amplias zonas de transición río-embalse asociadas, hacen que el sistema
pierda la unidimensionalidad vertical, provocando gradientes horizontales
importantes. Este fenómeno se ve aumentado por la acción del viento, la
consecuencia de ondas internas de gran escala (en caso de existir estratificación)
y la dinámica asociada a los caudales efluentes del sistema. Por esto, es
esperable encontrar gradientes importantes de las distintas variables
hidrodinámicas y de calidad de aguas a lo largo de la dirección principal del cuerpo
de agua. En particular, y como se mencionó anteriormente, es esperable encontrar
un fuerte gradiente horizontal de temperaturas en superficie, debido a la mayor
tendencia a la estratificación en zonas cercanas al muro.
En cuanto a la calidad de aguas de los embalses, se espera que los bajos tiempos
de retención y gran capacidad de mezcla de los distintos sistemas, limiten los
procesos internos tendientes a provocar cambios significativos en las variables de
estado asociadas a la calidad de aguas. En otras palabras, el corto tiempo de
retención promedio del embalse no da espacio a que se desarrollen cambios
importantes en su calidad, por lo que ésta estaría determinada principalmente por
sus condiciones afluentes. Sin embargo, zonas de recirculación o fenómenos de

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 34 de 83
estratificación locales y/o temporales, podrían aumentar los tiempos de residencia
de una determinada zona promoviendo cambios significativos en la calidad de sus
aguas. Por ejemplo, zonas superficiales con altas temperaturas y concentraciones
de nutrientes, podrían provocar un aumento local en la concertación de
microalgas. Además de las condiciones de temperaturas, nutrientes y luminosidad,
este fenómeno será más o menos importante, dependiendo de si esas condiciones
perduran por un tiempo suficiente, comparado con la tasa de crecimiento asociada
a esa especie en particular.
5.3 Estuarios
5.3.1 Descripción Física del sistema
5.3.1.1 Antecedentes generales
De acuerdo a las características geomorfológicas de la zona estuarina, la literatura
clasifica los fiordos en 4 tipos principales: 1) Estuarios costeros planos, 2) Estuario
de barra, 3) Estuario de fiordo, 4) Otros (por ejemplo, generados por fallas,
movimientos tectónicos, erupciones volcánicas, etc.) (Martin and McCutcheon,
1999).
Por las características geomorfológicas, los estuarios asociados a las
desembocaduras de los ríos Baker y Pascua se encuentran en la clasificación de
estuarios de fiordo. En estos casos, el fiordo que recibe las aguas del río se
caracteriza por tener laderas empinadas y aguas profundas. Típicamente, los
fiordos se encuentran fuertemente estratificados en la vertical por la salinidad, en
parte debido a sus características geomorfológicas de origen glacial.
En la Figura 5.12 se muestra un esquema del estuario de fiordo, donde la capa de
agua dulce prácticamente flota sobre la capa salina más profunda, en la zona
próxima a la desembocadura. A medida que aumenta la distancia a la
desembocadura, se generan gradientes horizontales de salinidad.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 35 de 83
Figura 5.12: Esquema general de la estructura y patrones de flujo del estuario de fiordo.
(Fuente: www.amap.no)
5.3.1.2 Antecedentes de los estuarios Baker y Pascua
Para lograr la descripción física del sistema de estuario, los antecedentes
generales se han complementado con información específica levantada en la zona
de estudio. Esta información permitirá definir las características puntuales en las
cuales se ha identificado la presencia de intrusión salina.
Para evaluar las condiciones de caudales (aguas altas, media o baja) se ha
efectuado un análisis de los escenarios hidrológicos, el cual se adjunta en el
Apéndice F de este informe.
Los antecedentes específicos que se han considerado para el análisis son los
siguientes: 1) Perfilajes CTD en el tramo inferior de los ríos Baker y Pascua
efectuados en los años 2007 y 2008, consistente en un grupo de 20 perfiles
verticales por río. 2) Perfilajes CTD efectuados en el estuario en febrero y marzo
2009, tanto en la zona de río como en la zona de fiordo. 3) Medición continua de
sondas multiparamétricas durante enero y febrero 2009, en el tramo inferior de los
ríos Baker y Pascua.
Perfilajes CTD en el tramo inferior de los ríos Baker y Pascua
Durante los años 2007 y 2008 se efectuó un levantamiento de información
correspondiente a perfilajes CTD (Conductividad- Temperatura- Profundidad) y
una batimetría en el tramo inferior de los ríos Baker y Pascua (CEA, 2008).
Mayores detalles sobre estas campañas se entregan en el Apéndice L de este
informe.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 36 de 83
En la Figura 5.13 se grafica el hidrograma de caudales instantáneos registrados
en las estación fluviométrica Baker en Colonia. En ellos se indica la fecha en la
cual se efectuaron las mediciones de perfiles verticales con la sonda CTD, éstos
se tomaron en septiembre 2007, diciembre 2007, enero 2008 y abril-mayo 2008
(CEA, 2008). Se observa que las mediciones fueron hechas bajo diferentes
condiciones hidrológicas (aguas altas y aguas bajas).
De todas las mediciones efectuadas en ambos ríos, sólo dos perfiles del río Baker
mostraron señales de intrusión salina (mediciones de septiembre 2007) en
condiciones de bajo caudal. En la Figura 5.14 se muestra el hidrograma continuo
durante ese periodo y el perfil vertical de conductividad, solamente para la
campaña de septiembre 2007, señalada como la única en registrar la presencia de
agua salobre. De acuerdo a lo que se observa en la grafica, las estaciones 4 y 5
tienen conductividad alta en el fondo, con valores dentro del rango de 3,5 a 5,5
uS/cm. El alcance de la cuña salina para ese evento fue estimado en 1,5 km
desde la desembocadura del río Baker hacia aguas arriba.
Figura 5.13: Hidrograma de caudales instantáneos registrados en las estación
fluviométrica Baker en Colonia (línea azul) (DGA, 2009). Las flechas verdes indican el
período durante el cual se efectuaron las mediciones de CTD. Se muestra adicionalmente,

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 37 de 83
el perfil de conductividad eléctrica en la componente vertical, medida en 20 estaciones
distribuidas en el estuario utilizando la sonda CTD. (CEA, 2008).
Perfilajes CTD efectuados en el estuario en febrero y marzo 2009
Durante los días 23 y 24 de febrero 2009, se efectuaron mediciones de perfiles
verticales CTD, en la zona de desembocadura del río Baker y la zona del fiordo
(hasta 4 km hacia el mar).
La ubicación de los perfiles en el fiordo se muestra en la Figura 5.14
Figura 5.14: Mediciones de perfiles CTD en el estuario Baker. La línea segmentada
(amarillo) muestra el trazado longitudinal de las mediciones, desde la desembocadura
hacia el fiordo.
Se encontró una fuerte estratificación salina en la componente vertical, con una
profundidad de agua dulce que llega hasta los 10 m. Cabe destacar que las
condiciones hidrológicas previas a las mediciones (mediados de febrero 2009),
corresponden a una crecida pluvial de importancia.
Durante el recorrido de la lancha por la zona del estuario, el ecosonda mostró
varios sectores cerca de la desembocadura con bajas profundidades (del orden de
1,5 a 2,0 m). En la Figura 5.15 se muestra la estructura de salinidad del sistema
medida entre el 24 y 25 de febrero 2009, adicionalmente se indica la posible
ubicación de una barra en la desembocadura.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 38 de 83
Distancia (Km)
posible barra
Salinidad (psu)
Salinidad (psu)
Distancia (Km)
Figura 5.15: Mediciones de salinidad en el estuario Baker. Gráfico asociado al trazado
longitudinal de la figura previa. Los puntos (negros) muestran la ubicación de los datos
medidos con la sonda CTD. La línea segmentada (gris) muestra la ubicación de una
posible barra en la desembocadura.
La ubicación de los perfiles en el fiordo de la desembocadura del río Pascua se
muestra en la Figura 5.16.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 39 de 83
Figura 5.16: Mediciones de perfiles CTD en el estuario Pascua. La línea segmentada
(amarillo) muestra el trazado longitudinal de las mediciones, desde la desembocadura
hacia el fiordo.
Las mediciones de perfiles CTD en el estuario Pascua, mostraron una fuerte
estratificación salina en la componente vertical, con una profundidad de agua
dulce que llega hasta los 13 m (ver Figura 5.17). Las mediciones se extendieron
por ocho kilómetros hacia el mar y todas presentaron una estructura vertical
similar.
Profundidad (m)
Salinidad (psu)
Distancia (Km)
Figura 5.17: Mediciones de salinidad en el estuario Pascua. Gráfico asociado al trazado
longitudinal de la figura previa.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 40 de 83
Medición continua de sondas multiparamétricas
Para efectuar el análisis del estuario se instalaron cuatro sondas multiparamétricas
(YSI 600 LS) en los estuarios: dos en el estuario Baker y dos en el estuario
Pascua. Las sondas instaladas registraron conductividad, temperatura y presión
de la columna de agua, durante enero y febrero 2009.
Tanto los registros continuos como la ubicación y las coordenadas de las sondas
se adjuntan en el Apéndice G de este informe.
5.3.1.3 Descripción física de la zona estuarina de los ríos Baker y Pascua
De los perfiles CTD realizados con anterioridad durante los años 2007 y 2008, se
obtuvo información de mediciones discretas en cuatro fechas, correspondiente
tanto a escenarios hidrológicos de aguas altas, bajas y medias.
Sólo en septiembre 2007, bajo un escenario hidrológico de caudales muy bajos,
se tuvo registro del ingreso de agua salobre hacia aguas arriba del fiordo hasta un
alcance de 1,5 km. La medición discreta registró conductividades altas en dos
perfiles en el fondo del orden de 5 uS/cm.
Para el período en que se registraron los datos en forma continua (26 enero al 23
febrero 2009), no se aprecia flujo estratificado ni ingreso de intrusión salina.
Cabe destacar que este período corresponde a una temporada de aguas altas,
asociados a la crecida anual por caudal de deshielos. Adicionalmente, a esos
caudales base se tuvo una crecida asociada a un período de lluvias intensas a
mediados de febrero 2009.
Si bien, sólo se cuenta con un registro de intrusión salina, el escenario hidrológico
bajo el cual se produjo éste (probabilidad de excedencia mensual de 99%), indica
que el alcance de la cuña sería limitado, y bajo cualquier otra condición de
caudales, predomina la capacidad del río para rechazar el ingreso de agua
salobre.
Las características de la cuña salina no han sido determinadas; sin embargo,
experiencias científicas han mostrado que en los casos que la batimetría del fondo
es irregular, puede haber agua salobre que queda retenida en las depresiones del
lecho al retirarse la cuña salina en la marea vaciante, como se expone en el
Apéndice H de este informe.
De modo similar al análisis del grado de estratificación de la columna de agua en
la desembocadura del río Baker, se puede concluir para el río Pascua que para el

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 41 de 83
período en que se registraron los datos en forma continua (25 enero al 1º marzo
2009), no se aprecia flujo estratificado ni ingreso de intrusión salina.
De los perfiles CTD realizados con anterioridad durante los años 2007 y 2008, se
obtuvo información de mediciones discretas en cuatro fechas, correspondiente
tanto a escenarios hidrológicos de aguas altas, bajas y medias.
En ninguno de ellos se registró intrusión salina, ni siquiera en las estaciones de
medición ubicadas en el río cercanas al fiordo durante el período de caudales
bajos de septiembre 2007 (probabilidad de excedencia mensual de 99%),
indicando que en la desembocadura del río Pascua, predomina la capacidad del
río para rechazar el ingreso de agua salobre.
5.3.2 Modelo Conceptual
En base a los antecedentes descritos previamente, se ha definido un modelo
conceptual que considera los parámetros relevantes que condicionan el ingreso de
una cuña salina tanto al río Baker, como al río Pascua.
Se ha observado que dependiendo de los caudales afluentes asociados a los
escenarios hidrológicos, se puede tener una distribución de salinidades muy
variable. Entre los escenarios más probables (ver Figura 5.18), se ha identificado
los de: 1) aguas bajas, donde los caudales son bajos y la altura de marea es
suficiente para hacer que el agua salobre pueda ingresar por el fondo del río hacia
aguas arriba. 2) aguas altas, donde el caudal del río es suficientemente grande
para rechazar el ingreso de una cuña salina, además de generar una capa
superficial de agua dulce en el fiordo. La profundidad de esta capa superficial
puede incluso superar la profundidad del río en la desembocadura.
Las principales variables a incorporar en el modelo son: 1) Geometría del sistema
(batimetría del río y el fiordo), 2) Caudal afluente del río, 3) Diferencia de
Salinidad del río y el fiordo, 4) Altura de mareas en el fiordo.
Las escalas de tiempo asociadas a estas variaciones pueden ser a nivel
estacional, como ocurre con las aguas altas por la crecida de deshielos, u otros
eventos más puntuales como precipitaciones diarias. Por otro lado, existe una
escala de tiempo menor que tiene relación con la variación intradiaria por el
régimen de la altura de marea semidiurna.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 42 de 83
Agua dulce
Condición de caudales bajos
Intrusión Salina
Variación
de mareas
Agua Salada
Batimetría
Agua dulce
Condición de caudales altos
Variación
de mareas
Agua Salada
Batimetría
Figura 5.18: Modelo conceptual del funcionamiento de la zona estuarina. Elaboración
propia.
La modelación busca caracterizar el comportamiento de la eventual intrusión
salina, que pueda existir en el tramo inferior del río. Para efectos del presente
estudio, se considerará el siguiente dominio espacial de análisis: 1) hacia aguas
abajo, se tomará como límite de análisis la zona del fiordo que presenta la
transición entre aguas someras (100m). 2) hacia
aguas arriba, se tomará como límite de análisis una distancia arbitraria que
coincide con el mayor nivel de datos de salinidad disponibles, en el caso del río
Baker esta distancia es de 8 Km desde la desembocadura, y para el río Pascua es
de 12 Km desde su desembocadura. Para el río Baker que tiene un delta en la
desembocadura, se consideró sólo la rama principal que desemboca en el fiordo,
ya que las otras ramas no poseen suficiente profundidad y posee barras a menor
profundidad.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 43 de 83
5.4 Caracterización Fiordo
5.4.1 Corrientes Eulerianas
• Río Baker (nivel: 1 metro bajo superficie)
Las corrientes observadas presentaron un patrón de comportamiento direccional
dominado por las direcciones asociadas al 4to y 3er cuadrante. Así, las mayores
ocurrencias se registraron en las direcciones NW, W y SW (23,1%, 20,9% y
19,4%, respectivamente). El resto de las direcciones se agrupó entre 2,7%
(dirección NE) y 13,3% (dirección S, Figura 5.19 y Tabla 5.10).
Tabla 5.10: Frecuencia de incidencia y excedencia de corrientes- desembocadura río
Baker.
NIVEL: 1 metro bajo Superficie
FRECUENCIA DE INCIDENCIA DE CORRIENTES
Velocidad
Direcciones
(cm/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
16,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 0,2
Total Efectivo 9,8 2,7 2,9 4,3 13,3 19,4 20,9 23,1 96,5
Maximo (cm/s) 18,7 8,8 9,9 9,5 12,7 12,4 17,7 17,1 18,7
Promedio (cm/s) 5,7 3,0 2,9 3,7 4,4 4,3 4,6 5,8 4,8
FRECUENCIA DE EXCEDENCIA DE CORRIENTES
Velocidad
Direcciones
(cm/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
> 16,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 0,2
> 13,0 0,4 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,7 1,2
> 10,0 1,6 0,0 0,0 0,0 0,1 0,1 0,8 2,5 5,2
> 7,0 3,1 0,1 0,0 0,2 1,7 1,9 2,7 7,0 16,8
> 4,0 5,8 0,6 0,5 1,4 6,8 9,7 11,1 15,3 51,0
> 1,0 9,8 2,7 2,9 4,3 13,3 19,4 20,9 23,1 96,5
Fuente elaboración propia

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 44 de 83
Frecuencia Dirección Corriente - 1m bajo Superficie
40
Porcentaje (%)
30
20
10
0
N NE E SE S SW W NW
Dirección
Frecuencia Velocidad Corriente - 1m bajo Superficie
60
Porcentaje (%)
40
20
0
16
Rango (cm/s)
Figura 5.19: Histogramas de frecuencia de dirección y velocidad de corriente – Río Baker.
Las magnitudes medias registradas se agruparon en torno a los 4,8 cm/s
(desviación estándar de 2,7 cm/s). En particular, la dirección NW mostró la mayor
magnitud promedio, con un valor de 5,8 cm/s. Por su parte, las máximas
velocidades detectadas fueron de 18,7 cm/s, 17,7 cm/s y 17,1 cm/s, asociadas a
las direcciones N, W y NW, respectivamente (Tabla 5.10).
La mayor ocurrencia de magnitud se registró en el rango de 1,1 a 4,0 cm/s, con un
porcentaje de 45,5%, en tanto que el rango 4,1 cm/s a 7,0 cm/s agrupó un 34,2%
de las mediciones (Figura 5.19).
Las corrientes registradas en esta capa se mostraron de mediana intensidad,
encontrándose un 0,2% de la información sobre 16,0 cm/s. Por último, se encontró
un 3,5% de las mediciones bajo 1,0 cm/s (Tabla 5.10).
La Figura 5.20 muestra el diagrama de trazos de la corriente. En ella se observa
un comportamiento direccional dominado por las direcciones asociadas al 4to y
3er cuadrante.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 45 de 83
20
15
10
Magnitud [cm/s]
5
0
-5
-10
-15
-20
22 24 26 28 2 4 6 8 10 12
Feb
Mar
Figura 5.20:Diagrama de trazos – Río Baker (1 metro bajo superficie).
Suponiendo que la corriente observada es espacialmente homogénea y presenta
similares fluctuaciones temporales en ese espacio, es posible explicar el
comportamiento de una partícula de agua a través de un diagrama de vector
progresivo (DVP). El diagrama de vector progresivo (Figura 5.21) evidencia una
tendencia general de las corrientes a adoptar un flujo direccional neto hacia el W
(278,2°).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 46 de 83
DVP - Rio Baker
30,0
20,0
Orientación S - N / Distancia (km)
10,0
0,0
-10,0
-20,0
-30,0
-50,0 -40,0 -30,0 -20,0 -10,0 0,0 10,0
Orientación W - E / Distancia (km)
Figura 5.21: Diagrama de vector progresivo – Río Baker (1 metro bajo superficie).
Por último, y para determinar el comportamiento de la corriente en el dominio de la
frecuencia, se aplicó un análisis estadístico de tipo espectral (12 grados de libertad
y 95% de confianza). Este análisis permite determinar la cantidad de energía
(densidad espectral) que se encuentra asociada a las distintas bandas de
frecuencia (período). Para este análisis, las series de tiempo fueron reducidas a
series horarias, calculándose las respectivas componentes ortogonales. Así, se
definen las componentes U y V de la siguiente manera:
Componente U : Este – Weste, positiva si el flujo va hacia el Este.
Componente V : Norte – Sur, positiva si el flujo va hacia el Norte.
En los espectros presentados en la Figura 5.22, se observa mayor contenido de
energía en la componente V respecto de su similar U en prácticamente todas las
bandas de frecuencia. Así también, se detectó contenido de energía en la banda
de frecuencia diurna (0,04 cph), atribuible posiblemente al efecto del viento.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 47 de 83
10 4
10 3
Componente U
Componente V
Densidad Espectral (cm 2 s -2 cph -1 )
10 2
10 1
10 0
10 -1
95%
10 -2
10 -3 10 -2 10 -1 10 0
Figura 5.22:Autoespectros de corrientes – Río Baker (1 metro bajo superficie).
• Desembocadura Río Baker (nivel: 2 metros bajo superficie)
Las corrientes observadas presentaron un patrón de comportamiento direccional
dominado por las direcciones asociadas al 2do cuadrante. Las mayores
ocurrencias se registraron en las direcciones SE y E (19,1% y 15,6%,
respectivamente). El resto de las direcciones se agrupó entre 7,8% (dirección N) y
12,1% (dirección S, Figura 5.23 y Tabla 5.11).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 48 de 83
Tabla 5.11: Frecuencia de incidencia y excedencia de corrientes- Desembocadura río
Baker.
NIVEL: 2 metros bajo Superficie
FRECUENCIA DE INCIDENCIA DE CORRIENTES
Velocidad
Direcciones
(cm/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
16,0 0,0 0,0 0,3 0,9 0,3 0,1 0,0 0,0 1,7
Total Efectivo 7,8 9,5 15,6 19,1 12,1 11,1 10,0 9,2 94,4
Maximo (cm/s) 13,2 14,0 41,4 44,9 25,1 17,2 19,9 14,3 44,9
Promedio (cm/s) 3,5 4,1 5,4 6,6 5,5 5,0 4,2 3,7 5,0
FRECUENCIA DE EXCEDENCIA DE CORRIENTES
Velocidad
Direcciones
(cm/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
> 16,0 0,0 0,0 0,3 0,9 0,3 0,1 0,0 0,0 1,7
> 13,0 0,0 0,0 0,5 2,0 0,8 0,3 0,1 0,0 3,7
> 10,0 0,0 0,2 1,3 3,4 1,5 0,8 0,2 0,1 7,7
> 7,0 0,4 1,0 3,5 6,3 3,0 2,4 1,2 0,6 18,2
> 4,0 2,4 4,3 9,0 12,7 6,5 5,9 4,6 3,3 48,7
> 1,0 7,8 9,5 15,6 19,1 12,1 11,1 10,0 9,2 94,4
Fuente elaboración propia
Frecuencia Dirección Corriente - 2m bajo Superficie
40
Porcentaje (%)
30
20
10
0
N NE E SE S SW W NW
Dirección
Frecuencia Velocidad Corriente - 2m bajo Superficie
60
Porcentaje (%)
40
20
0
16
Rango (cm/s)
Figura 5.23: Histogramas de frecuencia de dirección y velocidad de corriente –
Desembocadura Río Baker.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 49 de 83
Las magnitudes medias registradas se agruparon en torno a los 5,0 cm/s
(desviación estándar de 3,6 cm/s). En particular, la dirección SE mostró la mayor
magnitud promedio, con un valor de 6,6 cm/s. Por su parte, las máximas
velocidades detectadas fueron de 44,9 cm/s, 41,4 cm/s y 25,1 cm/s, asociadas a
las direcciones SE, E y S, respectivamente (Tabla 5.11).
La mayor ocurrencia de magnitud se registró en el rango de 1,1 a 4,0 cm/s, con un
porcentaje de 45,7%, en tanto que el rango 4,1 cm/s a 7,0 cm/s agrupó un 30,6%
de las mediciones (Figura 5.23).
Las corrientes registradas en esta capa se mostraron de mediana intensidad,
encontrándose un 1,7% de la información sobre 16,0 cm/s. Por último, se encontró
un 5,6% de las mediciones bajo 1,0 cm/s (Tabla 5.11).
La Figura 5.24 muestra el diagrama de trazos de la corriente. En ella se observa
cierta tendencia de las corrientes a agruparse en torno al 2do cuadrante.
Magnitud [cm/s]
25
20
15
10
5
0
-5
-10
-15
-20
-25
22 25 28 3 6 9 12 15 18 21 24
Feb
Mar
Figura 5.24:Diagrama de trazos – Desembocadura Río Baker (2 metros bajo superficie).
El diagrama de vector progresivo (Figura 5.25) evidencia una tendencia general
de las corrientes a adoptar un flujo direccional neto hacia el SE (143,2°).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 50 de 83
DVP - Desembocadura Rio Baker
2m bajo Superficie
10
0
Orientación S - N / Distancia (km)
-10
-20
-30
-40
-50
-20 -10 0 10 20 30 40
Orientación W - E / Distancia (km)
Figura 5.25: Diagrama de vector progresivo – Desembocadura Río Baker (2 metros bajo
superficie).
En los espectros presentados en la Figura 5.26, se observa mayor contenido de
energía en la componente V respecto de su similar U en la banda de frecuencia
semidiurna (0,08 cph), atribuible posiblemente al efecto forzante de la marea.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 51 de 83
10 4
10 3
Componente U
Componente V
Densidad Espectral (cm 2 s -2 cph -1 )
10 2
10 1
10 0
10 -1
95%
10 -2
10 -3 10 -2 10 -1 10 0
Frecuencia (cph)
Figura 5.26: Autoespectros de corrientes – Desembocadura Río Baker (2 metros bajo
superficie).
• Desembocadura Río Baker (nivel: 12 metros bajo superficie)
Las corrientes observadas presentaron un patrón de comportamiento direccional
dominado levemente por las direcciones asociadas al 3er cuadrante. Las mayores
ocurrencias se registraron en las direcciones SW y W (13,6% y 13,3%,
respectivamente). El resto de las direcciones se agrupó entre 8,7% (dirección SE)
y 11,8% (dirección NE, Figura 5.27 y Tabla 5.12).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 52 de 83
Tabla 5.12:Frecuencia de incidencia y excedencia de corrientes - Desembocadura
río Baker.
NIVEL: 12 metros bajo Superficie
FRECUENCIA DE INCIDENCIA DE CORRIENTES
Velocidad
Direcciones
(cm/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
7,0 0,1 0,1 0,0 0,0 0,1 0,1 0,1 0,1 0,6
Total Efectivo 10,5 11,8 9,5 8,7 10,2 13,6 13,3 10,5 88,1
Maximo (cm/s) 7,3 8,3 8,2 7,8 8,0 7,9 8,6 11,7 11,7
Promedio (cm/s) 2,8 2,9 2,8 2,7 3,0 3,0 3,0 2,9 2,9
FRECUENCIA DE EXCEDENCIA DE CORRIENTES
Velocidad
Direcciones
(cm/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
> 7,0 0,1 0,1 0,0 0,0 0,1 0,1 0,1 0,1 0,6
> 6,0 0,3 0,3 0,1 0,1 0,2 0,4 0,4 0,2 2,2
> 5,0 0,6 1,0 0,4 0,4 0,7 1,3 1,2 0,7 6,3
> 4,0 1,9 2,2 1,6 1,2 1,8 2,9 2,7 1,6 16,0
> 3,0 4,1 4,6 3,6 3,0 4,3 5,9 5,9 4,3 35,5
> 2,0 7,1 8,0 6,6 5,7 7,5 9,9 9,8 7,4 62,0
> 1,0 10,5 11,8 9,5 8,7 10,2 13,6 13,3 10,5 88,1
Fuente elaboración propia
Frecuencia Dirección Corriente - 12m bajo Superficie
40
Porcentaje (%)
30
20
10
0
N NE E SE S SW W NW
Dirección
Frecuencia Velocidad Corriente - 12m bajo Superficie
60
Porcentaje (%)
40
20
0
7
Rango (cm/s)
Figura 5.27:Histogramas de frecuencia de dirección y velocidad de corriente –
Desembocadura Río Baker.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 53 de 83
Las magnitudes medias registradas se agruparon en torno a los 2,9 cm/s
(desviación estándar de 1,3 cm/s). En particular, las direcciones S, SW y W
mostraron la mayor magnitud promedio, con un valor de 3,0 cm/s (para cada una
de ellas). Por su parte, las máximas velocidades detectadas fueron de 11,7 cm/s,
8,6 cm/s y 8,3 cm/s, asociadas a las direcciones NW, W y NE, respectivamente
(Tabla 5.12).
La mayor ocurrencia de magnitud se registró en el rango de 2,1 a 3,0 cm/s, con un
porcentaje de 26,5%, en tanto que el rango 1,1 cm/s a 2,0 cm/s agrupó un 26,2%
de las mediciones (Figura 5.27).
Las corrientes registradas en esta capa se mostraron de baja intensidad,
encontrándose un 0,6% de la información sobre 7,0 cm/s. Por último, se encontró
un 11,9% de las mediciones bajo 1,0 cm/s (Tabla 5.12).
La Figura 5.28 muestra el diagrama de trazos de la corriente. En ella se observa
cierta tendencia rotatoria de las corrientes, no destacando alguna dirección en
particular.
10
8
6
4
Magnitud [cm/s]
2
0
-2
-4
-6
-8
-10
22 25 28 3 6 9 12 15 18 21 24
Feb
Mar
Figura 5.28:Diagrama de trazos – Desembocadura Río Baker (12 metros bajo superficie).
El diagrama de vector progresivo (Figura 5.29) evidencia una tendencia general
de las corrientes a adoptar un flujo direccional neto hacia el W – NW (292,6°).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 54 de 83
DVP - Desembocadura Rio Baker
12 m bajo Superficie
30
20
Orientación S - N / Distancia (km)
10
0
-10
-20
-30
-40 -30 -20 -10 0 10 20
Orientación W - E / Distancia (km)
Figura 5.29:Diagrama de vector progresivo – Desembocadura Río Baker (12 metros bajo
superficie).
En los espectros presentados en la Figura 5.30, se observa bajo contenido de
energía en ambas componentes (U y V). Esta situación indicaría que los forzantes
viento y marea no se presentan a este nivel de profundidad.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 55 de 83
10 4
10 3
Componente U
Componente V
Densidad Espectral (cm 2 s -2 cph -1 )
10 2
10 1
10 0
10 -1
95%
10 -2
10 -3 10 -2 10 -1 10 0
Frecuencia (cph)
Figura 5.30: Autoespectros de corrientes – Desembocadura Río Baker (12 metros bajo
superficie).
• Río Pascua (nivel: 1 metro bajo superficie)
Las corrientes observadas presentaron un patrón de comportamiento
unidireccional dominado por la dirección W. De esta manera, la mayor ocurrencia
fue 96,1% (dirección W) y 2,6% (dirección NW. El resto de las direcciones se
agrupó entre 0,0% (direcciones N, NE, E y SE) y 1,1% (dirección SW, Figura 5.31
y Tabla 5.13).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 56 de 83
Tabla 5.13: Frecuencia de incidencia y excedencia de corrientes- desembocadura Río
Pascua.
NIVEL: 1 metro bajo Superficie
FRECUENCIA DE INCIDENCIA DE CORRIENTES
Velocidad
Direcciones
(cm/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
60,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 4,8 0,0 4,8
Total Efectivo 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 1,1 96,1 2,6 100,0
Maximo (cm/s) 0,0 0,0 3,2 4,4 7,0 22,9 79,9 44,8 79,9
Promedio (cm/s) 0,0 0,0 3,2 4,4 6,0 12,0 38,0 28,5 37,4
FRECUENCIA DE EXCEDENCIA DE CORRIENTES
Velocidad
Direcciones
(cm/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
> 7,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 4,8 0,0 4,8
> 6,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 13,8 0,0 13,8
> 5,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 38,1 0,1 38,2
> 4,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 72,2 1,1 73,3
> 3,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 91,6 2,3 93,9
> 2,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,8 95,8 2,6 99,1
> 1,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 1,1 96,1 2,6 100,0
Fuente elaboración propia
Frecuencia Dirección Corriente - 1m bajo Superficie
100
Porcentaje (%)
75
50
25
0
N NE E SE S SW W NW
Dirección
Frecuencia Velocidad Corriente - 1m bajo Superficie
60
Porcentaje (%)
40
20
0
60
Rango (cm/s)
Figura 5.31: Histogramas de frecuencia de dirección y velocidad de corriente –Río
Pascua.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 57 de 83
Las magnitudes medias registradas se agruparon en torno a los 37,4 cm/s
(desviación estándar de 12,1 cm/s). En particular, la dirección W mostró la mayor
magnitud promedio, con un valor de 38,0 cm/s. Por su parte, las máximas
velocidades detectadas fueron de 79,9 cm/s, 44,8 cm/s y 22,9 cm/s, asociadas a
las direcciones W, NW y SW, respectivamente (Tabla 5.13).
La mayor ocurrencia de magnitud se registró en el rango de 30,1 a 40,0 cm/s, con
un porcentaje de 35,2%, en tanto que el rango 40,1 cm/s a 50,0 cm/s agrupó un
24,3% de las mediciones (Figura 5.31).
Las corrientes registradas en esta capa se mostraron de alta intensidad,
encontrándose un 4,8% de la información sobre 60,0 cm/s. Por último, no se
encontró valores de magnitud bajo 1,0 cm/s (Tabla 5.13).
La Figura 5.32 muestra el diagrama de trazos de la corriente. En ella se observa
claramente la tendencia unidireccional de las corrientes, en torno a la dirección W.
40
30
20
Magnitud [cm/s]
10
0
-10
-20
-30
-40
26 29 1 4 7 10 13 16 19 22 25 28 1
Mar Abr May
Figura 5.32: Diagrama de trazos –Río Pascua (1 metro bajo superficie).
El diagrama de vector progresivo (Figura 5.33) evidencia una tendencia general
de las corrientes a adoptar un flujo direccional neto hacia el W (274,6°).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 58 de 83
DVP - Rio Pascua
800,0
600,0
Orientación S - N / Distancia (km)
400,0
200,0
0,0
-200,0
-400,0
-600,0
-800,0
-1400,0 -1200,0 -1000,0 -800,0 -600,0 -400,0 -200,0 0,0 200,0
Orientación W - E / Distancia (km)
Figura 5.33: Diagrama de vector progresivo – Río Pascua (1 metro bajo superficie).
En los espectros presentados en la Figura 5.34, se observa mayor contenido de
energía en la componente U respecto de su similar V en prácticamente todas las
bandas de frecuencia. Así también, esta componente mostró alto contenido de
energía en la banda de frecuencia semidiurna (0,08 cph) y en las bajas
frecuencias, atribuibles posiblemente al efecto forzante de la marea y las
características propias del Río Pascua (caudales), respectivamente.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 59 de 83
10 4
10 3
Densidad Espectral (cm 2 s -2 cph -1 )
10 2
10 1
10 0
10 -1
95%
Componente U
Componente V
10 -2
10 -3 10 -2 10 -1 10 0
Frecuencia (cph)
Figura 5.34: Autoespectros de corrientes –Río Pascua (1 metro bajo superficie).
• Desembocadura Río Pascua (nivel: 2 metros bajo superficie)
Las corrientes observadas presentaron un patrón de comportamiento direccional
dominado por las direcciones asociadas al 2do cuadrante. Las mayores
ocurrencias se registraron en las direcciones E y SE (42,2% y 30,4%,
respectivamente). El resto de las direcciones se agrupó entre 1,3% (dirección NW)
y 8,5% (dirección NE, Figura 5.35 y Tabla 5.14).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 60 de 83
Tabla 5.14: Frecuencia de incidencia y excedencia de corrientes - Desembocadura río
Pascua
NIVEL: 2 metros bajo Superficie
FRECUENCIA DE INCIDENCIA DE CORRIENTES
Velocidad
Direcciones
(cm/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
19,0 0,0 0,0 1,0 0,7 0,1 0,2 0,1 0,0 2,1
Total Efectivo 1,6 8,5 42,2 30,4 8,1 4,3 2,5 1,3 98,9
Maximo (cm/s) 29,8 29,5 31,9 39,2 26,6 27,7 26,4 36,6 39,2
Promedio (cm/s) 4,7 6,4 8,5 8,0 7,0 8,1 8,8 6,4 8,0
FRECUENCIA DE EXCEDENCIA DE CORRIENTES
Velocidad
Direcciones
(cm/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
> 19,0 0,0 0,0 1,0 0,7 0,1 0,2 0,1 0,0 2,1
> 16,0 0,1 0,2 2,6 1,4 0,3 0,4 0,3 0,0 5,3
> 13,0 0,1 0,4 6,3 3,4 0,7 0,7 0,6 0,1 12,2
> 10,0 0,1 1,1 12,2 7,6 1,5 1,3 0,9 0,1 24,9
> 7,0 0,3 2,9 24,0 15,7 3,6 2,1 1,3 0,4 50,3
> 4,0 0,8 6,4 37,1 25,9 6,1 3,2 1,9 0,8 82,2
> 1,0 1,6 8,5 42,2 30,4 8,1 4,3 2,5 1,3 98,9
Fuente elaboración propia
Frecuencia Dirección Corriente - 2m bajo Superficie
50
40
Porcentaje (%)
30
20
10
0
N NE E SE S SW W NW
Dirección
Frecuencia Velocidad Corriente - 2m bajo Superficie
60
Porcentaje (%)
40
20
0
19
Rango (cm/s)
Figura 5.35: Histogramas de frecuencia de dirección y velocidad de corriente –
Desembocadura Río Pascua.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 61 de 83
Las magnitudes medias registradas se agruparon en torno a los 8,0 cm/s
(desviación estándar de 4,3 cm/s). En particular, la dirección W mostró la mayor
magnitud promedio, con un valor de 8,8 cm/s. Por su parte, las máximas
velocidades detectadas fueron de 39,2 cm/s, 36,6 cm/s y 31,9 cm/s, asociadas a
las direcciones SE, NW y E, respectivamente (Tabla 5.14).
La mayor ocurrencia de magnitud se registró en el rango de 4,1 a 7,0 cm/s, con un
porcentaje de 32,0%, en tanto que el rango 7,1 cm/s a 10,0 cm/s agrupó un 25,4%
de las mediciones (Figura 5.35).
Las corrientes registradas en esta capa se mostraron de mediana intensidad,
encontrándose un 2,1% de la información sobre 19,0 cm/s. Por último, se encontró
un 1,1% de las mediciones bajo 1,0 cm/s (Tabla 5.14).
La Figura 5.36 muestra el diagrama de trazos de la corriente. En ella se observa
cierta tendencia de las corrientes a agruparse en torno al 2do cuadrante.
Magnitud [cm/s]
25
20
15
10
5
0
-5
-10
-15
-20
-25
26 29 1 4 7 10 13 16 19 22 25 28 1
Mar Abr May
Figura 5.36: Diagrama de trazos – Desembocadura Río Pascua (2 metros bajo
superficie).
El diagrama de vector progresivo (Figura 5.37) evidencia una tendencia general
de las corrientes a adoptar un flujo direccional neto hacia el E – SE (112,0°).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 62 de 83
40
DVP - Desembocadura Rio Pascua
2m bajo Superficie
20
0
Orientación S - N / Distancia (km)
-20
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
-180
-20 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200
Orientación W - E / Distancia (km)
Figura 5.37: Diagrama de vector progresivo – Desembocadura Río Pascua (2 metros bajo
superficie).
En los espectros presentados en la Figura 5.38, se observa mayor contenido de
energía en la componente U respecto de su similar V en prácticamente todas las
bandas de frecuencia. En particular, existe contenido de energía en las bajas
frecuencias y en la banda semidiurna (0,08 cph), atribuible posiblemente al efecto
forzante de la marea.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 63 de 83
10 4
10 3
Componente U
Componente V
Densidad Espectral (cm 2 s -2 cph -1 )
10 2
10 1
10 0
10 -1
95%
10 -2
10 -3 10 -2 10 -1 10 0
Frecuencia (cph)
Figura 5.38: Autoespectros de corrientes – Desembocadura Río Pascua (2 metros bajo
superficie).
• Desembocadura Río Pascua (nivel: 5 metros bajo superficie)
Las corrientes observadas presentaron un patrón de comportamiento direccional
dominado por la dirección E (29,3% de la ocurrencia direccional). El resto de las
direcciones se agrupó entre 6,3% (dirección S) y 13,6% (dirección W, Figura 5.39
y Tabla 5.15).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 64 de 83
Tabla 5.15: Frecuencia de incidencia y excedencia de corrientes - Desembocadura río
Pascua.
NIVEL: 5 metros bajo Superficie
FRECUENCIA DE INCIDENCIA DE CORRIENTES
Velocidad
Direcciones
(cm/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
19,0 0,0 0,0 0,9 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 1,1
Total Efectivo 6,4 10,3 29,3 12,2 6,3 8,4 13,6 9,3 95,9
Maximo (cm/s) 12,3 16,8 29,6 17,9 15,3 21,2 22,3 17,9 29,6
Promedio (cm/s) 3,8 5,5 8,7 5,4 4,5 5,1 6,0 4,4 6,2
FRECUENCIA DE EXCEDENCIA DE CORRIENTES
Velocidad
Direcciones
(cm/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
> 19,0 0,0 0,0 0,9 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 1,1
> 16,0 0,0 0,0 2,9 0,1 0,0 0,1 0,3 0,0 3,4
> 13,0 0,0 0,3 5,8 0,4 0,1 0,3 0,7 0,1 7,5
> 10,0 0,1 1,0 10,0 1,1 0,2 0,7 1,6 0,3 14,9
> 7,0 0,4 2,9 16,6 3,1 0,9 1,7 4,0 1,3 30,9
> 4,0 2,5 6,3 23,5 7,3 3,3 4,6 9,0 4,3 60,9
> 1,0 6,4 10,3 29,3 12,2 6,3 8,4 13,6 9,3 95,9
Fuente elaboración propia
Frecuencia Dirección Corriente - 5m bajo Superficie
50
40
Porcentaje (%)
30
20
10
0
N NE E SE S SW W NW
Dirección
Frecuencia Velocidad Corriente - 5m bajo Superficie
60
Porcentaje (%)
40
20
0
19
Rango (cm/s)
Figura 5.39: Histogramas de frecuencia de dirección y velocidad de corriente –
Desembocadura Río Pascua.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 65 de 83
Las magnitudes medias registradas se agruparon en torno a los 6,2 cm/s
(desviación estándar de 4,1 cm/s). En particular, la dirección E mostró la mayor
magnitud promedio, con un valor de 8,7 cm/s. Por su parte, las máximas
velocidades detectadas fueron de 29,6 cm/s, 22,3 cm/s y 21,2 cm/s, asociadas a
las direcciones E, W y SW, respectivamente (Tabla 5.15).
La mayor ocurrencia de magnitud se registró en el rango de 1,1 a 4,0 cm/s, con un
porcentaje de 35,0%, en tanto que el rango 4,1 cm/s a 7,0 cm/s agrupó un 29,9%
de las mediciones (Figura 5.39).
Las corrientes registradas en esta capa se mostraron de mediana intensidad,
encontrándose un 1,1% de la información sobre 19,0 cm/s. Por último, se encontró
un 4,1% de las mediciones bajo 1,0 cm/s (Tabla 5.15).
La Figura 5.40 muestra el diagrama de trazos de la corriente. En ella se observa
cierta tendencia de las corrientes a agruparse en torno a la dirección E.
20
15
10
Magnitud [cm/s]
5
0
-5
-10
-15
-20
26 29 1 4 7 10 13 16 19 22 25 28 1
Mar Abr May
Figura 5.40: Diagrama de trazos – Desembocadura Río Pascua (5 metros bajo
superficie).
El diagrama de vector progresivo (Figura 5.41) evidencia una tendencia general
de las corrientes a adoptar un flujo direccional neto hacia el E (94,2°).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 66 de 83
DVP - Desembocadura Rio Pascua
5m bajo Superficie
100
80
60
Orientación S - N / Distancia (km)
40
20
0
-20
-40
-60
-80
-100
-120
-60 -40 -20 0 20 40 60 80 100 120 140 160
Orientación W - E / Distancia (km)
Figura 5.41: Diagrama de vector progresivo – Desembocadura Río Pascua (5 metros bajo
superficie).
En los espectros presentados en la Figura 5.42, se observa mayor contenido de
energía en la componente U respecto de su similar V en prácticamente todas las
bandas de frecuencia. En particular, existe importante contenido de energía en las
bajas frecuencias.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 67 de 83
10 4
10 3
Componente U
Componente V
Densidad Espectral (cm 2 s -2 cph -1 )
10 2
10 1
10 0
10 -1
95%
Figura 5.42: Autoespectros de corrientes – Desembocadura Río Pascua (5 metros bajo
superficie).
5.4.2 Vientos
10 -2
10 -3 10 -2 10 -1 10 0
Frecuencia (cph)
Desembocadura Río Baker (sector Caleta Tortel)
En términos de frecuencia de incidencia, los vientos observados presentaron un
predominio de las direcciones ubicadas en torno al W. De esta manera, la mayor
ocurrencia de incidencia se registra en las direcciones W, NW y SW (24,7%, 6,5%
y 2,1%, respectivamente). El resto de las direcciones se agrupó entre 0,0%
(dirección NE) y 1,6% (dirección SE). La Figura 5.43 y la Tabla 5.16, resumen
esta información.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 68 de 83
Tabla 5.16: Frecuencia de incidencia y excedencia de vientos - Sector Baker (Tortel).
FRECUENCIA DE INCIDENCIA DE VIENTOS
Velocidad
Direcciones
(m/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
6,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,6 0,0 0,6
Total Efectivo 0,6 0,0 0,1 1,6 0,4 2,1 24,7 6,5 36,0
Maximo (m/s) 1,8 0,0 1,3 2,2 1,8 4,0 10,3 4,9 10,3
Promedio (m/s) 1,5 0,0 1,3 1,5 1,6 2,4 3,2 1,9 2,8
FRECUENCIA DE EXCEDENCIA DE VIENTOS
Velocidad
Direcciones
(m/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
> 6,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,6 0,0 0,6
> 5,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 1,9 0,0 1,9
> 4,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 5,2 0,1 5,3
> 3,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,7 14,2 0,2 15,1
> 2,0 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 1,2 19,7 2,2 23,1
> 1,0 0,6 0,0 0,1 1,6 0,4 2,1 24,7 6,5 36,0
Fuente elaboración propia
Frecuencia Dirección Vientos
40
30
Porcentaje (%)
20
10
0
N NE E SE S SW W NW
Dirección
Frecuencia Velocidad Vientos
80
Porcentaje (%)
60
40
20
0
6
Rango (m/s)
Figura 5.43: Histogramas de frecuencia de dirección y velocidad de corriente – Sector
Desembocadura Río Baker (Tortel).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 69 de 83
La mayor ocurrencia de magnitud se registró en el rango de 1,1 a 2,0 m/s, con un
porcentaje de incidencia de 12,9%, seguida del rango 3,1 a 4,0 m/s (9,8% de las
mediciones). El rango de 2,1 a 3,0 m/s agrupó un 8,1% de las mediciones (Figura
5.43). El máximo de magnitud fue de 10,3 m/s (dirección W).
Los vientos registrados durante este período de mediciones se mostraron de
mediana a baja intensidad, encontrándose un 0,6% de la información sobre 6,0
m/s. Por último, un 64,0% de las mediciones se ubicó en la categoría calma (Tabla
5.16).
Para determinar el comportamiento del viento en el dominio de la frecuencia, se
aplicó un análisis estadístico de tipo espectral estándar (12 grados de libertad y
95% de confianza). El análisis espectral de las componentes ortogonales de los
vientos (Figura 5.44) mostró mayor contenido de energía hacia las bajas
frecuencias (3 a 4 días) y en menor grado en la banda diurna (0,04 cph).
10 3
Densidad Espectral (m 2 s -2 cph -1 )
10 2
10 1
10 0
10 -1
Componente U
Componente V
95%
10 -2
10 -3 10 -2 10 -1 10 0
Frecuencia (cph)
Figura 5.44: Autoespectros de vientos – Desembocadura Río Baker (componentes
ortogonales).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 70 de 83
Desembocadura Río Pascua
En términos de frecuencia de incidencia, los vientos observados presentaron un
predominio de las direcciones ubicadas en torno al NW. De esta manera, la mayor
ocurrencia de incidencia se registra en las direcciones NW, N y W (30,2%, 8,5% y
7,6%, respectivamente). El resto de las direcciones se agrupó entre 0,0%
(dirección SE) y 2,1% (dirección S). La Figura 5.45 y la Tabla 5.17, resumen esta
información.
Tabla 5.17: Frecuencia de incidencia y excedencia de vientos - Sector río Pascua.
FRECUENCIA DE INCIDENCIA DE VIENTOS
Velocidad
Direcciones
(m/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
6,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Total Efectivo 8,5 0,2 0,4 0,0 2,1 0,4 7,6 30,2 49,5
Maximo (m/s) 4,0 2,2 2,7 0,0 2,7 2,7 4,9 5,4 5,4
Promedio (m/s) 2,0 1,5 1,5 0,0 1,7 1,6 2,7 2,6 2,4
FRECUENCIA DE EXCEDENCIA DE VIENTOS
Velocidad
Direcciones
(m/s) N NE E SE S SW W NW TOTAL
> 6,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
> 5,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,2 0,2
> 4,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,4 1,5 1,9
> 3,0 0,5 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 3,0 10,2 13,7
> 2,0 3,5 0,1 0,1 0,0 0,5 0,1 5,9 21,0 31,0
> 1,0 8,5 0,2 0,4 0,0 2,1 0,4 7,6 30,2 49,5
Fuente elaboración propia.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 71 de 83
Frecuencia Dirección Vientos
40
30
Porcentaje (%)
20
10
0
N NE E SE S SW W NW
Dire cción
Frecuencia Velocidad Vientos
80
Porcentaje (%)
60
40
20
0
6
Rango (m/s)
Figura 5.45: Histogramas de frecuencia de dirección y velocidad de corriente – Sector Río
Pascua.
La mayor ocurrencia de magnitud se registró en el rango de 1,1 a 2,0 m/s, con un
porcentaje de incidencia de 18,5%, seguida del rango 2,1 a 3,0 m/s (17,3% de las
mediciones). El rango de 3,1 a 4,0 m/s agrupó un 11,8% de las mediciones
(Figura 5.45). El máximo de magnitud fue de 5,4 m/s (dirección NW).
Los vientos registrados durante este período de mediciones se mostraron de
mediana a baja intensidad, encontrándose un 0,2% de la información sobre 5,0
m/s. Por último, un 50,5% de las mediciones se ubicó en la categoría calma (Tabla
5.17).
Para determinar el comportamiento del viento en el dominio de la frecuencia, se
aplicó un análisis estadístico de tipo espectral estándar (12 grados de libertad y
95% de confianza). El análisis espectral de las componentes ortogonales de los
vientos (Figura 5.46) mostró fundamentalmente mayor contenido de energía hacia
las bajas frecuencias (3 a 4 días).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 72 de 83
10 3
Densidad Espectral (m 2 s -2 cph -1 )
10 2
10 1
10 0
10 -1
95%
Componente U
Componente V
10 -2
10 -3 10 -2 10 -1 10 0
Frecuencia (cph)
Figura 5.46: Autoespectros de vientos – Río Pascua (componentes ortogonales).
5.4.3 Correlación Cruzada
Con el objeto de visualizar las relaciones causa efecto entre variables, los
registros de corrientes Eulerianas, vientos y marea, fueron sometidos a un análisis
de correlación cruzada. Los resultados de este análisis son presentados en las
Tablas 5.18 a 5.21.
Río Baker
En la Tabla 5.18, se aprecia el efecto del viento sobre las corrientes. El máximo
coeficiente de correlación fue de 0,30 (máximo igual a 1), en el par “componente U
de la corriente v/s componente U del viento”. Por su parte, el efecto de la marea
sobre las corrientes (Tabla 5.18) se apreció muy inferior respecto del forzante
viento. Los valores máximos alcanzados fluctuaron en torno a 0,14 (máximo igual
a 1). Este resultado evidencia cierto efecto del viento sobre las corrientes y un
escaso efecto de la marea.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 73 de 83
Tabla 5.18: Correlación cruzada, vientos. Nivel de agua y de mar - Río Baker.
Desfase compo U Corriente compo V Corriente compo U Corriente compo V Corriente
Horas compo U Viento compo V Viento Nivel de Agua Nivel de Agua
0 ‐0,24 0,04 0,08 0,07
1 ‐0,24 0,07 0,07 0,07
2 ‐0,30 0,05 0,09 0,06
3 ‐0,26 0,08 0,06 0,05
4 ‐0,22 0,06 0,07 0,09
5 ‐0,23 0,06 0,10 0,09
6 ‐0,23 0,06 0,05 0,07
7 ‐0,21 0,06 0,12 0,10
8 ‐0,21 0,07 0,13 0,10
9 ‐0,19 0,08 0,14 0,10
10 ‐0,18 0,06 0,14 0,04
11 ‐0,24 0,06 0,10 0,05
12 ‐0,25 0,04 0,12 0,05
13 ‐0,23 0,03 0,11 0,06
14 ‐0,20 0,04 0,11 0,09
15 ‐0,19 0,04 0,08 0,07
16 ‐0,18 0,02 0,04 0,06
17 ‐0,16 0,02 0,03 0,06
18 ‐0,13 0,05 0,04 0,07
19 ‐0,17 0,02 0,04 0,10
20 ‐0,18 ‐0,01 0,03 0,05
21 ‐0,17 0,06 0,05 0,06
22 ‐0,14 0,09 0,03 0,06
23 ‐0,14 0,09 0,03 0,04
24 ‐0,17 0,04 0,04 0,09
25 ‐0,20 0,06 0,01 0,04
26 ‐0,19 0,04 0,00 0,04
27 ‐0,21 0,03 0,03 0,03
28 ‐0,18 0,04 0,03 0,07
29 ‐0,17 0,10 0,02 0,06
30 ‐0,14 0,09 0,01 0,05
31 ‐0,17 0,04 0,01 0,06
32 ‐0,15 0,06 0,02 0,06
33 ‐0,14 0,09 0,04 0,09
34 ‐0,16 0,05 0,08 0,09
35 ‐0,16 0,07 0,10 0,07
36 ‐0,17 0,04 0,08 0,09
37 ‐0,19 0,05 0,06 0,03
38 ‐0,22 0,04 0,08 0,07
39 ‐0,23 0,03 0,08 0,09
40 ‐0,17 0,09 0,05 0,10
41 ‐0,17 0,09 0,01 0,06
42 ‐0,16 0,08 0,05 0,08
43 ‐0,16 0,08 0,03 0,08
44 ‐0,12 0,07 0,04 0,11
45 ‐0,14 0,08 0,01 0,09
46 ‐0,14 0,10 0,01 0,08
47 ‐0,11 0,09 0,05 0,09
48 ‐0,10 0,07 0,07 0,14
Fuente elaboración propia

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 74 de 83
Desembocadura Río Baker
En la Tabla 5.19, se aprecia el efecto del viento sobre las corrientes. El máximo
coeficiente de correlación fue de 0,20 (máximo igual a 1), en el par “componente U
de la corriente 2 metros bajo superficie v/s componente U del viento”. Por su parte,
el efecto de la marea sobre las corrientes (Tabla 5.19) se apreció superior
respecto del forzante viento. Los valores máximos alcanzados fluctuaron en torno
a 0,28 (máximo igual a 1). Este resultado evidencia mayor influencia mareal sobre
las corrientes en la desembocadura del Río Baker.
Tabla 5.19: Correlación cruzada, vientos. Mareas y corrientes - Desembocadura río
Baker.
Desfase
compo U Corriente compo U Corriente compo V Corriente compo V Corriente compo U Corriente compo V Corriente compo U Corriente compo V Corriente
Horas compo U Viento compo U Viento compo V Viento compo V Viento Marea Marea Marea Marea
2m bajo Superficie 12 m bajo Supeficie 2m bajo Superficie 12 m bajo Supeficie 2m bajo Superficie 2m bajo Superficie 12m bajo Superficie12m bajo Superficie
0 ‐0,20 ‐0,01 ‐0,03 ‐0,04 ‐0,20 0,25 ‐0,06 0,01
1 ‐0,13 ‐0,03 ‐0,01 0,00 ‐0,22 0,28 ‐0,03 0,00
2 ‐0,10 ‐0,03 0,01 0,00 ‐0,18 0,24 0,02 ‐0,01
3 ‐0,06 ‐0,01 0,03 0,01 ‐0,09 0,15 0,06 ‐0,03
4 ‐0,02 ‐0,05 0,10 0,00 0,03 0,01 0,09 ‐0,03
5 ‐0,01 ‐0,05 0,05 0,01 0,14 ‐0,12 0,10 ‐0,03
6 ‐0,02 ‐0,01 0,01 ‐0,01 0,22 ‐0,22 0,08 ‐0,02
7 ‐0,03 0,00 0,02 ‐0,01 0,26 ‐0,26 0,04 0,01
8 ‐0,02 0,04 ‐0,10 ‐0,02 0,24 ‐0,23 0,00 0,02
9 0,00 0,02 ‐0,05 ‐0,01 0,17 ‐0,14 ‐0,04 0,02
10 ‐0,03 0,01 ‐0,03 ‐0,01 0,06 ‐0,01 ‐0,07 0,02
11 ‐0,02 0,03 0,00 0,03 ‐0,06 0,12 ‐0,08 0,03
12 0,01 ‐0,01 ‐0,04 ‐0,01 ‐0,16 0,22 ‐0,07 0,02
13 0,02 ‐0,02 0,02 0,02 ‐0,21 0,27 ‐0,05 0,01
14 0,05 ‐0,07 0,03 0,05 ‐0,21 0,26 ‐0,01 ‐0,01
15 0,08 ‐0,07 0,05 0,04 ‐0,15 0,17 0,03 ‐0,03
16 0,09 ‐0,06 0,05 0,06 ‐0,06 0,05 0,06 ‐0,04
17 0,07 ‐0,06 0,02 0,03 0,04 ‐0,08 0,07 ‐0,04
18 0,10 ‐0,05 0,00 0,01 0,12 ‐0,19 0,06 ‐0,03
19 0,07 ‐0,03 0,02 0,01 0,17 ‐0,25 0,04 ‐0,02
20 0,02 0,00 ‐0,04 ‐0,01 0,17 ‐0,25 0,01 ‐0,01
21 0,00 ‐0,01 ‐0,04 ‐0,01 0,12 ‐0,18 ‐0,02 0,00
22 0,00 0,01 ‐0,04 0,04 0,02 ‐0,08 ‐0,05 0,01
23 0,01 0,02 ‐0,03 ‐0,02 ‐0,08 0,05 ‐0,06 0,03
24 0,02 ‐0,01 ‐0,02 0,04 ‐0,17 0,16 ‐0,06 0,02
25 0,04 ‐0,02 ‐0,02 ‐0,05 ‐0,22 0,23 ‐0,04 0,02
26 0,04 0,01 ‐0,01 ‐0,11 ‐0,21 0,24 0,00 0,01
27 0,02 ‐0,01 ‐0,01 ‐0,02 ‐0,14 0,19 0,03 0,00
28 0,02 ‐0,03 0,03 0,02 ‐0,04 0,08 0,05 ‐0,01
29 ‐0,01 ‐0,01 0,02 ‐0,04 0,07 ‐0,03 0,07 ‐0,01
30 0,00 0,00 0,04 ‐0,07 0,17 ‐0,13 0,07 ‐0,01
31 0,00 ‐0,04 0,01 ‐0,05 0,23 ‐0,21 0,05 0,00
32 ‐0,01 ‐0,02 0,01 0,04 0,24 ‐0,22 0,02 0,01
33 ‐0,02 0,00 ‐0,02 0,07 0,20 ‐0,18 ‐0,01 0,01
34 0,00 0,00 ‐0,04 0,00 0,12 ‐0,09 ‐0,05 0,02
35 0,05 0,01 ‐0,05 ‐0,02 0,01 0,03 ‐0,06 0,02
36 0,07 0,04 ‐0,08 0,04 ‐0,09 0,14 ‐0,07 0,02
37 0,04 0,08 ‐0,05 0,05 ‐0,16 0,22 ‐0,06 0,02
38 0,02 0,02 ‐0,02 0,04 ‐0,19 0,25 ‐0,04 0,01
39 0,04 0,02 ‐0,01 0,01 ‐0,17 0,21 0,00 ‐0,01
40 0,06 0,01 ‐0,03 0,06 ‐0,10 0,13 0,02 ‐0,02
41 0,05 0,02 0,02 0,03 ‐0,02 0,02 0,04 ‐0,02
42 0,04 0,01 0,00 0,01 0,07 ‐0,09 0,06 ‐0,02
43 0,01 0,00 0,03 ‐0,03 0,13 ‐0,17 0,06 ‐0,01
44 0,02 ‐0,03 0,00 ‐0,01 0,15 ‐0,21 0,04 ‐0,01
45 0,01 ‐0,05 0,01 0,00 0,12 ‐0,20 0,01 ‐0,01
46 0,03 ‐0,02 0,07 0,04 0,06 ‐0,14 ‐0,01 0,01
47 0,06 0,00 ‐0,02 0,02 ‐0,03 ‐0,04 ‐0,03 0,02
48 0,07 ‐0,02 ‐0,01 0,05 ‐0,11 0,07 ‐0,04 0,03
Fuente elaboración propia
Río Pascua
En la Tabla 5.20, se aprecia el efecto del viento sobre las corrientes. El máximo
coeficiente de correlación fue de 0,45 (máximo igual a 1), en el par “componente V
de la corriente v/s componente V del viento”. Por su parte, el efecto de la marea
sobre las corrientes (Tabla 5.20) se apreció muy superior respecto del forzante
viento. Los valores máximos alcanzados fluctuaron en torno a 0,64 (máximo igual
a 1). Este resultado evidencia un claro efecto de la marea sobre las corrientes.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 75 de 83
Tabla 5.20. Correlación cruzada, vientos. Nivel de agua y corrientes - Río Pascua.
Desfase compo U Corriente compo V Corriente compo U Corriente compo V Corriente
Horas compo U Viento compo V Viento Nivel de Agua Nivel de Agua
0 0,07 ‐0,45 ‐0,64 ‐0,37
1 0,13 ‐0,45 ‐0,60 ‐0,37
2 0,15 ‐0,44 ‐0,54 ‐0,35
3 0,16 ‐0,41 ‐0,46 ‐0,33
4 0,19 ‐0,39 ‐0,38 ‐0,32
5 0,21 ‐0,38 ‐0,33 ‐0,31
6 0,22 ‐0,36 ‐0,30 ‐0,30
7 0,23 ‐0,36 ‐0,30 ‐0,30
8 0,24 ‐0,33 ‐0,34 ‐0,30
9 0,24 ‐0,32 ‐0,40 ‐0,30
10 0,24 ‐0,28 ‐0,46 ‐0,29
11 0,24 ‐0,27 ‐0,50 ‐0,29
12 0,22 ‐0,26 ‐0,50 ‐0,27
13 0,21 ‐0,23 ‐0,46 ‐0,26
14 0,22 ‐0,21 ‐0,40 ‐0,24
15 0,19 ‐0,20 ‐0,32 ‐0,23
16 0,20 ‐0,16 ‐0,24 ‐0,21
17 0,17 ‐0,15 ‐0,18 ‐0,21
18 0,18 ‐0,17 ‐0,15 ‐0,22
19 0,17 ‐0,15 ‐0,15 ‐0,23
20 0,16 ‐0,15 ‐0,18 ‐0,25
21 0,16 ‐0,12 ‐0,25 ‐0,26
22 0,13 ‐0,12 ‐0,31 ‐0,27
23 0,11 ‐0,13 ‐0,37 ‐0,28
24 0,11 ‐0,10 ‐0,39 ‐0,27
25 0,11 ‐0,08 ‐0,37 ‐0,26
26 0,11 ‐0,10 ‐0,32 ‐0,24
27 0,11 ‐0,08 ‐0,25 ‐0,22
28 0,10 ‐0,07 ‐0,17 ‐0,20
29 0,11 ‐0,06 ‐0,11 ‐0,19
30 0,10 ‐0,08 ‐0,07 ‐0,18
31 0,08 ‐0,07 ‐0,06 ‐0,17
32 0,11 ‐0,06 ‐0,08 ‐0,17
33 0,09 ‐0,09 ‐0,14 ‐0,16
34 0,07 ‐0,11 ‐0,20 ‐0,15
35 0,05 ‐0,07 ‐0,26 ‐0,15
36 0,01 ‐0,13 ‐0,29 ‐0,15
37 ‐0,02 ‐0,12 ‐0,29 ‐0,14
38 ‐0,03 ‐0,12 ‐0,24 ‐0,14
39 ‐0,06 ‐0,11 ‐0,18 ‐0,14
40 ‐0,05 ‐0,11 ‐0,10 ‐0,15
41 ‐0,06 ‐0,09 ‐0,03 ‐0,16
42 ‐0,09 ‐0,10 0,03 ‐0,18
43 ‐0,09 ‐0,10 0,05 ‐0,20
44 ‐0,08 ‐0,07 0,04 ‐0,22
45 ‐0,08 ‐0,09 ‐0,01 ‐0,24
46 ‐0,08 ‐0,07 ‐0,07 ‐0,26
47
48
‐0,09
‐0,09
‐0,04
‐0,06
‐0,13
‐0,18
‐0,27
‐0,28
Fuente elaboración propia

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 76 de 83
Desembocadura Río Pascua
En la Tabla 5.21, se aprecia el efecto del viento sobre las corrientes. El máximo
coeficiente de correlación fue de 0,34 (máximo igual a 1), en el par “componente U
de la corriente 5 metros bajo superficie v/s componente U del viento”. Por su parte,
el efecto de la marea sobre las corrientes (Tabla 5.21) se apreció inferior respecto
del forzante viento. Los valores máximos alcanzados fluctuaron en torno a 0,26
(máximo igual a 1). Este resultado evidencia mayor influencia del viento sobre las
corrientes en la desembocadura del Río Pascua.
Tabla 5.21: Correlación cruzada, vientos. Marea y corrientes - Desembocadura Río
Pascua.
Desfase compo U Corriente compo U Corriente compo V Corriente compo V Corriente compo U Corriente compo V Corriente compo U Corriente compo V Corriente
Horas compo U Viento compo U Viento compo V Viento compo V Viento Marea Marea Marea Marea
2m bajo Superficie 5 m bajo Supeficie 2m bajo Superficie 5 m bajo Supeficie 2m bajo Superficie 2m bajo Superficie 5m bajo Superficie 5m bajo Superficie
0 ‐0,13 ‐0,34 ‐0,04 0,06 0,01 0,12 ‐0,02 0,11
1 ‐0,15 ‐0,32 ‐0,05 0,07 ‐0,05 ‐0,01 ‐0,06 0,05
2 ‐0,11 ‐0,28 ‐0,08 0,05 ‐0,08 ‐0,14 ‐0,07 ‐0,02
3 ‐0,11 ‐0,27 ‐0,11 ‐0,01 ‐0,10 ‐0,23 ‐0,05 ‐0,08
4 ‐0,14 ‐0,25 ‐0,09 ‐0,03 ‐0,08 ‐0,25 ‐0,01 ‐0,12
5 ‐0,10 ‐0,23 ‐0,03 ‐0,01 ‐0,05 ‐0,22 0,04 ‐0,13
6 ‐0,05 ‐0,18 ‐0,06 ‐0,05 ‐0,01 ‐0,13 0,09 ‐0,12
7 ‐0,05 ‐0,17 ‐0,08 0,00 0,04 ‐0,02 0,13 ‐0,07
8 ‐0,04 ‐0,14 ‐0,09 ‐0,04 0,08 0,10 0,14 ‐0,02
9 ‐0,01 ‐0,09 ‐0,07 0,00 0,10 0,18 0,12 0,03
10 ‐0,01 ‐0,06 ‐0,06 ‐0,01 0,09 0,21 0,08 0,07
11 0,00 ‐0,08 ‐0,05 ‐0,01 0,06 0,19 0,03 0,08
12 ‐0,01 ‐0,07 ‐0,06 ‐0,03 0,02 0,10 ‐0,03 0,05
13 ‐0,01 ‐0,06 ‐0,04 ‐0,04 ‐0,03 ‐0,02 ‐0,07 ‐0,01
14 ‐0,02 ‐0,07 ‐0,05 ‐0,04 ‐0,07 ‐0,14 ‐0,09 ‐0,06
15 ‐0,02 ‐0,08 ‐0,03 0,00 ‐0,09 ‐0,23 ‐0,08 ‐0,11
16 ‐0,04 ‐0,10 ‐0,06 ‐0,04 ‐0,08 ‐0,26 ‐0,05 ‐0,14
17 ‐0,07 ‐0,12 ‐0,02 ‐0,07 ‐0,06 ‐0,24 0,00 ‐0,14
18 ‐0,03 ‐0,11 ‐0,04 ‐0,05 ‐0,02 ‐0,17 0,06 ‐0,11
19 ‐0,05 ‐0,12 ‐0,01 0,00 0,03 ‐0,05 0,10 ‐0,06
20 ‐0,04 ‐0,10 ‐0,05 ‐0,02 0,07 0,08 0,13 0,00
21 ‐0,06 ‐0,11 ‐0,01 0,01 0,09 0,18 0,12 0,07
22 ‐0,05 ‐0,09 0,00 0,06 0,09 0,24 0,10 0,11
23 ‐0,05 ‐0,11 0,02 0,03 0,07 0,24 0,05 0,13
24 ‐0,03 ‐0,09 0,01 0,06 0,03 0,17 0,00 0,11
25 ‐0,03 ‐0,09 ‐0,02 0,01 ‐0,03 0,07 ‐0,04 0,07
26 ‐0,02 ‐0,07 ‐0,04 0,04 ‐0,08 ‐0,05 ‐0,08 0,01
27 0,00 ‐0,06 ‐0,02 ‐0,02 ‐0,11 ‐0,15 ‐0,08 ‐0,05
28 0,03 ‐0,03 ‐0,04 ‐0,01 ‐0,11 ‐0,22 ‐0,07 ‐0,10
29 0,02 ‐0,02 ‐0,04 0,02 ‐0,10 ‐0,23 ‐0,03 ‐0,13
30 0,01 ‐0,03 ‐0,04 ‐0,01 ‐0,06 ‐0,18 0,02 ‐0,13
31 0,02 ‐0,01 ‐0,03 0,02 ‐0,01 ‐0,08 0,07 ‐0,10
32 0,03 0,01 ‐0,03 ‐0,02 0,03 0,03 0,10 ‐0,04
33 0,03 ‐0,03 ‐0,02 0,02 0,07 0,13 0,10 0,01
34 0,01 ‐0,03 ‐0,04 ‐0,03 0,09 0,19 0,09 0,05
35 0,02 ‐0,01 ‐0,03 ‐0,03 0,09 0,20 0,06 0,07
36 ‐0,01 ‐0,04 ‐0,02 0,03 0,05 0,16 0,01 0,07
37 0,02 ‐0,03 0,03 0,02 0,01 0,07 ‐0,04 0,05
38 0,01 ‐0,05 0,03 0,04 ‐0,04 ‐0,04 ‐0,07 0,00
39 ‐0,02 ‐0,06 0,01 0,04 ‐0,07 ‐0,14 ‐0,09 ‐0,04
40 ‐0,04 ‐0,09 ‐0,02 0,05 ‐0,09 ‐0,21 ‐0,07 ‐0,08
41 ‐0,04 ‐0,09 ‐0,04 0,04 ‐0,08 ‐0,23 ‐0,03 ‐0,11
42 ‐0,04 ‐0,10 ‐0,01 0,05 ‐0,05 ‐0,20 0,02 ‐0,10
43 ‐0,04 ‐0,05 ‐0,04 0,03 ‐0,01 ‐0,12 0,07 ‐0,08
44 ‐0,03 ‐0,05 ‐0,02 0,03 0,03 ‐0,01 0,11 ‐0,03
45 ‐0,02 ‐0,03 ‐0,02 0,01 0,08 0,09 0,13 0,03
46 0,00 0,00 ‐0,01 0,03 0,10 0,17 0,13 0,07
47 0,00 0,00 0,00 0,00 0,09 0,21 0,10 0,10
48 0,01 ‐0,01 ‐0,02 0,04 0,06 0,20 0,05 0,11
Fuente elaboración propia

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 77 de 83
5.4.4 Mediciones Complementarias de Corrientes
Una vez recuperados los instrumentos del sector río Pascua (ADCP y estación de
vientos), se efectuó mediciones de corrientes (magnitud y dirección) en los
sectores de Canal Baker y Desembocadura Río Baker, mediante el empleo de un
ADCP de 300 kHz, el que permitió medir la corriente hasta una profundidad
aproximada de 100 – 120 metros.
Desembocadura Río Baker
Estas mediciones se efectuaron el día 03 de mayo de 2009, entre las 13:30 horas
(hora local, Z + 4) y las 17:32 horas (hora local, Z + 4). El intervalo de medición fue
2 minutos y el ancho de cada celda fue de 2 metros. Se resolvió un total de 55
capas. Estas mediciones cubrieron las fases de marea vaciante y llenante.
Coordenadas: E 603.105 N 4.705.713
Canal Baker
Estas mediciones se efectuaron el día 04 de mayo de 2009, entre las 11:30 horas
(hora local, Z + 4) y las 13:00 horas (hora local, Z + 4). El intervalo de medición fue
2 minutos y el ancho de cada celda fue de 2 metros. Se resolvió un total de 52
capas. Estas mediciones cubrieron la fase de marea vaciante.
Coordenadas: E 581.289 N 4.685.749
La información colectada se presenta en el Anexo 1M, Apéndice 1 – Parte 3
“Mediciones de oceanografía” de la Adenda.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 78 de 83
5.4.5 Estudios oceanografía química
La distribución vertical de la temperatura, salinidad, oxígeno disuelto y clorofila a
se presentan en las Figuras 5.47 a-b-c-d.
Temperatura
La estructura térmica de la columna de agua evidenció un patrón similar en todas
las estaciones analizadas, con valores que oscilaron entre 6°C y 8°C en los
primeros 8 m de profundidad, nivel en el cual se registra un paulatino aumento de
la temperatura alcanzando valores preferentemente en torno a 11,5°C – 12,5°C a
partir de los 20 m de profundidad, aproximadamente (Figura 5.47 a). Luego de
estas fluctuaciones, la estructura térmica de la columna de agua registra un
descenso de las temperaturas hasta valores levemente superiores a 10°C a 60
metros de profundidad.
Perfiles de temperatura
Profundidad (m)
0
-10
-20
-30
-40
-50
-60
5 7 9 11 13
Temperatura (ºc)
Figura 5.47 a. Perfiles de temperatura, mayo 2009.
E1
E2
E3
E4
E5
E6
E7
E8
E9
E10
E11
E12
E13
E14
E15
E16
E17
E18
E19

Salinidad
Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 79 de 83
Las estaciones muestran un comportamiento salino con concentraciones mínimas
en los primeros 8 m de profundidad, con valores que varían entre 0,08 psu y 3,85
psu, seguido por una notable haloclina en la zona de mezcla de aguas de río con
agua de origen marino, entre 8 y 10 m de profundidad, con un gradiente en
aumento hasta alcanzar un máximo de 28 psu aproximadamente. A partir de este
estrato de profundidad, todas las estaciones monitoreadas confluyen en torno a 31
psu a 20 m de profundidad, para luego aumentar levemente su concentración
hasta la profundidad máxima de muestreo (60 metros), alcanzando valores
aproximados de 32,5 psu (Figura 5.47 b).
Perfiles de salinidad
Profundidad (m)
0
-10
-20
-30
-40
-50
-60
0 10 20 30
Salinidad (psu)
Figura 5.47 b: Perfiles de salinidad, mayo 2009.
E1
E2
E3
E4
E5
E6
E7
E8
E9
E10
E11
E12
E13
E14
E15
E16
E17
E18
E19

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 80 de 83
Oxígeno Disuelto (OD)
De acuerdo a la Figura 5.47 c, el OD en la columna de agua muestra una capa en
torno a los 8 m de profundidad con una alta concentración de oxígeno (en torno a
11,1 ppm y 13,3 ppm aproximadamente), en todas las estaciones analizadas. A
partir de este estrato de profundidad, las concentraciones de OD disminuyen
bruscamente hasta rangos que van entre 8,1 ppm y 9,4 ppm a 10 m de
profundidad, aproximadamente. Luego, el OD registra un leve descenso en su
concentración hasta alcanzar 6,11 ppm aproximadamente en el nivel más
profundo de muestreo (60 metros).
Perfiles de oxígeno disuelto
Profundidad (m)
0
-10
-20
-30
-40
-50
-60
5 7 9 11 13 15
Oxígeno disuelto (ppm)
Figura 5.47 c: Perfiles de oxígeno disuelto, mayo 2009.
E1
E2
E3
E4
E5
E6
E7
E8
E9
E10
E11
E12
E13
E14
E15
E16
E17
E18
E19

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 81 de 83
Clorofila a
La distribución de “clorofila a” registró concentraciones variables entre superficie y
aproximadamente 8 metros de profundidad. A partir de este nivel y hasta 10
metros de profundidad, en la capa de mezcla de aguas continentales y de origen
netamente marino, las concentraciones de “clorofila a” registran un gradiente en
disminución hasta valores cercanos cero (Figura 5.47 d). La concentración
máxima de clorofila a se registró en la estación E2 con 1,98 ppb a 0,68 metros de
profundidad.
Perfiles de clorofila a
Profundidad (m)
0
-10
-20
-30
-40
-50
-60
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0
Clorofila a (ppb)
E1
E2
E3
E4
E5
E6
E7
E8
E9
E10
E11
E12
E13
E14
E15
E16
E17
E18
E19
Figura 5.47 d: Perfiles de clorofila a, mayo 2009.
En términos de calidad del agua, los resultados de sólidos suspendidos totales,
Sílice y Turbidez, se entregan en la Tabla 5.22 y Figuras 5.48, 5.49 y 5.50.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 82 de 83
Tabla 5.22: Calidad del agua en el área de estudio.
Sólidos
Estación
suspendidos Sílice total Turbiedad
totales
(mg/l) (NTU)
(mg/l)
E-14 17,8 12,5 3,65
E-15 16,6 11,8 3,03
E-17 13,8 10,4 1,83
E-18 105 30,4 15,0
E-19 42,1 20,5 17,4
E-20 119 32,3 17,2
Fuente: elaboración propia.
Conforme a la información provista en la Tabla 5.22, los sólidos suspendidos
totales presentaron concentraciones fluctuando entre 13,8 ppm y 119 ppm en las
estaciones E-17 y E-20 (Figura 5.48), con las mayores concentraciones en
aquellas estaciones localizadas próximas al sector de la desembocadura del río
Baker. El sílice y la turbidez mostraron el mismo patrón de variación que los SST,
así, el sílice fluctuó entre 10,4 ppm y 32,3 ppm (Figura 5.49), en las estaciones E-
17 y E-20 respectivamente, y la turbidez varió entre 1,83 NTU y 17,4 NTU en E-17
y E-19 respectivamente (Figura 5.50), y con mayores concentraciones en las
estaciones aledañas a la desembocadura del río Baker, y menores en el sector del
Canal Baker.
Sólidos suspendidos
Concentración (mg/l)
140
120
100
80
60
40
20
0
E-14 E-15 E-17 E-18 E-19 E-20
Estaciones
Figura 5.48: Concentración de sólidos suspendidos totales.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 5, Página 83 de 83
Sílice
Concentración (mg/l)
35
30
25
20
15
10
5
0
E-14 E-15 E-17 E-18 E-19 E-20
Estaciones
Figura 5.49: Concentración de sílice.
Turbiedad
Concentración (NTU)
20
15
10
5
0
E-14 E-15 E-17 E-18 E-19 E-20
Estaciones
Figura 5.50: Valores de turbidez.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 1 de 177
CAPÍTULO 6
MODELACION NUMERICA: RIOS – EMBALSES – ESTUARIO
6.1 Elección de Modelos Numéricos
Los modelos numéricos asociados a describir la calidad de distintos sistemas
acuáticos envuelven 3 componentes principales: 1) balance de masa o ecuación
de continuidad que describe la cantidad de agua presente para un tiempo
determinado, 2) una serie de ecuaciones de balance de masa o adveccióndispersión
que describen cuanto de un cierto constituyente o contaminante existe
y como éste se transporta y se transforma, y 3) ecuaciones de momentum ó
advección-difusión, en una, dos o tres dimensiones, orientadas a resolver la
hidrodinámica del sistema (corrientes, mezcla, etc.) (Martin and McCutcheon,
1999).
Dependiendo de la geometría y principalmente de las características de mezcla
del sistema acuático a modelar, distintas simplificaciones y supuestos permiten
reducir los grados de libertad del sistema, simplificando así los modelos y
reduciendo notablemente la cantidad de datos de entrada y tiempo de cálculo. Si
bien es cierto, siempre un modelo en tres dimensiones aportará más información
del problema, sus restricciones numéricas y grandes tiempos de cálculos harán
que no siempre su uso sea la mejor solución.
En el caso de ríos, compuestos por sistemas muy alargados y de altura y ancho
reducido, es esperable que debido a los altos niveles de turbulencia asociados a
éstos, los distintos constituyentes se encuentren bien mezclados tanto en la
dirección vertical como transversal al flujo, registrándose los mayores gradientes
en la dirección del flujo. Por esto, modelos numéricos unidimensionales
promediados en la vertical y transversal resultan suficientes para estudiar la
hidrodinámica y calidad de la mayoría de los ríos. Producto de los grandes
caudales y altas velocidades registradas en los ríos del área de estudio, este tipo
de modelos resultan adecuados para su estudio. En función de lo anterior, el
estudio de calidad de aguas de los ríos Baker y Pascua se realizó utilizando el
modelo unidimensional HEC-RAS, el cual permite calcular el eje hidráulico del
sistema y la variación temporal de la calidad de sus aguas en la dirección del flujo.
En el caso de lagos o embalses, la poca velocidad de las aguas dentro del
sistema, disminuyen los niveles de turbulencia reduciendo también la capacidad
de mezcla. Este fenómeno, sumado a otras forzantes como el viento y radiación
solar, promueven la estratificación térmica en la dirección vertical de estos cuerpos

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 2 de 177
de agua. En el caso de no existir gradientes transversales importantes dentro del
sistema, ni fuerzas orientadas a destruir la estructura unidimensional, asociada a
una estratificación térmica estable, modelos numéricos unidimensionales
promediados en la horizontal (ej. DYRESM) han demostrado ser capaces de
representar de buena forma sus características hidrodinámicas y, por lo tanto,
resultan en una buena base para la predicción de la calidad de sus aguas.
La geometría alargada y fuertes caudales y vientos asociados a los embalses
proyectados, hacen que modelos unidimensionales promediados en la vertical no
constituyan una buena herramienta para la modelación hidrodinámica y de calidad
de aguas de estos sistemas. Según el análisis de números adimensionales
presentados, los embalses presentan gradientes horizontales importantes
inducidos por la acción del viento y dinámica de los flujos de entrada orientados a
romper la unidimensionalidad vertical del sistema. Además, estos procesos
contribuyen en gran medida a la mezcla de los sistemas, procesos que no son
bien representados por los modelos unidimensionales promediados en la
horizontal. Sin embargo, y debido a lo estrecho de los embalses en comparación
con su largo, gradientes transversales pueden ser despreciados en el análisis.
Esto sugiere la utilización de modelos bidimensionales promediados
transversalmente, pudiendo simular de esta manera la distribución longitudinal y
vertical de las distintas variables de estado, tanto asociadas a la hidrodinámica
como a la calidad de aguas. Para la modelación de los embalases proyectados
sobre los ríos Baker y Pascua se escogió el modelo bidimensional promediado
transversalmente CE-QUAL-W2, el cual cumple con las características de
modelación requeridas.
Para los estuarios, se requiere efectuar una modelación de la estructura de
salinidad tanto en el sentido longitudinal y vertical. Con esto se deben capturar los
gradientes que se producen en el tramo río-estuario-fiordo, como también la
estratificación salina que tiene el fiordo en la componente vertical. Se utilizó el
modelo CE-QUAL-W2, ya que cumple con las condiciones técnicas para efectuar
la simulación con una resolución temporal intradiaria, condición indispensable para
evaluar los efectos de la operación de las centrales.
6.2 Descripción de Modelos Numéricos
6.2.1 HEC-RAS 4.0
HEC-RAS (Hydrologic Engineering Center- River Analysis System) es un software
de dominio público desarrollado del Centro de Ingeniería Hidrológica (Hydrologic
Engineering Center) del Cuerpo de Ingenieros del Ejército de los EE.UU. (US
Army Corps of Engineers).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 3 de 177
El programa fue diseñado de manera que por medio de la elaboración de modelos,
se pueda realizar cálculos hidráulicos en una dimensión régimen permanente y
transiente para una red completa de cauces abiertos, canales, ríos ya sean
naturales o artificiales. La versión 4.0 incorpora una serie de nuevas
funcionalidades dentro de las cuales se encuentra el modulo de calidad de aguas.
6.2.1.1 Modulo hidrodinámica
HEC-RAS utiliza un enfoque unidimensional derivado de la ecuación de energía
de fluidos desarrollada por Bernoulli, para calcular la altura de escurrimiento en
flujos gradualmente variados. Se realiza un cálculo iterativo, comenzando por un
punto de características conocidas y se avanza en función de la estimación de la
pérdida de energía.
En la Figura 6.1 se muestra un esquema de régimen hidráulico mixto, donde el
flujo de entrada es supercrítico (torrente), y por medio de un resalto hidráulico
pasa a régimen subcrítico. La situación descrita en este ejemplo es algo
característico en los ríos de Chile que se encuentran en zonas que intercalan
pendiente media/suave con una pendiente fuerte, o con batimetrías que
condicionan un régimen supercrítico (angostamientos o gradas naturales). En
particular, el régimen mixto se considera el método más adecuado para resolver el
eje hidráulico en los ríos del presente estudio.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 4 de 177
Figura 6.1: A) Esquema de régimen mixto de escurrimientos supercrítico y subcrítico. B)
Gráfico de energía del escurrimiento resuelto en HEC-RAS; línea roja muestra la energía
crítica y línea verde la energía total. C) Gráfico HEC-RAS de velocidad media de
escurrimiento.
6.2.1.2 Modulo calidad de aguas
El modulo de calidad de aguas permite realizar un análisis de calidad de aguas
fluviales utilizando el esquema numérico QUICKEST-ULTIMATE (Leonard, 1979,
Leonard, 1991) para resolver una ecuación unidimensional de adveccióndispersión.
El modelo organiza los elementos de simulación en tres grandes grupos:
a. Temperatura
La simulación de la temperatura está basada en un modelo que supone que las
pérdidas de calor (o eventualmente el aumento de la temperatura del agua cuando
es menor que la temperatura ambiente) de acuerdo a la siguiente relación:
q net = q sw + q atm – q b +q h –q l

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 5 de 177
Donde:
q net
q sw
q atm
q b
q h
q l
= Flujo neto de calor (W/m2)
= Radiación Solar (W/m2)
= Radiación Atmosférica (W/m2)
= Radiación de onda larga (W/m2)
= Calor sensible (W/m2)
= Calor latente (W/m2)
Para el cálculo de la temperatura en el agua es necesario incorporar al menos una
estación meteorológica que incluya información de:
• Presión Atmosférica
• Temperatura del Aire
• Humedad
• Velocidad del viento
• Radiación solar
b. Algas – Nutrientes
Las variables de estado para el modelo de Algas -Nutrientes son:
NO2-N = Nitrógeno de Nitrito (mg/l)
NO3-N = Nitrógeno de Nitrato (mg/l)
OrgN = Nitrógeno Orgánico (mg/l)
NH4-N = Nitrógeno de Amonio (mg/l)
OrgP = Fósforo Orgánico (mg/l)
PO4 = Ortofosfato (mg/l)
A
= Algas (mg/l)
CBOB = Demanda Bioquímica de Oxigeno Carbonacea (mg/l)
DOX = Oxígeno disuelto (mg/l)
El modelo de nutrientes incluye una serie de constantes (tasas) para reacciones
físicas y químicas entre algas, nitrógeno, fósforo, oxígeno disuelto y DBO
Carbonacea. Esas constantes controlan las tasas del término fuente/sumidero de
la ecuación de advección-dispersión incorporada en el modulo de calidad de
aguas. En la Figura 6.2 se muestra el modelo de funcionamiento de los nutrientes
incorporados en el modulo de calidad de aguas de HEC-RAS.
Algunas de las reacciones mencionadas anteriormente son dependientes de la
temperatura. Las constantes de reacción son especificadas a una temperatura de

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 6 de 177
referencia de 20°C y son corregidas a la temperatura local del agua de acuerdo a
la ley de Arrenius (EPA 1985).
Figura 6.2: Esquema de funcionamiento de Nutrientes HEC-RAS 4.0.
c. Elementos Arbitrarios
En los casos en los cuales no se encuentre incorporado algún parámetro de
calidad de aguas interesante de modelar (por ejemplo Salinidad, Sólidos
Suspendidos Totales), HEC-RAS 4.0, permite incorporarlos como elementos
conservativos o no conservativos de primer orden.
Los datos de entrada necesarios para la modelación de calidad de aguas se
pueden clasificar en parámetros de calidad de aguas (Temperatura, Nutrientes,
etc.) del río principal y sus afluentes, parámetros hidráulicos (coeficientes de
dispersión), condiciones meteorológicas (Temperatura del aire, magnitud del
viento, Radiación solar, etc.), y parámetros cinéticos (factores cinéticos como por
ejemplo tasa de respiración de las algas).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 7 de 177
6.2.2 CE-QUAL W2
El modelo CE-QUAL-W2 (Cole y Wells, 2008) es un modelo hidrodinámico, de
transporte y calidad de agua, bidimensional (longitudinal y vertical) para ríos,
estuarios, lagos y embalses. El modelo de calidad de agua modela procesos de
eutrofización basados en las relaciones de temperatura, nutrientes, algas, oxígeno
disuelto, materia orgánica y sedimentos.
Dentro de las capacidades del modelo CE-QUAL-W2 se puede modelar la
hidrodinámica y calidad de agua en cuerpos estratificados y no-estratificados,
considerando nutrientes y múltiples grupos de algas planctónicas, epifiton/perifiton,
zooplancton, algas macrófitas y DBO Carbonacea, entre otros.
El modelo permite simular operaciones de embalses, tales como extracción
selectiva, flujos de entrada intermedios, toma de agua, interacción entre ríoembalse
y considerar complejas geometrías de los sistemas. Una descripción
más detallada se adjunta en el Apéndice I de este estudio.
6.3 Datos de Entrada, Modelación y Validación
6.3.1 Ríos
6.3.1.1 Datos de entrada
La construcción de los modelos se realizó para un horizonte de 5 años. Por lo que
se construyeron las series hidrológicas, de calidad de aguas y meteorológicas
requeridas por el modelo de simulación HEC-RAS.
Los modelos geométricos utilizados para la simulación de la hidrodinámica de los
ríos Baker y Pascua provienen de los modelos hidráulicos construidos por
Ingendesa para el Proyecto Hidroeléctrico Aysén (PHA), que forma parte del
estudio de Impacto Ambiental.
Las series de caudales utilizadas para la modelación para un periodo de cinco
años, se incorporan en el Apéndice B Caudales Medios Diarios en este estudio.
Este Apéndice incluye las series hidrológicas diarias construidas de acuerdo a las
metodologías mencionadas en el capítulo 3 de este estudio.
En términos de los modelos de calidad de aguas, con el fin de evaluar el impacto
sobre la temperatura, sólidos suspendidos y algas, se incorpora la información
meteorológica relativa a parámetros tales como magnitud del viento, humedad

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 8 de 177
relativa, temperatura del aire, etc. Estos antecedentes se incluyen en el Apéndice
A Meteorología de este estudio.
Río Baker
Modulo Hidrodinámica
El modelo geométrico utilizado para la modelación hidrodinámica corresponde al
modelo HEC-RAS preparado por INGENDESA para el PHA, el cual se extiende
por aproximadamente 148,6 Km desde la descarga de la central Hidroeléctrica
Baker 1 hasta la Desembocadura (Figura 6.3).
Se consideró como condición de borde de aguas arriba, los caudales observados
en la estación Baker en Angostura Chacabuco que se muestran en el Apéndice B
Caudales medios diarios en este estudio. La condición de borde de aguas abajo
considerada en este modelo, es de altura normal asociada a una pendiente de
0,0006.
Debido a la importancia de fenómenos de mezcla para algunos de los elementos a
estudiar (por ejemplo, Sólidos Suspendidos), se incorporó al modelo hidrodinámico
de funcionamiento de los ríos, los principales afluentes identificados en la zona de
modelación (Ríos Chacabuco, Cochrane, Del Salto, Colonia, Ñadis, Ventisquero y
del Paso). Los antecedentes de caudales de estos afluentes se encuentran en el
Apéndice B Caudales Medios Diarios en este estudio.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 9 de 177
120
100
80
BAKER_2009 Plan: BAKERLB 02-05-2009
BAKER PRINCIPAL
Legend
EG Max WS
WS Max WS
Crit Max WS
Ground
Elevation (m )
60
40
20
0
-20
0 20000 40000 60000 80000 100000 120000 140000 160000
Main Channel Distance (m)
Figura 6.3: Modelo geométrico HEC-RAS Rio Baker.
Modulo Calidad de Aguas
a. Temperatura
Como se mencionó en el punto 6.2.1.2, el modulo de temperatura de HEC-RAS
4.0 necesita la incorporación de al menos una estación meteorológica que incluya
información de:
• Presión Atmosférica
• Temperatura del Aire
• Humedad
• Velocidad del viento
• Radiación solar

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 10 de 177
La información meteorológica incorporada al modelo se encuentra en el Apéndice
A Meteorología de este estudio.
Además del impacto de la meteorología sobre la temperatura de los ríos, el
modelo de temperatura viene condicionado por los valores de temperatura que se
incorporan como condiciones de borde. En el caso de la línea base se incorporó
como condición de borde los valores de temperatura observados en Baker en
Angostura Chacabuco durante el período 2006 – 2009.
En el caso de los afluentes, las temperaturas incorporadas al modelo provienen de
los antecedentes recopilados en las campañas de verano e invierno realizadas por
el CEA, durante el periodo 2006 – 2009. En la Tabla 6.1 se muestran los valores
de temperatura utilizadas en el Modelo HEC-RAS.
Tabla 6.1: Temperaturas consideradas en Modelo Baker
Estación
Temperatura
°C
Invierno Verano
QBACH 6.6 12.0
QCHAJB 4.0 17.1
QCOAB 5.4 12.5
QDSAJB 3.8 11.1
QBCOL 3.9 12.6
QBCOLAB 6.5 10.3
QÑADIS 3.0 10.1
QBBLÑ 6.0 12.8
QVEN 2.4 10.4
QDPAS 4.4 12.6
En la simulación con operación de Baker 1, se incorpora como condición de borde
de temperatura la salida del Modelo Baker 1. Para simular el impacto de Baker 2
se incorpora como condición de borde en el punto de descarga de Baker 2, los
valores obtenidos del modelo de Embalse Baker 2.
b. Sólidos Suspendidos Totales
En el modelo HEC-RAS los Sólidos Suspendidos se consideran como un elemento
conservativo. No se cuenta con antecedentes de mediciones continuas de Sólidos
Suspendidos por lo que los valores incorporados al modelo, provienen de los
antecedentes recopilados en las campañas de verano e invierno realizadas por el
CEA durante el periodo 2006 – 2009. En la Tabla 6.2 se muestran los valores de
Sólidos Suspendidos utilizados en el Modelo HEC-RAS.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 11 de 177
Tabla 6.2: Sólidos Suspendidos considerados en Modelo Baker
c. Clorofila a y Nutrientes
Estación Sólidos Suspendidos
(mg/l)
Invierno Verano
QBACH 1.7 9.2
QCHAJB 6.7 67.6
QCOAB 8.1 3.5
QDSAJB 2.6 18.5
QBCOL 5.7 49.6
QBCOLAB 66.1 178.2
QÑADIS 2.8 24.7
QBBLÑ 5.0 53.8
QVEN 27.2 80.1
QDPAS 29.8 77.5
Como se mencionó en el punto 6.2.1.2, el modelo de Algas – Nutrientes necesita
la incorporación de las siguientes variables de estado:
NO2-N = Nitrógeno de Nitrito (mg/l)
NO3-N = Nitrógeno de Nitrato (mg/l)
OrgN = Nitrógeno Orgánico (mg/l)
NH4-N = Nitrógeno de Amonio (mg/l)
OrgP = Fósforo Orgánico (mg/l)
PO4 = Ortofosfato (mg/l)
A
= Algas (mg/l)
CBOB = Demanda Bioquímica de Oxigeno Carbonacea (mg/l)
DOX = Oxígeno disuelto (mg/l)
No se cuentan con antecedentes mediciones continuas de los elementos
mencionados anteriormente, por lo que los valores incorporados al modelo,
provienen de los antecedentes recopilados en las campañas de verano e invierno
realizadas por el CEA durante el periodo 2006 – 2009. En la Tabla 6.3 se
muestran los parámetros utilizados en el Modelo HEC-RAS para el modelo Algas –
Nutrientes.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 12 de 177
Tabla 6.3: Parámetros considerados en Modelo Baker Algas - Nutrientes
Parámetro QBACH QCHAJB QCOAB
Invierno Verano Invierno Verano Invierno Verano
DBO mg/l 0.37 0.44 1.82 0.55 1.96 0.48
Norg mg/l 0.009 0.091 0.045 0.050 0.032 0.091
Amonio mg/l 0.003 0.003 0.003 0.0215 0.003 0.003
Nitrito mg/l 0.0007 0.0006 0.0011 0.0005 0.00195 0.00085
Nitrato mg/l 0.04 0.04 0.04 0.12 0.04 0.07
Ortofosfato mg/l 0.003 0.003 0.003 0.003 0.003 0.003
DO* mg/l 12.75 8.95 13.1 11.5 11.8 10.8
COD** mg/l 0.06 0.06 0.06 0.17 0.06 0.06
Clorofila a µg/l 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.1
Parámetro QDSAJB QBCOL QBCOLAB
Invierno Verano Invierno Verano Invierno Verano
DBO mg/l 0.35 1.30 1.90 0.45 0.34 1.13
Norg mg/l 0.039 0.091 0.140 0.091 0.133 0.050
Amonio mg/l 0.003 0.022 0.003 0.14 0.003 0.0115
Nitrito mg/l 0.0009 0.0007 0.0009 0.0020 0.0058 0.0044
Nitrato mg/l 0.04 0.092 0.04 0.2 0.04 0.04
Ortofosfato mg/l 0.003 0.0224 0.003 0.003 0.003 0.0225
DO* mg/l 12.66 10.24 12.5 11.6 12.8 11.8
COD** mg/l 0.06 0.09 0.06 0.11 0.17 0.37
Clorofila a µg/l 0.18 0.26 0.1 0.1 0.1 1.1
Parámetro QÑADIS QVEN QPAS
Invierno Verano Invierno Verano Invierno Verano
DBO mg/l 0.20 0.41 0.33 0.88 0.35 0.68
Norg mg/l 0.009 0.091 0.054 0.091 0.009 0.098
Amonio mg/l 0.003 0.02 0.003 0.0415 0.003 0.0415
Nitrito mg/l 0.0021 0.001 0.0046 0.0027 0.0011 0.0034
Nitrato mg/l 0.04 0.04 0.04 0.04 0.04 0.04
Ortofosfato mg/l 0.003 0.016 0.003 0.008 0.003 0.003
DO* mg/l 12.6 9.4 12.6 15.75 11.2 13.5
COD** mg/l 0.06 0.11 0.11 0.17 0.11 0.17
Clorofila a µg/l 0.1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.2
Nota:
* Oxígeno Disuelto
** Carbón orgánico disuelto

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 13 de 177
Río Pascua
Modulo Hidrodinámica
El modelo geométrico utilizado para la modelación hidrodinámica corresponde al
modelo HEC-RAS preparado por INGENDESA para el PHA, el cual se extiende
por aproximadamente 31 Km desde la descarga de Pascua 2.2 hasta la
Desembocadura (Figura 6.4).
Se consideró como condición de borde de aguas arriba los caudales observados
en la estación Pascua antes junta Quetru, que se muestra en el Apéndice B
Caudales medios diarios de este estudio. La condición de borde de aguas abajo
considerada en este modelo es de altura normal asociada a una pendiente de
0,0004.
Debido a la importancia de fenómenos de mezcla para algunos de los elementos a
estudiar (por ejemplo, Sólidos Suspendidos), se incorporó al modelo hidrodinámico
de funcionamiento de los ríos los principales afluentes identificados en la zona de
modelación (Ríos Quetru, Río Bergues y Río Borquez). Los antecedentes de
caudales de estos afluentes se encuentran en el Apéndice B Caudales Medios
Diarios de este estudio.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 14 de 177
PASCUA Plan: PASCUA 01-05-2009
PASCUA TRAMO A
Legend
Elevation (m)
40
30
20
EG 18APR1997 2400
WS 18APR1997 2400
Crit 18APR1997 2400
Ground
10
0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000
Main Channel Distance (m)
Figura 6.4: Modelo geométrico HEC-RAS Rio Pascua.
Modulo Calidad de Aguas
• Temperatura
La información meteorológica incorporada al modelo se encuentra en el Apéndice
A Meteorología de este estudio.
Además del impacto de la meteorología sobre la temperatura de los ríos, el
modelo de temperatura viene condicionado por los valores de temperatura que se
incorporan como condiciones de borde. En el caso de la línea base se incorporó
como condición de borde los valores de temperatura observados en Pascua antes
Junta Quetru durante el período 2006 – 2009.
En el caso de los afluentes, las temperaturas incorporadas al modelo provienen de
los antecedentes recopilados en las campañas de verano e invierno realizadas por

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 15 de 177
el CEA durante el periodo 2006 – 2009. En la Tabla 6.4 se muestran los valores
de temperatura utilizadas en el Modelo HEC-RAS.
Tabla 6.4: Temperaturas consideradas en Modelo Pascua
Estación Temperatura °C
Invierno Verano
QPAJQ 4.7 9.3
QLQU 5 15.5
QBER 5.2 13.4
QBOR 3.5 7.6
En la simulación con operación de los embalses Pascua 1, Pascua 2.1 y Pascua
2.2, se incorpora como condición de borde de temperatura la salida del Modelo
Pascua 2.2.
• Sólidos Suspendidos Totales
En el modelo HEC-RAS los Sólidos Suspendidos se consideran como un elemento
conservativo. No se cuenta con antecedentes de mediciones continuas de Sólidos
Suspendidos, por lo que los valores incorporados al modelo provienen de los
antecedentes recopilados en las campañas de verano e invierno realizadas por el
CEA durante el periodo 2006 – 2009. En la Tabla 6.5 se muestran los valores de
Sólidos Suspendidos utilizados en el Modelo HEC-RAS.
Tabla 6.5: Sólidos Suspendidos considerados en Modelo Pascua
Estación Sólidos Suspendidos (mg/l)
Invierno Verano
QPAJQ 7.5 13.8
QLQU 1.5 1.1
QBER 2.0 13.9
QBOR 9.3 60.1
En la simulación con operación de los embalses Pascua 1, Pascua 2.1 y Pascua
2.2, se incorpora como condición de borde de temperatura la salida del Modelo
Pascua 2.2.
• Clorofila a y Nutrientes
No se cuenta con antecedentes de mediciones continuas de los elementos
mencionados anteriormente, por lo que los valores incorporados al modelo
provienen de los antecedentes recopilados en las campañas de verano e invierno
realizadas por el CEA durante el periodo 2006 – 2009. En la Tabla 6.6 se

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 16 de 177
muestran los parámetros utilizados en el Modelo HEC-RAS para el modelo Algas –
Nutrientes.
Tabla 6.6: Parámetros considerados en Modelo Pascua Algas - Nutrientes
Parámetro QPAJQ QLQU
Invierno Verano Invierno Verano
DBO mg/l 0.18 1.85 0.36 0.51
Norg mg/l 0.01 0.05 0.16 0.18
Amonio mg/l 0.003 0.027 0.003 0.030
Nitrito mg/l 0.0019 0.0022 0.0045 0.0006
Nitrato mg/l 0.04 0.04 0.04 0.04
Ortofosfato mg/l 0.003 0.0075 0.003 0.003
OD* mg/l 11.9 12.8 8.5 9.8
COD** mg/l 0.06 0.085 0.06 0.06
Clorofila a µg/l 0.1 0.2 0.1 0.3
Nota:
* Oxígeno Disuelto
** Carbón orgánico disuelto
Parámetro QBER QBOR
Invierno Verano Invierno Verano
DBO mg/l 0.35 2.30 0.35 1.79
Norg mg/l 0.12 0.20 0.11 0.14
Amonio mg/l 0.003 0.003 0.003 0.040
Nitrito mg/l 0.0003 0.0003 0.0004 0.0179
Nitrato mg/l 0.04 0.04 0.04 0.04
Ortofosfato mg/l 0.003 0.003 0.003 0.07
OD* mg/l 13.1 10.2 12.3 11.5
COD** mg/l 0.06 0.06 0.06 0.17
Clorofila a µg/l 0.1 0.1 0.1 0.27
Nota:
* Oxígeno Disuelto
** Carbón orgánico disuelto
En la simulación con operación de los embalses Pascua 1, Pascua 2.1 y Pascua
2.2, se incorpora como condición de borde de temperatura la salida del Modelo
Pascua 2.2.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 17 de 177
6.3.1.2 Modelación de ríos
La modelación numérica se efectuó considerando la secuencia embalse-ríoembalse
– río en el caso del río Baker, y embalse - río, en el caso del río Pascua.
7
Tramo Baker 1 – Baker 2: En este tramo se consideró como entrada la salida del
Embalse Baker 1 y se incorporan los tributarios Chacabuco, Cochrane, del Salto y
Colonia. Los resultados simulados para Baker en Colonia se incorporan como dato
de entrada a Baker 2.
Tramo Baker 2 - Desembocadura: En este tramo las entradas al sistema
corresponden la salida desde el embalse Baker 2 y los tributarios Ventisquero y
del Paso.
Pascua 2.2 - Desembocadura: En este tramo las entradas al sistema
corresponden la salida desde el embalse Pascua 2.2 y los tributarios rio Lago
Quetru, río Bergues y Borquez.
6.3.1.3 Validación del modelo
El proceso de Calibración/Validación es la componente más importante y compleja
en el proceso de modelación. Esta es básicamente una etapa en la cual un
conjunto de parámetros del modelo, son ajustados (o modificados) para que los
resultados del modelo reproduzcan variables de estado medidas en terreno. Este
proceso permite transformar una herramienta teórica, en un instrumento útil para
realizar gestión de cantidad y calidad de los recursos hídricos superficiales (U.
Chile, 2005).
Para la validación del modelo se comparará los resultados obtenidos en la
condición de línea base con los valores medidos por el CEA en terreno, en una
sección de control determinada. Los parámetros escogidos para la calibración en
cada uno de los ríos son: Temperatura, Sólidos Suspendidos Totales y Clorofila a
(Algas).
Río Baker
Para la validación del modelo de calidad de aguas en el río Baker, se comparó los
resultados del modelo con mediciones de terreno obtenidas en Baker en Colonia
(aguas abajo de la confluencia del río Colonia). En este sector se cuenta con una
estación DGA, la cual registra en forma continua la temperatura de las aguas del
río Baker. Los resultados obtenidos para la temperatura, se ajustan de buena
forma a los datos medidos en terreno (Figura 6.5), por lo que los resultados del
modelo son representativos de la variabilidad de la temperatura en el sistema,
validando así su utilización.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 18 de 177
14
12
Modelación Hec‐Ras
Datos Medidos
10
Temperatura [ºC]
8
6
4
2
0
Sep‐05 Mar‐06 Oct‐06 Abr‐07 Nov‐07 Jun‐08 Dic‐08 Jul‐09
Figura 6.5: Comparación temperaturas simuladas y medidas en Baker en Colonia
En cuanto a los resultados asociados a la concentración de algas en el sistema, el
modelo tiende a sobrestimar los valores de Clorofila a respecto de los medidos en
terreno (Figura 6.6). Sin embargo, tanto los valores medidos como simulados
resultan muy pequeños y prácticamente despreciables, por lo que ambos valores
resultan comparables. De esta forma, a pesar de no visualizarse un buen ajuste,
las simulaciones resultan representativas de la cantidad de algas en el sistema,
las que se presentan en muy bajas concentraciones.
0.5
0.45
Simulación Hec‐Ras
Dato Medido
0.4
0.35
Clorofila a [µg/l]
0.3
0.25
0.2
0.15
0.1
0.05
0
Sep‐05 Mar‐06 Oct‐06 Abr‐07 Nov‐07 Jun‐08 Dic‐08 Jul‐09
Figura 6.6: Concentración de Clorofila a simulada y medida en Baker en Colonia
Por otra parte, aguas arriba de Baker en Colonia el modelo predice muy bajas
concentraciones de algas, en el orden de los registros de terreno, los que en
general se encuentran por debajo del límite de detección (0.1 µg/L). El aumento en

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 19 de 177
los valores de concentración de algas mostrados en Baker en Colonia, se debe
principalmente al mayor aporte de algas proveniente desde el río Colonia. Sin
embargo, las concentraciones siguen siendo muy bajas.
En cuanto a los Sólidos Suspendidos Totales (Figura 6.7), se observa que los
valores simulados son muy representativos de las mediciones de terrreno,
demostrando que el modelo es capaz de representar adecuadamente el transporte
de Solidos Suspendidos Totales a través del río y el aporte desde sus afluentes.
Sólidos Totales Suspendidos [mg/L]
60
50
40
30
20
10
Simulación Hec‐Ras
Datos Medidos
0
Dic‐05 Oct‐06 Ago‐07 Jun‐08 Mar‐09
Figura 6.7: Concentración de Solidos Totales Suspendidos simulados y medidos en
Baker en Colonia
Río Pascua
El modulo de calidad se calibra en base al ajuste de los coeficientes que regulan
los procesos de transferencia de masa, calor y reacciones cinéticas internas. En
este contexto, tanto los parámetros meteorológicos, como la modelación de algas
y sólidos suspendidos, se estima que están determinados a un nivel de cuenca,
vale decir, que los sistemas Baker y Pascua puedan ser representados por los
mismos coeficientes. Bajo este contexto, para la simulación del río Pascua se
homologaron los parámetros de modelación del módulo de calidad del río Baker,
asumiendo que las características ambientales de cuenca son similares. Cabe
recordar, que la modelación física del módulo hidrodinámico, recoge todas las
diferencias locales del escurrimiento que existen entre Baker y Pascua. El modelo
hidráulico HECRAS, ha sido calibrado por Ingendesa y se presenta en el Anexo
1D, Apéndice 3 – Parte 3 “Informe de calibración para modelos de ejes
hidráulicos” de la Adenda.
Para la validación del modelo en el río Pascua, se comparó los resultados del
modelo con datos de terreno obtenidos en Pascua antes de Junta Quetru. En este
sector existe una estación DGA, que registra en forma continua la temperatura del

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 20 de 177
agua del río. Los resultados de la comparación para las distintas variables de
estado consideradas pueden ser observados en la Figura 6.8.
12
10
Modelación Hec‐Ras
Datos Medidos
8
Temperatura [ºC]
6
4
2
0
Sep‐05 Mar‐06 Oct‐06 Abr‐07 Nov‐07 Jun‐08 Dic‐08 Jul‐09
0.016
0.014
Simulación Hec‐Ras
Datos Medidos
0.012
Clorofila a [µg/l]
0.01
0.008
0.006
0.004
0.002
0
Sep‐05 Mar‐06 Oct‐06 Abr‐07 Nov‐07 Jun‐08 Dic‐08 Jul‐09

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 21 de 177
16
14
Simulación Hec‐Ras
Datos Medidos
Sólidos Totales Suspendidos [mg/L]
12
10
8
6
4
2
0
Dic‐05 Oct‐06 Ago‐07 Jun‐08 Mar‐09
Figura 6.8. Comparación entre valores simulados y medidos de Temperatura, Clorofila a y
Solidos Totales Suspendidos en el río Pascua antes de Junta Quetru.
Los resultados muestran una muy buena correlación entre las temperaturas
medidas y simuladas durante todo el periodo de simulación. En cuanto a los
valores de Clorofila a y y Sólidos Suspendidos Totales, se observa que los valores
simulados se encuentran en el orden de los medidos en terreno, por lo que la
simulación resulta representativa de la calidad de aguas del río Pascua, validando
así la utilización del modelo.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 22 de 177
6.3.2 Embalses
6.3.2.1 Datos de Entrada a los Embalses
Geometrías de los embalses
A partir de la información topográfica disponible sobre el área de estudio, fue
posible construir la batimetría de cada uno de los embalses del PHA. En la Figura
6.9 se presenta a modo de ejemplo, el modelo digital de terreno utilizado para
definir la geometría del embalse Baker 1.
Figura 6.9: Modelo Digital de Terreno Embalse Baker 1
La definición de los segmentos, su ubicación y número, están sujetos a los
cambios de sección que se presenten en cada uno de los embalses, evitando
generar cambios bruscos de sección que pudiesen comprometer la modelación.
En el caso de Baker 1 por ejemplo, se definieron 51 segmentos en la dirección
longitudinal, con un espaciamiento promedio de 250 m. En la Figura 6.10 se
muestra una vista en planta del embalse, donde se observan los anchos
superficiales del embalse y una referencia de longitud de los segmentos.
En cuanto a la dirección vertical, se trabajó con una grilla regular con un
espaciamiento de 3 m, lo que resultó en una resolución suficiente para los distintos
embalses. En la Figura 6.11 se observa una vista en corte de la grilla vertical del
embalse Baker 1 con un espaciamiento vertical de 1 m.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 23 de 177
Figura 6.10: Vista en planta embalse Baker 1
COTA LAYER 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34 35 36 37 38 39 40 41 42 43 44 45 46 47 48 49 50 51 52 53
201 1
200 2
199 3
198 4
197 5
196 6
195 7
194 8
193 9
192 10
191 11
190 12
189 13
188 14
187 15
186 16
185 17
184 18
183 19
182 20
181 21
180 22
179 23
178 24
177 25
176 26
175 27
174 28
173 29
172 30
171 31
170 32
169 33
168 34
167 35
166 36
165 37
164 38
163 39
162 40
161 41
160 42
159 43
158 44
157 45
156 46
155 47
154 48
153 49
152 50
151 51
150 52
149 53
148 54
147 55
146 56
145 57
144 58
143 59
142 60
141 61
140 62
139 63
138 64
137 65
136 66
135 67
134 68
133 69
132 70
131 71
130 72
129 73
128 74
127 75
126 76
125 77
124 78
123 79
122 80
121 81
120 82
119 83
118 84
117 85
116 86
115 87
114 88
113 89
112 90
111 91
110 92
109 93
108 94
107 95
106 96
105 97
104 98
103 99
102 100
101 101
100
Figura 6.11: Vista en elevación de la grilla vertical del embalse Baker 1
El resto la descripción de las geometrías utilizadas y las grillas de modelación de
los embalses Baker 2, Pascua 1, Pascua 2.1 y Pascua 2.2 se encuentran en el
Apéndice J de este estudio.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 24 de 177
Los parámetros forzantes meteorológicos se describen en el Apéndice A de este
estudio, en tanto que los caudales afluentes se describen en la sección 6.3.1, con
el respaldo de datos del Apéndice B de este estudio.
Módulo calidad de aguas
Los parámetros de entrada para la modelación con el programa CE-QUAL-W2 se
pueden resumir en: Caudales, temperatura, salinidad, oxígeno disuelto, fósforo
(especies orgánicas e inorgánicas, disueltas y particuladas), nitrógeno (especies
orgánicas e inorgánicas, disueltas y particuladas), sílice, sólidos totales
suspendidos, demanda bioquímica de oxígeno, diatomeas, materia orgánica
disuelta/particulada y carbón orgánico disuelto/particulado.
La serie de caudales y temperaturas afluentes a cada embalse, utilizadas en la
modelación, se encuentran descritas en forma detallada en el capítulo 3 del
presente informe y datos registrados en el Apéndice B y Apéndice A del
presente estudio, respectivamente.
Con relación al resto de los constituyentes, se debe indicar que se consideraron
dos valores por año, los cuales caracterizaban el período de altos y bajos
caudales (verano e invierno respectivamente). En particular, los valores
característicos de cada parámetro se obtuvieron de los muestreos realizados en
las campañas de Línea Base, los cuales son detallados en el capítulo 4.
Los parámetros analizados en el muestreo, que se describen en el capítulo 4
corresponden a: Salinidad, oxígeno disuelto, fósforo ortofosfato, nitrato, amonio,
sílice, sólidos totales suspendidos y DBO. Para el resto de los parámetros se
utilizaron ecuaciones y relaciones las que provienen de un análisis que se realizó
del material bibliográfico existente. Estas ecuaciones, se describen en forma
detallada en el Apéndice K de este estudio.
A pesar de la gran cantidad de variables de estado modeladas para cada uno de
los embalses, el estudio de calidad de aguas y limnología de los embalses del
PHA, se centró principalmente en la dinámica temporal, a mediano-largo plazo (20
años), de variables de estado características del nivel de trofía de un embalse y
otros parámetros relevantes para caracterizar el estado de calidad de un cuerpo
de agua. Por ello los resultados se concentran particularmente en la dinámica de:
Temperatura, Fósforo Total, Nitrógeno Total, Clorofila a, Oxígeno Disuelto y
Sólidos Suspendidos.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 25 de 177
La temperatura resulta un parámetro relevante tanto desde el punto de vista
hidrodinámico como de calidad de aguas y limnología, ya que la temperatura
cumple un papel fundamental en los niveles de producción primaria de un
embalse. Por ello, cambios significativos sobre la temperatura de las aguas podría
repercutir en la calidad de los embalses.
Tanto las concentraciones de Fósforo como Nitrógeno total son utilizadas
normalmente para definir el estado trófico de un cuerpo de agua (Smith et al.,
1999). Su importancia radica principalmente en que estas variables constituyen
nutrientes esenciales para el crecimiento de la biomasa dentro de un cuerpo de
agua. Por ello bajas concentraciones de una o ambas variables podría significar
una limitante en la producción primaria dentro de los embalses.
La Clorofila a constituye un indicador del crecimiento de microalgas o fitoplancton
dentro del embalse, por lo que resulta en una variable fundamental para la
clasificación trófica de un cuerpo de agua. A pesar de existir nutrientes en exceso,
fósforo y nitrógeno particularmente, y el cuerpo de agua puede ser clasificado
como eutrófico según estas variable, si no existen condiciones ambientales
favorables para la producción primaria las aguas presentarán una buena calidad
desde el punto de vista de la limnología.
Cabe mencionar que para analizar el potencial estado trófico, se requiere
establecer las características ecofisiológicas de los productores primarios que se
desarrollarán en los embalses. La línea de base desarrollada en los ríos Baker y
Pascua, así como, la de los lagos aportantes, permitió establecer que las
microalgas son los productores primarios dominantes en todos los ecosistemas,
destacándose por dominancia las diatomeas. Este patrón es característico de
sistemas oligotróficos fríos, debido a que las condiciones de escurrimiento y
turbidez restringen el desarrollo de plantas acuáticas vasculares.
Por esto se consideró una especie única de diatomeas representativa del
fitoplancton dentro de los embalses, ya que desde el punto de vista de la
modelación de la calidad del agua, se utiliza como principal productor primario a
las diatomeas planctónicas, siendo necesario definir parámetros de crecimiento en
términos de sus requerimientos de luz, nutrientes, tasas de sedimentación y otros,
para lo cual se utilizaron parámetros estándar disponibles en la literatura científica.
Funcionalmente, se modela la calidad del agua utilizando los requerimientos
ecofisiológicos de una “diatomea tipo”, que representa en promedio a la
comunidad de microalgas planctónicas. Este procedimiento es de uso estándar en
protocolos de modelación de la calidad del agua y del estado trófico de los
embalses.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 26 de 177
Con relación al crecimiento de algas en un cuerpo de agua, este es estimado en la
mayoría de los modelos, a partir de una reacción cinética de primer orden del tipo:
∂Chla
∂t
= α Chla
donde Chla denota la masa de fitoplancton, expresada en función de la
concentración de clorofila a, y α es la tasa neta de crecimiento, la cual es función
de los niéveles de nutrientes (Fósforo, Nitrógeno y Sílice, en el caso de las
diatomeas), luz y temperatura. La tasa neta de crecimiento del Fitoplancton en un
cuerpo de agua es estimada a través de una relación del tipo:
α = α × MAX
min
{ f ( I),
f ( P),
f ( N),
f ( Si)
} f ( T)
donde α MAX denota la máxima tasa de crecimiento de una determinada especie de
algas, y f(I), f(P), f(N), f(Si) y f(T) corresponden a funciones propias de cada
especie de las variables: Luz (I), Fósforo (P), Nitrógeno (N), Sílice (Si) y
temperatura (T). Según la ecuación anterior, el mínimo valor entre las funciones
dependientes de las variables: Luz, Fósforo, Nitrógeno y Sílice, constituye el factor
limitante para el crecimiento de microalgas dentro de cualquier sistema acuático.
En cambio, la temperatura siempre tiene un papel importante modulando el
crecimiento de microalgas, ya habiendo considerado el factor limitante del sistema.
Si bien el Oxígeno disuelto no constituye un parámetro de clasificación trófica de
los cuerpos de agua, sus concentraciones resultan muy importantes en la calidad
de los sistemas. Bajas importantes en los niveles de oxígeno o posibles zonas
anóxicas, son indicativas de aguas de mala calidad.
La importancia del estudio de sólidos suspendidos, radica en que las fracciones
más finas de sedimentos transportados por los ríos Baker y Pascua, transportan
una gran cantidad de silicatos de origen glacial al fiordo, por lo que la retención de
estas fracciones dentro de los embalses del PHA podría significar un impacto
negativo en la vida acuática del fiordo. Sin embargo, no se conoce con exactitud la
granulometría de las partículas en suspensión transportadas por los ríos,
responsables del transporte de silicatos al fiordo, por lo que no es posible aislar
del análisis estas fracciones más finas, , del resto de las partículas en suspensión
que ingresan a los embalses. Un análisis de caracterización general de los sólidos
en suspensión, se entrega en el Apéndice O de este estudio.
La modelación numérica de sólidos suspendidos, tiene una estrecha relación con
la velocidad de sedimentación de las partículas, la geometría del embalse y las
características hidrodinámicas del flujo. Debido a esto, se ha efectuado una
comparación de algunas relaciones que permitan establecer la velocidad de

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 27 de 177
sedimentación en función del tamaño de la partícula, considerando diversas
propuestas que permitan escoger la más conservadora.
En la Figura 6.12 se muestra la relación entre velocidad de sedimentación y
diferentes partículas que van desde arcillas muy finas hasta arenas gruesas,
considerando las propuestas de a) Whipple (fuente: Welch, 1935), Ley de Stokes
(fuente: Vergara, 1991), Ley de Wadell (fuente: Vergara, 1991) y un Estudio de
Sedimentación en el río Baker (fuente: U.de Chile, 2007).
Arcillas
Limos
Arenas
100000
Muy Fina Fina Med. Gruesa
Muy
Fino
Fino Med. Grueso
Muy
Fina
Fina Med. Gruesa
Velocidad de sedimentación (m/d)
10000
1000
100
10
1
0,1
0,01
0,001
0,00024
0,0005
0,001
0,002
0,004
0,008
0,016
0,031
0,062
0,125
0,25
0,5
1
0,0001
0,0001 0,001 0,01 0,1 1
Tamaño de la partícula (mm)
Whipple (Fuente: Welch, 1935) Ley de Stokes (Fuente: Vergara, 1991)
Ley de Wadell (Fuente: Castillo, 1991) Estudio sedimentación (Fuente: U. de Chile, 2007)
Partícula modelada en CE-QUAL-W2 embalses PHA
Figura 6.12: Relación entre el tamaño del material particulado y la velocidad de
sedimentación en agua. La escala de tamaños se basa en la clasificación Wentworth
(1922).
Según se puede apreciar en la figura anterior, para un tamaño de partícula
determinado las velocidades de sedimentación pueden ser diferentes dependiendo
de cada una de las fuentes presentadas, por lo tanto, se ha considerado tomar un
valor de velocidad de sedimentación que sea envolvente de los demás valores.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 28 de 177
Para efectuar la modelación numérica de los embalses, se estimó una tasa
representativa de sedimentación de las partículas afluentes al embalse del orden
de 0,72 m/d, lo que equivale a la velocidad de sedimentación de una partícula de
2 µm (~ arcilla mediana a gruesa).
Un estudio experimental realizado en base a material fino colectado en la zona del
Ventisquero de la Colonia (Universidad de Chile, 2007), mostró que la velocidad
de sedimentación de las partículas más finas transportadas por el sistema (~1 µm)
se encontraba del orden de 0,07 m/d, es decir, un orden de magnitud inferior al
valor utilizado. A pesar de las diferencias en las tasas de sedimentación utilizadas,
se estima que el valor de 0,72 m/día resulta más representativo de la totalidad de
Sólidos Suspendidos afluentes a los embalses, mientras que el valor de 0,07 m/d
sólo representa una fracción de tamaños muy finos, de los cuales no se conoce su
concentración, ya que sólo existen estimaciones de las concentraciones totales de
sólidos suspendidos transportados por los ríos sin diferenciar sus tamaños.
Además, cabe mencionar que los sólidos suspendidos tienen un importante control
sobre la penetración de la luz, que controla a su vez la productividad biológica
dentro del cuerpo de agua embalsado.
El hecho de utilizar una tasa de sedimentación de un tamaño de partícula de 2 µm
(velocidad sedimentación 0,72 m/d), la que corresponde a un tipo de arcilla
mediana-gruesa, hace que los resultados de la modelación sean conservadores
respecto de la retención del material fino suspendido en la columna de agua, es
decir, la modelación entregaría una retención mayor de sólidos suspendidos a la
retención que se podría tener considerando las arcillas finas y muy finas, de
tamaños menores a 1 µm, descritas en las muestras de la zona del Ventisquero de
la Colonia (Universidad de Chile, 2007). Cabe señalar que son precisamente las
arcillas, las que tienen un carácter ambiental especial, por ser éstas las que
representan el transporte de sílice hacia el fiordo, limitando o favoreciendo
parcialmente, a algunas comunidades fitoplanctónicas.
6.3.2.2 Modelación de embalses
La modelación numérica de los embalses se efectuó de manera acoplada a la
modelación de ríos, considerando así la secuencia embalse-río-embalse, con el fin
de dar continuidad a los resultados del modelo completo de cada río. Por lo tanto,
en la modelación se debe incluir en cada embalse parámetros de entrada que
corresponden a aportes directos, dichos aporte directos provenienen del cauce
principal y de los tributarios. Es importante incluir como parámetros de entrada a
los aportes provenientes de tributarios, a modo de considerar la totalidad de
variables que estarían afectando al embalse. A continuación se describirá la
estructura del sistema utilizado en cada embalse:

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 29 de 177
Baker 1: En este embalse, se consideró una entrada única correspondiente a los
aportes del ríoBaker en conjunto con los aportes del tributario río Nef. Para
obtener, un resultado en común se realizó un balance de masas utilizando la serie
de caudales y los parámetros de calidad correspondiente para cada río.
Baker 2: En este embalse las entradas al sistema corresponden a dos: una que
proviene del río Baker, y la otra que corresponde al tributario Los Ñadis. Con
relación a la entrada del río Baker, los parámetros de calidad utilizados provienen
de la modelación del cauce principal realizada por el software HEC-RAS. En dicha
modelación de acuerdo a lo descrito en el capítulo 5, se considera como entrada
los aportes de los tributarios Chacabuco, Cochrane, Del Salto y Colonia, además
de los datos del cauce principal provenientes de los valores de salida de la
modelación de Baker 1. Si bien, el tributario Colonia se ubica en la zona de la cola
del embalse, se decidió incluirlo en la modelación del cauce principal, debido a
que esa zona en particular presenta un comportamiento lótico.Por otra parte, el río
Los Ñadis se consideró como una entrada lateral al modelo, debido a que
posterior a la inundación, dicho tributario descargará su caudal en forma directa al
embalse Baker 2. Para los datos provenientes del río Los Ñadis se utilizaron los
valores de los parámetros de calidad obtenidos a partir de las campañas descritas
en el capítulo 4.
Pascua 1: En este embalse, se tiene una única entrada la cual contiene los datos
de los parámetros de calidad provenientes de las campañas descritas en el
capítulo 4, para el tramo de río aguas abajo del desagüe del Lago O’Higgins.
Pascua 2.1: El embalse Pascua 2.1 presenta 2 entradas: una que proviene del
embalse Pascua 1 y la otra del tributario en el que desagua el lago Gabriel Quirós.
La entrada que proviene de Pascua 1, considera los datos de salida que
proporciona el software CE-QUAL-W2 para este embalse. La otra entrada
contiene los datos de los parámetros de calidad provenientes de las campañas
descritas en el capítulo 4, en la intersección del río Pascua con en el que desagua
el lago Gabriel Quirós. Análogo al embalse Baker 2, se tiene que el río en donde
desagüa el lago Gabriel Quirós, descargará sus aguas en forma directa al embalse
Pascua 2.1.
Pascua 2.2: El embalse pascua 2.2 presenta una única entrada la cual proviene
de Pascua 2.1, considera los datos de salida que proporciona el software CE-
QUAL-W2 para este embalse.
6.3.2.3 Validación del modelo de embalses
Debido al hecho que los embalses no existen, no es posible contar con datos para
hacer una comparación y calibración tradicional. Por lo anterior, la validación del
modelo se centró en la elección del modelo de cierre de turbulencia y otros

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 30 de 177
parámetros característicos del modelo hidráulico. Desde el punto de vista de la
calidad, el modelo resuelve una ecuación de estado para cada constituyente, la
que depende de las constantes cinéticas asociadas a ese constituyente en
particular. Por ello, más que una calibración de estos parámetros, es necesario
conocer la cinética asociada a cada constituyente.
En cuanto a los parámetros hidráulicos, se consideró un coeficiente de Chèzy de
70 m 1/2 /s, y coeficientes de difusión y dispersión longitudinal de 1 m 2 /s. Estos
valores corresponden a valores por defecto del modelo, lo que han demostrado
ser aplicables a un gran número de lagos y embalses. Además de estos
coeficientes, se escogió el modelo W2 para la estimación de la turbulencia vertical,
el cual, basado en el número de Richardson local, modula la turbulencia en
función de la existencia de gradientes de densidad. Esta formulación ha
demostrado ser aplicable a varios lagos y embalses, en particular, demostró una
adecuada precisión en la modelación del lago Villarrica (Meruane, 2005).
Resultados preliminares obtenidos para los distintos embalses muestran ciclos de
estratificación y mezcla de acuerdo a los patrones esperados para sistemas como
estos, y de acuerdo también a lo observado para el lago Chico, el cual presenta
similitudes hidrodinámicas con los embalses en estudio El lago Chico presentó un
perfil térmico de verano homogéneo en la vertical, en condiciones de crecida y
altos caudales afluentes, lo que demuestra la alta tendencia a la mezcla de estos
sistemas ante aumentos en la magnitud de los vientos y/o caudales afluentes. Los
parámetros escogidos representan de buena forma la hidráulica del sistema, en
particular los procesos de mezcla asociados al efecto del viento y caudales
afluentes y efluentes. Estos resultados validan la utilización del modelo como una
buena herramienta para comprender procesos y tendencias en la hidrodinámica y
calidad de aguas de los embalses en estudio.
6.3.3 Estuarios
6.3.3.1 Datos de entrada de los estuarios
Geometrías de los sistemas
La geometría utilizada en el modelo de estuarios corresponde a la batimetría
efectuada en el tramo inferior de los ríos Baker y Pascua (CEA, 2008).
Adicionalmente, en base a fotografía satelital se estimó el ancho del fiordo en la
zona cercana a desembocadura, y se trazaron curvas de nivel de la batimetría
según profundidades medidas con ecosonda durante la campaña de mediciones
de CTD (febrero-marzo 2009).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 31 de 177
La información se compiló en un modelo digital de terreno para generar una
distribución espacial de la grilla, tal como se muestra en la Figura 6.13.
Posteriormente, para cada una de las secciones transversales del modelo, se
obtuvieron los anchos para determinar las dimensiones finales de cada una de las
celdas. La altura de la celda se definió en 1 m, a excepción de la parte más
profunda del fiordo Pascua (bajo los 50 m de profundidad,) donde se utilizó una
altura de celda de 3 m.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 32 de 177
a)
Vista en planta
b)
Vista en planta
Vista en elevación
Vista en elevación
Figura 6.13: Superior: Modelo digital de terreno para la desembocadura del río Baker. Los
segmentos marcados en color rojo indican las celdas que se utilizaron en el modelo
numérico. Inferior: Grilla del modelo numérico CE-QUAL-W2 para: a) estuario Baker, b)
estuario Pascua.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 33 de 177
Hidrología
Para el período de calibración se utilizó la estadística fluviométrica del servicio
satelital (DGA) de las estaciones Baker en Colonia y Pascua en Quetru. Se tomó
un período coincidente con la medición de los sondas multiparamétricas de
registro continuo que se sitúan en el tramo inferior de los ríos: 1) 25 enero al 24
febrero 2009 para Baker, y b) 24 enero al 18 febrero para Pascua. Estos
hidrogramas se muestran en las Figuras 6.14 y 6.15.
3.000
Estación DGA Baker en Colonia
2.500
2.000
1.500
1.000
500
25-ene
26-ene
27-ene
28-ene
29-ene
30-ene
31-ene
1-feb
2-feb
3-feb
4-feb
5-feb
6-feb
7-feb
8-feb
9-feb
10-feb
11-feb
12-feb
13-feb
14-feb
15-feb
16-feb
17-feb
18-feb
19-feb
20-feb
21-feb
22-feb
23-feb
24-feb
Caudal (m 3 /s)
Figura 6.14: Caudales estación DGA Baker en Colonia (enero-febrero 2009)
1.600
Estación DGA Pascua junta Quetru
1.500
Caudal (m 3 /s)
1.400
1.300
1.200
Registros Estación DGA Quetru no disponible
1.100
1.000
24-ene
25-ene
26-ene
27-ene
28-ene
29-ene
30-ene
31-ene
01-feb
02-feb
03-feb
04-feb
05-feb
06-feb
07-feb
08-feb
09-feb
10-feb
11-feb
12-feb
13-feb
14-feb
15-feb
16-feb
17-feb
18-feb
19-feb
20-feb
21-feb
22-feb
23-feb
24-feb
25-feb
26-feb
27-feb
28-feb
Figura 6.15: Caudales estación DGA Pascua en junta Quetru (enero-febrero 2009)

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 34 de 177
Para efectuar el período de modelación se ha definido un hidrograma virtual, que
se basa en un patrón de caudal medio diario entrante al embalse, el cual
permanece constante por períodos de 30 días. El caso base (situación sin
proyecto), tendrá un caudal efluente igual al afluente.
En el caso de la operación del embalse (situación con proyecto), el caudal efluente
variará en forma intradiaria según la regla de operación: 1) durante 8 horas del
día, se generará a caudal de diseño (horas punta), 2) y sobre las 16 horas
restantes se recuperará el volumen embalsado, dejando pasar el caudal mínimo
de operación.
Bajo valores del caudal mínimo de operación, no existe regulación, y por sobre el
caudal máximo de diseño, el sistema debería dejar pasar el caudal por vertederos,
por lo tanto, no existiría regulación, por lo que esos casos no han sido
considerados en la modelación numérica.
La posterior comparación del caso base, con el caso operacional permitirá evaluar
los cambios que se pueden producir en el patrón de comportamiento del estuario
bajo diferentes condiciones de caudal.
En la Figura 6.16 se describe el hidrograma utilizado para la modelación del
estuario Baker (caudal base, línea azul), el cual permitirá evaluar el efecto de la
operación bajo distintos escenarios de caudales. Los caudales operacionales
(caudal operacional, línea magenta) son el resultado de aplicar la regla de
operación de los embalses para el caudal base afluente.
Para este caso, la secuencia de caudales base considerada fue la siguiente: 400,
600, 800, 1000 y 1200 m 3 /s. Como se indicó anteriormente, caudales bajo
caudales de 380 m 3 /s (caudal mínimo de operación) y sobre 1.275 m 3 /s (caudal de
diseño máximo), no habría regulación, por lo tanto, no se consideraron en la
modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 35 de 177
1400
1200
1000
Caudal (m3/s)
800
600
400
200
Caudal Operacional
Caudal Base
0
0 20 40 60 80 100 120 140 160
Días
Figura 7.16: Caudal base y caudal de operación, para el período de modelación del
estuario Baker.
En el caso de la modelación del estuario Pascua, la secuencia de caudales
considerada fue la siguiente: 300 m 3 /s, 450 m 3 /s, 600 m 3 /s, 750 m 3 /s y 900 m 3 /s.
Bajo caudales de 280 m 3 /s y sobre 980 m 3 /s, no habría regulación, por lo tanto, no
se consideró en la modelación (Figura 6.17).
1200
1000
800
Caudal (m3/s)
600
400
200
0
Caudal Operacional
Caudal Base
0 20 40 60 80 100 120 140 160
Días
Figura 6.17: Caudal base y caudal de operación, para el período de modelación del
estuario Pascua.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 36 de 177
Mareas
Si bien en Pto. Yungay hay descritas mareas de 2,0 m (EIA PHA, 2008), se ha
considerado una amplitud de marea de 2,5 m para englobar efectos locales que
puedan producirse en el fiordo (por ejemplo, peraltamiento de la superficie por
vientos sostenidos). La variación horaria corresponde a los datos registrados por
un sensor de presión en la desembocadura del río Baker.
En la Figura 6.18 se presenta el patrón de marea semidiurna utilizado en el
modelo.
Altura de marea (m)*
102.0
101.5
101.0
100.5
100.0
99.5
99.0
98.5
Serie1
0 5 10 15 20 25 30
Días
Figura 6.18: Patrón de marea semidiurna para el modelo de estuario, referido a un datum
(cero) del modelo numérico, ubicado a 100 de profundidad.
6.3.3.2 Modelación de los estuarios
La simulación del estuario se efectuó con el modelo CE-QUAL-W2, utilizando el
esquema mostrado en la Figura 6.19.
Se definen las principales condiciones de borde del modelo: 1) La condición de
aguas arriba como el caudal del río en la zona de desembocadura, en función del
tiempo, y 2) La condición de aguas abajo, como la altura de mareas en función del
tiempo.
Los recuadros (color verde) de la Figura 6.19, indican la ubicación de las celdas
del modelo, donde existen algunos procesos específicos que deben coincidir con
la descripción física observada. En la siguiente sección (validación del modelo) se
desarrolla un análisis de cada uno de estos procesos, indicando el grado de ajuste
que se obtuvo.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 37 de 177
Caudal
Q(t)
Calibración Sección Río
- Curva descarga
- Respuesta hidráulica
(efecto mareas)
Cuña salina
Profundidad
capa agua dulce
Marea
H(t)
Figura 6.19: Condiciones de borde del modelo numérico de los estuarios
6.3.3.3 Validación del modelo de estuarios
La calibración y validación del modelo se sustenta en base al ajuste de la
simulación a la descripción física y registros observados en la zona estuarina, a
saber: 1) Curva de descarga en la sección del río, 2) la respuesta hidráulica
debido a la influencia de mareas de aguas abajo, 3) La intrusión de una cuña
salina por el fondo del lecho hacia aguas arriba del río, y 4) La profundidad de la
capa de agua dulce de la zona estratificada del fiordo.
Para estimar la curva de descarga en el tramo inferior de los ríos Baker y Pascua,
se utilizó la información de alturas medidas con los sensores ubicados en el río
(ver Apéndice G de este estudio), y se graficaron en conjunto con los caudales
del río que fueron registrados en las estaciones DGA Baker en Colonia y Pascua
en Quetru. Para estimar los caudales en desembocadura, se efectuó una
multiplicación por unos factores de recarga que engloban los ingresos de aportes
intermedio en el tramo de la estación fluviométrica y la desembocadura. Estos
factores se estimaron del balance hidrológico del presente estudio (asociado a los
caudales medios anuales), y corresponden a los valores 1,25 y 1,17, para Baker y
Pascua, respectivamente.
Los resultados del modelo ajustan satisfactoriamente a la curva de descarga
estimada en las secciones de río de la zona estuarina, según se muestra en la
Figura 6.20.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 38 de 177
Profundidad (m)
10.0
9.5
9.0
8.5
8.0
7.5
7.0
6.5
6.0
5.5
Modelo CEQUALW2
Datos Sensor v/s Caudal
Colonia x1.25
5.0
500 1000 1500 2000 2500 3000 3500
Caudal (m3/s)
Profundidad (m)
11.0
10.5
10.0
9.5
9.0
8.5
8.0
7.5
Modelo CEQUALW2
Altura Sensor v/s Cauda
Quetru DGAl x1.17
7.0
500 700 900 1100 1300 1500 1700
Caudal (m3/s)
Figura 6.20: Calibración de las curvas de descarga del modelo. Izquierda: ajuste río
Baker. Derecha: ajuste río Pascua.
Para evaluar la respuesta hidráulica debido a la influencia de mareas de aguas
abajo, se ajustó una pendiente nula en la zona de desembocadura, para ambos
ríos, Baker y Pascua. Bajo esas condiciones geométricas, la respuesta del modelo
reproduce la señal portadora de caudales del río y simultáneamente, responde a la
influencia de marea de aguas abajo, tal como se observó en los registros de
terreno.
Las siguientes Figuras 6.21 y 6.22, muestran el ajuste del modelo para el período
de calibración.
Presión Columna de Agua (m)
6.0
5.5
5.0
4.5
4.0
3.5
3.0
2.5
2.0
1.5
Sensor Rio-Estuario
Modelo CEQUALW2
Seccion Río
1.0
23-nov 30-nov 7-dic 14-dic 21-dic 28-dic 4-ene 11-ene 18-ene 25-ene 1-feb 8-feb 15-feb
Figura 6.21: Resultados del modelo de estuario Baker (sección del río) para el período de
calibración.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 39 de 177
Presión de columna de agua (m)
4.0
3.5
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
Sensor de Presión
Modelo CEQUALW2
01-dic 08-dic 15-dic 22-dic 29-dic 05-ene 12-ene 19-ene 26-ene 02-feb 09-feb 16-feb 23-feb
Figura 6.22: Resultados del modelo de estuario Pascua (sección del río) para el período
de calibración.
El modelo simuló la intrusión de una cuña salina por el fondo del lecho hacia
aguas arriba del río, para condiciones de caudales bajos. El alcance máximo de la
intrusión bajo estas condiciones llegó hasta la celda 18 del modelo del estuario
Baker, que equivale a cerca de 1,5 km desde la desembocadura. Este alcance es
coincidente con lo que fue medido en aguas bajas durante septiembre 2007 (ver
Apéndice L de este estudio).
En el río Pascua, los datos registrados en terreno no han indicado la presencia de
cuña salina; sin embargo el modelo muestra que eventualmente podría existir un
ingreso de agua salobre en forma ocasional, evento que ocurriría bajo caudales
muy bajos.
La profundidad de la capa de agua dulce de la zona estratificada del fiordo,
respondió en forma directa a los caudales entrantes, con variaciones intradiarias
por efecto a la oscilación que genera la variación de mareas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 40 de 177
6.4 Resultados
6.4.1 Ríos Baker y Pascua
Los resultados que se muestran a continuación para los parámetros de
temperatura y algas, comparan la situación de línea base (escenario sin las
centrales hidroeléctricas) y un escenario en operación en los cuales operan
simultáneamente las centrales Baker 1, Baker 2, Pascua 1, Pascua 2.1 y Pascua
2.2.
En el caso del Río Baker se eligieron dos secciones representativas del impacto
de las centrales Baker 1 y Baker 2. En la Figura 6.23 se indican las dos secciones
representativas en el río Baker, la sección 1 corresponde a Baker en Colonia y la
sección 2 a Baker después de junta con el río Ventisquero.
Sección 1
Sección 2
Figura 6.23: Secciones de control Cuenca del río Baker
En el caso del Río Pascua se eligió una sección representativa del impacto de las
centrales Pascua 1, Pascua 2.1 y Pascua 2.2. En la Figura 6.24 se indican la
sección representativa en el río Pascua, la que corresponde a Pascua después de
junta con río Bórquez aguas abajo de las centrales.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 41 de 177
Sección 1
Temperatura
Río Baker
Figura 6.24: Sección de control Cuenca del rio Pascua
A partir de las Figuras 6.25 y 6.26 es posible identificar que existe un efecto en la
temperatura observada en el río respecto de su condición de línea base. Sin
embargo, este efecto es consecuencia de los cambios de temperatura provocados
por los embalses Baker 1 y Baker 2, respectivamente, y no a procesos internos en
el río. El bajo tiempo de retención de las aguas en el río (del orden de horas) hace
que la transferencia neta de calor entre el agua y la atmósfera sea reducida.
14
12
Línea Base
En operación
Temperatura [ºC]
10
8
6
4
2
0
May‐06
Jul‐06
Sep‐06
Nov‐06
Ene‐07
Mar‐07
May‐07
Jul‐07
Sep‐07
Nov‐07
Ene‐08
Mar‐08
May‐08
Jul‐08
Sep‐08
Nov‐08
Ene‐09
Mar‐09
May‐09
Jul‐09
Sep‐09
Nov‐09
Ene‐10
Mar‐10
May‐10
Jul‐10
Sep‐10
Nov‐10
Ene‐11
Mar‐11
May‐11
Figura 6.25: Sección de control 1 Cuenca del río Baker

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 42 de 177
14
12
Línea Base
En operación
Temperatura [ºC]
10
8
6
4
2
0
May‐06
Jul‐06
Sep‐06
Nov‐06
Ene‐07
Mar‐07
May‐07
Jul‐07
Sep‐07
Nov‐07
Ene‐08
Mar‐08
May‐08
Jul‐08
Sep‐08
Nov‐08
Ene‐09
Mar‐09
May‐09
Jul‐09
Sep‐09
Nov‐09
Ene‐10
Mar‐10
May‐10
Jul‐10
Sep‐10
Nov‐10
Ene‐11
Mar‐11
May‐11
Figura 6.26 Sección de control 2 Cuenca del río Baker
Cómo se precia en las Figuras 6.25 y 6.26 existe un desfase entre las
temperaturas de invierno y verano respecto de la condición natural del sistema,
donde tanto los máximo de verano cómo los mínimos de invierno se adelantan
algunos días. Los cambios más sensibles en la magnitud de las temperaturas se
observa en invierno, sobre todo en la estación de control 2, donde se aprecia una
disminución cercana a 1-2 °C en el periodo de invierno (Junio-Julio). Esta
disminución en las temperaturas, también es consecuencia de los embalses, los
que aumentan la pérdida de calor en el sistema producto de los flujos radiativos
con la atmósfera, los que adquieren mayor importancia al interior de los embalses.
Río Pascua
Al igual como ocurre con el río Baker, en el caso del río Pascua se observa que la
temperatura estimada en la situación “con embalses” difiere de lo observado en la
línea base, producto de los procesos que ocurren en los embalses y no a los
procesos internos del río, como se explicó anteriormente. Además, este
comportamiento podría estar afectado producto de que el sensor de temperatura
de la estación PAJQ en el periodo de menores caudales, es muy dependiente de
la temperatura ambiente producto de que la lámina de agua es de menor
profundidad en ese lugar (Figura 6.27). Por lo tanto, estas diferencias podrían ser
menores.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 43 de 177
12
10
Línea Base
En operación
Temperatura [ºC]
8
6
4
2
0
May‐06
Jul‐06
Sep‐06
Nov‐06
Ene‐07
Mar‐07
May‐07
Jul‐07
Sep‐07
Nov‐07
Ene‐08
Mar‐08
May‐08
Jul‐08
Sep‐08
Nov‐08
Ene‐09
Mar‐09
May‐09
Jul‐09
Sep‐09
Nov‐09
Ene‐10
Mar‐10
May‐10
Jul‐10
Sep‐10
Nov‐10
Ene‐11
Mar‐11
May‐11
Figura 6.27: Sección de control 1 Cuenca del río Pascua
Similar a lo que ocurre en el río Baker se observa un desfase en las temperaturas.
En cuanto a cambios en su magnitud, éstos no se pueden precisar, debido al error
instrumental antes señalado.
Algas
En el caso de las Algas se observa que la situación “con embalse”, tanto para
Baker como Pascua, presenta aumento de algas en los periodos de verano en los
ríos, producto principalmente de la generación de algas al interior de cada uno de
los embalses y no a los procesos que ocurren en el río (Figuras 6.28, 6.29, 6.30).
Durante el periodo de invierno, no se observan variaciones significativas respecto
a este parámetro, excepto en el Pascua donde hay un leve aumento de algas en
invierno.
0.07
0.06
Línea Base
En operación
0.05
Algas [mg/L]
0.04
0.03
0.02
0.01
0
May‐06
Jul‐06
Sep‐06
Nov‐06
Ene‐07
Mar‐07
May‐07
Jul‐07
Sep‐07
Nov‐07
Ene‐08
Mar‐08
May‐08
Jul‐08
Sep‐08
Nov‐08
Ene‐09
Mar‐09
May‐09
Jul‐09
Sep‐09
Nov‐09
Ene‐10
Mar‐10
May‐10
Jul‐10
Sep‐10
Nov‐10
Ene‐11
Mar‐11
May‐11
Figura 6.28: Sección de control 1 Cuenca del río Baker

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 44 de 177
0.07
0.06
Línea Base
En operación
0.05
Algas [mg/L]
0.04
0.03
0.02
0.01
0
May‐06
Jul‐06
Sep‐06
Nov‐06
Ene‐07
Mar‐07
May‐07
Jul‐07
Sep‐07
Nov‐07
Ene‐08
Mar‐08
May‐08
Jul‐08
Sep‐08
Nov‐08
Ene‐09
Mar‐09
May‐09
Jul‐09
Sep‐09
Nov‐09
Ene‐10
Mar‐10
May‐10
Jul‐10
Sep‐10
Nov‐10
Ene‐11
Mar‐11
May‐11
Figura 6.29: Sección de control 2 Cuenca del río Baker
0.035
0.03
Línea Base
En operación
0.025
Algas [mg/L]
0.02
0.015
0.01
0.005
0
May‐06
Jul‐06
Sep‐06
Nov‐06
Ene‐07
Mar‐07
May‐07
Jul‐07
Sep‐07
Nov‐07
Ene‐08
Mar‐08
May‐08
Jul‐08
Sep‐08
Nov‐08
Ene‐09
Mar‐09
May‐09
Jul‐09
Sep‐09
Nov‐09
Ene‐10
Mar‐10
May‐10
Jul‐10
Sep‐10
Nov‐10
Ene‐11
Mar‐11
May‐11
Figura 6.30: Sección de control 1 Cuenca del río Pascua

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 45 de 177
6.4.2 Embalses
6.4.2.1 Comportamiento hidrodinámico
El comportamiento hidrodinámico de las centrales del PHA, queda definido
principalmente por su estructura de corrientes y perfil térmico vertical, el cual esta
correlacionado con la densidad de las aguas en el embalse. Grandes gradientes
de densidad, y por lo tanto térmicos, actúan como barreras hidrodinámicas que
dificultan la mezcla del sistema, pudiendo afectar la calidad de sus aguas.
En general, los resultados de los modelos numéricos muestran que las centrales
del PHA se encuentran bien mezcladas y reguladas por sus temperaturas
afluentes. Si bien es cierto, la radiación solar es capaz de aumentar la temperatura
superficial de los embalses, no se observan gradientes verticales importantes
tendientes a generar zonas de estratificación, entendiéndose como estratificación,
el gradiente vertical de temperaturas mayor a 1° C por metro. Los mayores
gradientes verticales de temperatura se generan en los sectores cercanos al muro,
donde aumenta la potencialidad de estratificación y donde los embalses adquieren
realmente una condición léntica.
En este sentido, se observa que el perfil vertical de temperaturas queda
condicionado fuertemente por la estructura de corrientes, presentando un perfil
vertical de temperaturas prácticamente homogéneo en sectores donde existen
altas velocidades, y variando gradualmente en sectores de baja velocidad. Se
observa también que la velocidad del flujo dentro del embalse está fuertemente
condicionada por la geometría de éste, siendo el ancho superficial del embalse
una variable importante que divide zonas de altas y bajas velocidades, definiendo
así, como se presentó en el modelo conceptual, la zona de transición río-embalse,
o zona semi-léntica y léntica.
Con el fin de detallar las características hidrodinámicas de cada uno de los
embalses del PHA, se presenta un corte longitudinal de cada embalse para un día
de verano. Si bien esto representa la situación para un día particular, las figuras
ilustran de buena forma los patrones hidrodinámicos más relevantes en cada uno
de los sistemas. De manera de resaltar estos patrones, se eligió el día de mayor
gradiente entre las temperaturas afluentes y efluentes a cada embalse, pudiendo
observar así la estructura térmica vertical y horizontal en días de altos gradientes
térmicos.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 46 de 177
a) Baker 1
Como se observa en la Figura 6.31, el embalse Baker 1 presenta velocidades
importantes a la entrada, alcanzando máximos cercanos a 1 m/s. Estas
velocidades disminuyen en forma paulatina a medida que el flujo avanza hacia el
muro. Salvo sectores aislados en el fondo, en este primer tramo no se observan
corrientes de recirculación importantes, y se puede argumentar que el flujo
mantiene un sentido único en dirección al muro. Este primer tramo se extiende por
cerca de 7 km, lugar donde ocurre un ensanche brusco del embalse que modifica
en forma importante su estructura de corrientes. Las altas velocidades (> ~0,1
m/s) que se desarrollan en esta zona inicial, promueven una mezcla vertical
importante, por lo que la estructura térmica se mantiene homogénea en la vertical.
Sin embargo, en la dirección horizontal si existe un gradiente térmico cercano a 1
°C en 7 km.
Luego del ensanche, las velocidades decaen en forma importante generándose un
ambiento léntico, donde la dirección del flujo puede ser influida por la acción del
viento y gradientes de densidad. A pesar de ello, el flujo sigue siendo
predominantemente unidireccional y en sentido al muro. En esta segunda zona, la
temperatura aumenta su valor en superficie un par de grados, alcanzando valores
máximos cercanos a los ~11,5 °C, respecto de los ~8,5 °C con que entra el flujo al
embalse y ~9,5 °C presentados hacia el final de la primera zona. Justo en la zona
de transición, la temperatura muestra un cambio brusco en la horizontal, lo que se
visualiza como un frente vertical de temperatura en la Figura 6.31. Sin embargo, a
pesar de parecer brusco, el gradiente horizontal no es más de 1°C en algunos
cientos de metro. En ese mismo punto, se observa la generación de una corriente
de densidad, donde el agua más fría afluente se sumerge bajo las aguas más
cálidas simuladas en la zona léntica del embalse. Esta corriente es más bien débil
y se diluye rápidamente debido a que el gradiente térmico es muy bajo (~1 °C).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 47 de 177
Figura 6.31: Ancho superficial y corte longitudinal del embalse Baker 1. En colores se
presentan valores de temperatura dentro del embalse, mientras que las flechas simbolizan
la velocidad puntual del flujo.
En la zona léntica del embalse Baker 1, si bien existe un cierto gradiente térmico
vertical, este es más bien débil por lo que el embalse no se encuentra estratificado
(Figura 6.32). Dentro de los primeros 70 m metros de profundidad, medidos desde
la superficie, el embalse presenta una estructura térmica vertical prácticamente
homogénea, con una leve alza en sus temperaturas superficiales (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 48 de 177
0
Temperatura (ºC)
5 6 7 8 9 10 11 12 13 14
10
20
Profundidad
30
40
50
60
70
80
90
Figura 6.32: Perfil vertical de temperatura característico de verano en el sector del muro.
Central Baker 1.
Justo aguas arriba del muro, se observa un aumento puntual en las velocidades
en torno a los 20 m de profundidad (Figura 6.31), lugar donde se sitúa la
descarga. A pesar de que se observa una profundización de las aguas
superficiales, la temperatura de las aguas descargadas queda principalmente
determinada por la temperatura a 20 m, temperatura característica del embalse en
la zona léntica.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 49 de 177
b) Baker 2
En general, el embalse Baker 2 (Figura 6.33) muestra patrones hidrodinámicos
similares a los de Baker 1, con una primera zona de alta velocidad donde estas
alcanzan cerca de 1 m/s. Esta zona se extiende por cerca de 5-6 km, donde luego
de un ensanche la velocidad del flujo se reduce notablemente. En esta segunda
zona, donde el embalse adquiere una condición más léntica, las temperaturas
aumentan levemente (~0,5 °C). Además, se observa la generación de una
corriente de densidad, la cual, a pesar del bajo gradiente térmico, es capaz de
transportar aguas hacia zonas profundas cercanas al muro.
Luego de esta zona léntica, el embalse se vuelve a enangostar levemente,
aumentando nuevamente sus velocidades, con máximos cercanos a los 0,2 m/s.
Toda esta zona, desde el kilómetro 30 a cerca del kilómetro 12 corresponde al
brazo lateral del embalse, donde en general se conserva un gradiente térmico
horizontal donde las aguas aumentan su temperatura en cerca de 1,5 °C con
respecto a las temperaturas de entrada. Además se observa la presencia de una
corriente de densidad en el fondo, la cual genera un gradiente térmico vertical
localizado en el fondo del embalse. Sin embargo, la diferencia de temperaturas
entre las aguas más superficiales con las de la corriente de densidad, no supera
los 0,5 °C.
Entrando a la cubeta principal del embalse, entre los 0 y 10 km desde el muro, el
embalse aumenta en forma importante su ancho reduciéndose así las velocidades
en forma importante. Producto del cambio de régimen de velocidades en el flujo,
se produce una elevación de las aguas más cálidas lo que se visualiza como un
adelgazamiento de la zona cálida del embalse entorno a los 10 km medidos desde
el muro. Aunque en esta zona se aprecia nuevamente un gradiente vertical de
temperatura, la diferencia térmica entre las aguas profundas y superficiales no
supera 1 °C, por lo que no existe una estratificación térmica del embalse en esta
zona.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 50 de 177
Figura 6.33: Ancho superficial y corte longitudinal del embalse Baker 2. En colores se
presentan valores de temperatura dentro del embalse, mientras que las flechas simbolizan
la velocidad puntual del flujo.
La zona del embalse comprendida desde el muro hasta el km 10 constituye una
zona léntica propiamente tal, con velocidades muy bajas, donde el viento y los
gradientes de densidad constituyen forzantes importantes en la estructura de
corrientes del sistema. En esta zona se observa un aumento de temperaturas en
superficie, la que alcanza máximos cercanos a los 13 °C. La acción del viento
tiene un efecto importante en el trasporte de calor desde la superficie a zonas más
profundas, lo cual se traduce en una variación gradual del perfil vertical de
temperaturas (Figura 6.34). En el fondo del embalse y en la zona del muro, es
posible observar la presencia de aguas más frías posiblemente aportadas por la
corriente de densidad en días de afluentes fríos, o aguas estancadas desde la
época de invierno. Esto sugiere la posibilidad de que esta agua se encuentren
relativamente aisladas, al igual como ocurre en Baker 1, lo que podría
comprometer la calidad del agua del embalse en esta zona particular. Sin
embargo, y debido a la baja profundidad del embalse, se espera que esta zona

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 51 de 177
sea mezclada eventualmente producto de eventos de viento fuerte, crecidas o
corrientes de densidad que renueven las aguas de la zona. La poca diferencia
entre las temperaturas superficiales y de fondo no permite la estratificación del
embalse, lo que facilita la mezcla y renovación de las aguas del sistema.
0
Temperatura (ºC)
5 6 7 8 9 10 11 12 13 14
5
10
Profundidad
15
20
25
30
35
40
Figura 6.34: Perfil vertical de temperatura característico de verano en el sector del muro.
Central Baker 2.
c) Pascua 1
El embalse Pascua 1 resulta un embalse particular dentro del PHA debido a que
este se construirá sobre el lago Chico, lo que impone diferencias notorias en
cuanto a su geometría respecto del resto de los embalses. El Embalse Pascua 1
presenta una cubeta principal la que alcanzará más de 200 m de profundidad en la
parte central, mientras que en el sector del muro su profundidad se verá reducida
a cerca de 70 m (Figura 6.35).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 52 de 177
Figura 6.35: Ancho superficial y corte longitudinal del embalse Pascua 1. En colores se
presentan valores de temperatura dentro del embalse, mientras que las flechas simbolizan
la velocidad puntual del flujo.
En cuanto a la estructura de corrientes, las mayores velocidades se encuentran
entorno a los 20-25 m de profundidad, lugar donde se concentra la corriente
generada por los caudales afluentes. En superficie, el viento, el cual sopla desde
el muro hacia la cola del embalse, es capaz de generar una corriente en dirección
contraria, la que transportaría aguas superficiales hacia la cola del embalse. El
efecto del viento no permite un sobrecalentamiento de las aguas superficiales, lo
que sumado a la acción de los afluentes mantiene una buena mezcla en el
sistema.
Bajo los 120 m de profundidad, las corrientes se vuelven prácticamente
despreciables, y a pesar de no existir una estratificación térmica en el embalse, la
ausencia de velocidades podría dificultar la mezcla de la zona más profunda. De
todas formas, los bajos gradientes térmicos simulados en el embalse ayudarían a

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 53 de 177
mantener esta mezcla a pesar de las bajas corrientes. Lo anterior, se traduce en la
existencia de un perfil térmico vertical, prácticamente homogéneo en el sector de
la cubeta principal del embalse (Figura 6.36). En general, el efecto térmico del
embalse Pascua 1 es prácticamente despreciable y no se notan diferencias de
más de 1 a 1,5 °C en sus aguas.
0
Temperatura (ºC)
5 6 7 8 9 10 11 12 13 14
50
Profundidad
100
150
200
250
Figura 6.36: Perfil vertical de temperatura característico de verano en el sector de la
cubeta principal. Central Pascua 1.
En la zona del muro, se nota una aceleración del flujo entorno a los 20 m de
profundidad, sector donde sería ubicada la descarga.
d) Pascua 2.1
El embalse Pascua 2.1, Figura 6.37, muestra en forma general patrones
hidrodinámicos similares a los de Baker 1, los cuales están fuertemente
condicionados por los caudales de entrada y cambios en la geometría del sistema.
Sin embargo, las bajas temperaturas asociadas al sistema Pascua, hacen que los
gradientes térmicos, y por lo tanto de densidad, sean aún más débiles que los
simulados en las centrales del río Baker, por lo que sus efectos hidrodinámicos
resultan menos importantes.
Tras la entrada al embalse, el flujo se enfrenta a un ensanche brusco donde las
velocidades se ven disminuidas en forma importante. Aunque somera, esta zona

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 54 de 177
se presenta con características lénticas donde las aguas superficiales registran un
aumento máximo de temperaturas cercano a los 2 °C. A pesar de esto, no se
observa estratificación, sino una variación gradual de las temperaturas hacia el
fondo. Al igual que en otros embalses del PHA, se observa la ocurrencia de una
corriente de densidad débil.
Figura 6.37: Ancho superficial y corte longitudinal del embalse Pascua 1. En colores se
presentan valores de temperatura dentro del embalse, mientras que las flechas simbolizan
la velocidad puntual del flujo.
Luego del ensanche brusco, el flujo se enfrenta a un angostamiento, con el
consecuente aumento de sus velocidades y, por lo tanto, de la capacidad de
mezcla. Producto de esta mezcla, la temperatura se homogeniza en la vertical,
alcanzando valores cercanos a los 6 °C, con un leve aumento de sus temperaturas
superficiales las que alcanzan valores cercanos a los 7 °C. Más adelante el flujo
se ve expuesto a un nuevo ensanche que, sumado a la gran profundidad (~ 60 m),
reduce nuevamente las velocidades imponiendo un ambiente léntico. Esta zona
léntica, en la cual se observa un gradiente vertical de temperaturas y bajas

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 55 de 177
velocidades, se extiende hasta el sector del muro. Si bien la Figura 6.37 muestra
un gradiente vertical de temperaturas en la zona cercana al muro, este gradiente
es más bien débil y no sobrepasa los 3 a 4 °C en cerca de 100 m de profundidad,
por lo que el embalse no se encuentra estratificado. Un detalle del perfil vertical de
temperatura en el sector del muro puede ser observado en la Figura 6.38. En ella
se observa una variación gradual de la temperatura en los primeros 60 m de
profundidad, donde la temperatura varía desde cerca de 8 ºC en superficie hasta
poco menos de 6 ºC a 60 m de profundidad. Bajo los 60 m el perfil se mantiene
prácticamente homogéneo.
0
Temperatura (ºC)
5 6 7 8 9 10 11 12 13 14
20
Profundidad
40
60
80
100
120
Figura 6.38: Perfil vertical de temperatura característico de verano en el sector del muro.
Central Pascua 2.1.
En el sector cercano al muro, se observa un aumento de las velocidades por
debajo de los 20 m de profundidad, sector donde se ubica la descarga. Como se
observa en la Figura 6.37, las temperaturas asociadas a la descarga son menores
en cerca de 1-1,5 °C respecto de las máximas temperaturas registradas en
superficie.
e) Pascua 2.2
El embalse Pascua 2.2 muestra altas velocidades a la entrada las que superan 1
m/s (Figura 6.39). Las altas velocidades se mantienen por cerca de 4 km donde
se presenta un ensanchamiento del sistema con la consecuente reducción en sus
velocidades. En este primer tramo, y en forma similar a lo observado en otros

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 56 de 177
embalses del PHA, el sistema se encuentra bien mezclado con un perfil vertical de
temperaturas homogéneo entorno a los 6,8 °C. En el sector cercano al muro,
donde las velocidades se reducen considerablemente, se observa un leve
aumento en las temperaturas de superficie, las que alcanzan valores máximos
cercanos a los 8 °C, es decir, cerca de un grado mayor a las temperaturas de
entrada.
Figura 6.39: Ancho superficial y corte longitudinal del embalse Pascua 1. En colores se
presentan valores de temperatura dentro del embalse, mientras que las flechas simbolizan
la velocidad puntual del flujo.
Justo en la zona de transición existe la tendencia a generarse una corriente de
densidad. Sin embargo, el bajo gradiente térmico entre la corriente y el fluido
ambiente (~0,2ºC) hacen que esta se diluya rápidamente, mezclándose con el
resto de las aguas del embalse. De esta forma, el gradiente térmico horizontal es
del orden de 1 ºC en todo el embalse. En superficie, este gradiente térmico
horizontal podría aumentar a 2 ºC en algunos cientos de metros.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 57 de 177
Si bien el embalse muestra la presencia de gradientes térmicos verticales y
horizontales, estos resultan demasiado debiles como para constituir un efecto
hidrodinámico importante dentro del sistema. En el sector cercano al muro, donde
existe la mayor potencialidad de estratificación, el embalse muestra un perfil
vertical de temperaturas prácticamente homogéneo, con una pequeña alza en la
temperatura de superficie (~1 ºC), lo que descarta cualquier posibilidad de
estratificación térmica del sistema (Figura 6.40). En el sector cercano al muro, se
observa un aumento de las velocidades de salida entorno a los 20 m de
profundidad producto de la descarga. Se observa además que en esta zona ocurre
una profundización de las aguas temperadas de superficie, aumentando así,
levemente, la temperatura de las aguas descargadas por el sistema. Sin
embargo, este aumento no sobrepasa los 0,5 ºC respecto de la temperatura
asociada a los afluentes.
0
Temperatura (ºC)
5 6 7 8 9 10 11 12 13 14
10
20
Profundidad
30
40
50
60
70
80
Figura 6.40: Perfil vertical de temperatura característico de verano en el sector del muro.
Central Pascua 2.2.
6.4.2.2 Calidad de aguas y limnología de los embalses del PHA
Los resultados sobre la calidad de aguas y limnología en los embalses del PHA
buscan determinar los posibles impactos de las centrales en la evolución trófica de
los sistemas y cambios en la calidad de sus aguas. Por ello, y a pesar de la gran
cantidad de variables de estado incluidas en la modelación, los resultados se
centran en variables normalmente utilizadas para definir el estado trófico de un
cuerpo de agua: Fósforo Total, Nitrógeno Total y Clorofila -a Total; y otras
variables características de la hidrodinámica y calidad de sistemas acuáticos
lénticos: Temperatura, Oxígeno Disuelto y Sólidos Suspendidos.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 58 de 177
Como ya ha sido mencionado a lo largo de este informe, en el estudió se adoptó la
clasificación trófica propuesta por Smith et al. (1991), basada en las
concentraciones de Fosforo Total, Nitrógeno Total y Clorofila a. El fósforo y
nitrógeno constituyen nutrientes escenciales para el crecimiento de la biomasa
dentro del embalse; sin embargo, la cinética de la biomasa, representada en este
estudio por una especie unica de diatomeas característica de la comunidad de
microalgas planctónicas, no es sólo función de los nutrientes, si no de otras
variables ambientales, en particular temperatura y penetración de la luz solar en el
sistema. Por ello, las concentraciones de nutrientes por si solas no son un buen
indicador de trofía, ya que a pesar de poder encontrarse en altas concetraciones,
otras variables ambientales podrían limitar la productividad biológica del sistema.
Un mejor indicador de la calidad trófica en un embalse es la clorofila a, la cual
constituye una representación biológica de la produción de microalgas en el
sistema. Además de responder a las concetraciones de nutrientes, la capacidad
de producción del fitoplancton responde a otras condiciones ambientales
relevantes para el sistema, integrando así otros factores importantes en la
eutroficación de los sistemas acuáticos. Si bien es cierto, se realiza una
clasificación trófica en función de los resultados de Fósforo y Nitrógeno obtenidos
de la modelación según la clasificación de Smith et al. (1991), no hay que perder
de vista que la mayor importancia de estos resultados radica en como afectan la
dinámica de la Clorofila a (fitoplancton) que en definitiva determina la calidad
limnológica del sistema.
Se consideraron dos distintos escenarios de modelación. El primero de ellos
constituye el caso base, en el cual sólo se considera el aporte de nutrientes y otros
compuestos provenientes desde sus afluentes, valores estimados a partir de la
campañas de muestreo realizadas para el estudio de línea base. El segundo
escenario considera además, una entrada extra de nutrientes provenientes de la
descomposición de la materia orgánica, asociada a la vegetación inundada
producto de la construcción de las centrales del PHA. Para efectos de la
modelación, la carga de nutrientes asociada a la descomposición de la vegetación
inundada se incorporó como una concentración extra de Fósforo y Nitrógeno en
los afluentes al embalse, concentración que se sumó a las concetraciones propias
de los aflunetes (condición base). Estas concentraciones de entrada y su variación
en el tiempo fueron estimadas considerando el total de la masa vegetal inundada y
las tasas de descomposición correspondientes. El detalle de la metodología
empleada para la representación de la masa vegetal inundada en el modelo, se
encuentra en el Apéndice P y los resultados específicos en cada escenario de
modelación se encuentran en el Anexo 1M, Apéndice 1 – Parte 2 “Resultados
modelación” de la presente Adenda.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 59 de 177
También, se realizaron escenarios de sensibilización respecto del escenario base
(sin vegetación) para un horizonte de modelación de 5 años, en función de los
parámetros forzantes: viento y cobertura de nubes. Para la sensibilización del
modelo se consideró una disminución de un 20 % en los valores del viento
respecto de la condición base, y para el caso de nubes, se aumento la cobertura a
un 100% durante el periodo de invierno.
Con relación al estudio de Sólidos Suspendidos en los embalses del PHA, el
objetivo principal radica en estimar la cantidad de material capaz de ser retenido
por el sistema, el que podría impactar el transporte de silicatos, asociados a las
partículas más finas, hacia el fiordo. Los procesos interno más importante
corresponde a la sedimentación de las partículas en el embalse, y en menor
medida la posible re suspensión de éstos desde el fondo. Por ello, más que la
variabilidad espaciotemporal de los Sólidos Suspendidos dentro del embalse, lo
importante es cuantificar la diferencia entre las concentraciones afluentes y
efluentes a cada embalse, valores indicativos de la cantidad de material retenido
en cada sistema. Como es de esperar, los resultados obtenidos muestran que no
existen diferencias significativas entre los distintos escenarios de modelación
considerados, por lo que no se realizará un análisis de sensibilidad de esta
variable en función de las forzantes viento y nubes, como tampoco se modelarán
distintos escenarios, con y sin vegetación, ya que esto tampoco introduce
variaciones sobre los resultados de sólidos suspendidos en los embalses.
a) Río Baker
i) Temperatura
Los resultados sobre la temperatura del embalse Baker 1 para el escenario base
de modelación (sin vegetación inundada), muestran que durante el invierno el
embalse Baker 1 presenta una estructura térmica completamente homogénea, sin
grandes variaciones entre la temperatura asociada a las aguas afluentes y las
simuladas al interior del embalse. En el verano en cambio, las aguas afluentes al
embalse Baker 1 sufren un leve aumento en sus temperaturas, principalmente en
las zonas más superficiales y cercanas al muro (Figura 6.41), presentando de
esta manera tanto un gradiente térmico vertical como horizontal. Sin embargo, las
bajas diferencias de temperaturas no son suficientes como para promover una
estratificación importante.
En cuanto a la magnitud de las temperaturas simuladas al interior del embalse, se
observa que este alcanza temperaturas máximas cercanas a los 12 °C en zonas
superficiales y cercanas al muro. Sin embargo, el bajo gradiente térmico vertical
hace que estas temperaturas no disminuyan sustancialmente en profundidad,
pudiendo alcanzar temperaturas cercanas a los 10 °C en el fondo del embalse.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 60 de 177
Aguas arriba de los primeros 6 Km de embalse, este se presenta completamente
mezclado, pudiendo alcanzar temperaturas máximas cercanas a los 10-11 °C.
Tal como muestra la Figura 6.41, en la zona más profunda del embalse, en el
sector del muro, es posible encontrar aguas más frías, entorno a los 6-7 °C,
aguas probablemente estancadas desde el invierno o transportadas por corrientes
de densidad de bajas temperaturas.
A pesar del leve calentamiento de las aguas simulado en las épocas de verano al
interior del embalse, su efecto neto sobre las aguas efluentes resulta
prácticamente despreciable, ya que no se notan diferencias significativas entre las
temperaturas asociadas a las aguas afluentes y efluentes del embalse Baker 1
(Figura 6.42). Lo anterior, se debe principalmente a que el leve calentamiento de
las aguas del sistema es sólo un efecto de superficie, el cual resulta despreciable
debido a que la descarga se sitúa en torno a los 20 m de profundidad. Además, la
diferencia de temperaturas entre los valores afluentes y máximos en el embalse,
es demasiado pequeña como para ser percibida por los efluentes. En general, el
lago presenta una buena mezcla, con una temperatura prácticamente homogénea
en la mayor parte del embalse.
En la Figura 6.43, se muestra la temperatura media asociada al embalse para la
condición base y los distintos escenarios de sensibilización considerados. Se
aprecia una variación intranual de la temperatura media que fluctúa entre valores
mínimos y máximos entorno a los 5 y 11 °C. Respecto de este valor, no se notan
grandes cambios para distintas condiciones de cobertura de nubes. La
disminución de los vientos muestra leves cambios en la temperatura durante el
período de verano, la que podría llegar a aumentar cerca de 1 °C por sobre la
condición Base. De esta forma se desprende que la temperatura no es una
variable muy sensible a cambios de los parámetros forzantes en el embalse Baker
1.
Al incluir la vegetación inundada en la modelación, no se notan cambios
significativos en la estructura térmica del embalse Baker 1 ni en las temperaturas
asociadas a los afluentes, por lo que los resultados anteriores siguen siendo
válidos. En cuanto a los escenarios de sensibilización, tampoco se notan grandes
diferencias, por lo que se concluye que los resultados mostrados son
representativos de la dinámica espaciotemporal de la temperatura en el embalse
Baker 1.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 61 de 177
Figura 6.41. Baker 1, Temperatura. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 62 de 177
Figura 6.42. Baker 1. Comparación entre valores de temperaturas afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
Figura 6.43. Temperatura media al interior del embalse Baker 1 para un horizonte de 5
años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y nubes, corresponden
a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos escenarios de
sensibilización asociados.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 63 de 177
El embalse Baker 2 (escenario sin vegetación inundada) presenta un perfil térmico
prácticamente homogéneo tanto en invierno como en verano, con un leve
gradiente térmico horizontal y vertical (en la zona del muro) en épocas de verano
(Figura 6.44). En verano, las máximas temperaturas simuladas en el embalse
alcanzan valores cercanos a los 13 °C, entre 1 y 2 °C más que las aguas
afluentes. Si bien los máximos ocurren en superficie, el gradiente térmico vertical
es prácticamente despreciable, por lo que, en general no hay grandes diferencias
entre las temperatura superficiales y de fondo.
Similar a lo ocurrido en el caso de Baker 1, cambios en las forzantes de viento y
nubosidad no generan cambios significativos de la temperatura al interior del
embalse. Lo anterior puede ser observado en la Figura 6.45, donde se presentan
valores de la temperatura media al interior del embalse según los distintos
escenarios de modelación asociados. Incluso para el caso de Baker 2, cambios en
los patrones de viento tienen aún menos relevancia en las temperaturas del
embalse en comparación a lo ocurrido en Baker 1.
El efecto neto del embalse sobre las aguas afluentes muestra que estas en los
periodos de máximos y mínimos presentan diferencias cercanas a los 2 °C
comparado con los valores de temperatura afluentes al embalse. Esta diferencia
se manifiesta además como un calentamiento en verano y un enfriamiento en
invierno. Esto se debe a que las aguas son descargadas en superficie, lugar
donde están más expuestas al intercambio de calor con la atmósfera.
Al igual que en el caso de Baker 1, la vegetación inundada no produce cambios
significativos sobre la estructura térmica del embalse Baker 2. Además, los
análisis de sensibilidad demostraron que los resultados no varían mucho respecto
del escenario base acá mostrado.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 64 de 177
Figura 6.44. Baker 2, Temperatura. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 65 de 177
Figura 6.45. Temperatura media al interior del embalse Baker 2 para un horizonte de 5
años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y nubes, corresponden
a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos escenarios de
sensibilización asociados.
Figura 6.46. Baker 2. Comparación entre valores de temperaturas afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación. Escenario base, sin
vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 66 de 177
En resumen, se observa que el sistema de embalses asociados al río Baker
genera variaciones máximas entorno a los 2°C respecto de su condición base.
Este impacto se debe principalmente al embalse Baker 2, el cual produce un
calentamiento de las aguas en verano y un enfriamiento de las mismas en
invierno. El embalse Baker 1 no genera un impacto significativo en las
temperaturas asociadas a sus afluentes; sin embargo, dentro del embalse se
pueden alcanzar temperaturas máximas cercanas a los 12 -13°C, 1 o 2 °C mayor
las temperatura de entrada. Sin embargo, estas temperaturas quedan acotadas a
zonas superficiales cercanas al muro. La mayor parte el embalse muestra un perfil
prácticamente homogéneo y comparable a sus temperaturas afluentes.
ii) Nitrógeno total
La evolución temporal del nitrógeno total en el embalse Baker 1 para el escenario
base sin vegetación, muestra que este se encuentra casi completamente
mezclado en invierno, con la aparición de un pequeño gradiente horizontal en
verano. Durante el invierno, el sistema presenta una concentración cercana a los
0.1 mg/l, la cual aumenta a cerca de 0.15 mg/L en verano. A finales del periodo de
verano, se observa un máximo puntual hacia el fondo del embalse y en el sector
cercano al muro, el cual puede alcanzar valores extremos cercanos a los 0.25
mg/L. Se debe notar que este efecto queda acotado a una pequeña zona del
embalse, la cual no presenta una buena mezcla durante este periodo particular.
De todas formas, los valores de nitrógeno resultan siempre menores a 0.35 mg/L,
correspondiente al límite oligotrófico máximo, por lo que el embalse sigue
manteniendo la condición trófica de línea base.
El impacto neto del embalse sobre las concentraciones de nitrógeno en el sistema
puede ser observado en el gráfico de la Figura 6.48, donde se comparan las
concentraciones afluentes con las efluentes al embalse. Se observa que durante la
época de invierno, no existe un impacto significativo en relación a este parámetro.
Sin embargo, en época de verano, la concentración de salida disminuye a cerca
de 0,15 mg/l comparado con los cerca de 0,22 mg/L afluentes.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 67 de 177
Figura 6.47. Baker 1, Nitrógeno total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 68 de 177
Figura 6.48. Baker 1. Comparación entre valores de Nitrógeno Total afluentes (entrada) y
efluente (salida) para un horizonte de 20 años de modelación. Escenario base, sin
vegetación.
Al considerar la vegetación inundada dentro del sistema se produce un aumento
en las concentraciones de nitrógeno dentro del embalse en los primeros años de
modelación (Figura 6.49), lo anterior producto de las entradas de nitrógeno
asociadas a la descomposición de esta masa vegetal inundada. Bajo este
escenario, el embalse muestra máximos por sobre los 0,4 mg/L durante el primer
periodo de verano de modelación. Estos máximos disminuyen paulatinamente en
el tiempo, siendo prácticamente despreciables respecto del escenario sin
vegetación al cabo de unos 4 a 5 años. En cuanto a la distribución espacial del
nitrógeno al interior del embalse, se observa que mantiene los mismos patrones
mostrados en la condición sin vegetación, con una distribución prácticamente
homogénea en invierno, y un leve gradiente horizontal en verano. Durante el final
del verano, se observan valores máximos en el fondo del embalse, los cuales,
luego de los primeros 5 años de modelación, mantienen valores similares a los
mostrados en el caso anterior, los que alcanzan valores extremos cercanos a los
0,25 mg/L.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 69 de 177
Figura 6.49 Baker 1, Nitrógeno total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario con vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 70 de 177
Debido a que el Nitrógeno se presenta en general bien mezclado en el sistema,
las concentraciones asociadas a los caudales afluentes representan de buena
forma la dinámica temporal de esta variable también dentro del embalse. Al
comparar las concentraciones de entrada y salida al embalse Baker 1 durante todo
el periodo de modelación (Figura 6.50), se observa un aumento significativo en las
concentraciones de nitrógeno durante el primer periodo de modelación, donde se
sobrepasa los 0,4 mg/L, concentración indicativa de una condición mesotrófica.
Este exceso de nitrógeno proviene directamente de los aportes de la vegetación
en descomposición, y no se debe a la producción de Nitrógeno dentro del sistema,
el que tiende a disminuir constantemente respecto de sus valores de entrada. Al
cabo de algunos años, 4 a 5 años, los aportes asociados a la vegetación dejan de
ser importantes y el embalse vuelve a mostrar resultados típicos de una condición
sin vegetación.
Figura 6.50. Baker 1. Comparación entre valores de Nitrógeno Total afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación. Escenario con vegetación.
La línea azul representa las concentraciones afluentes más el nitrógeno aportado por la
descomposición de la vegetación inundada.
Respecto a la dinámica del Nitrógeno Total al interior del embalse Baker 2, Figura
6.51, se observa que ésta es muy similar a lo que ocurre en Baker 1. El sistema
presenta concentraciones típicas de verano entorno a los 0,1 y 0,15 mg/L
respectivamente encontrándose en general bien mezclado. A diferencia de lo
ocurrido en Baker 1, no se observan la aparición de máximos en el fondo, esto
debido principalmente a las menores profundidades y, por la tanto, mayor
capacidad de mezcla del embalse Baker 2 en los sectores del fondo.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 71 de 177
Las entradas de nitrógeno al embalse Baker 2 se ven reducidas respecto a las
correspondientes a Baker 1, alcanzando máximos en verano cercanos a los 0,14-
0,15 mg/L (Figura 6.52). Esta reducción se debe en gran parte al consumo de
nitrógeno por parte de Baker 1, ya que los portes asociados a los ríos De la
Colonia y Los Ñadis, los cuales están considerados dentro de los afluentes al
sistema Baker 2, son de menor importancia.
El impacto global del embalse Baker 2 sobre las concentraciones de Nitrógeno
total es mínimo y constituye una reducción de no más de 0,1 a 0,2 mg/L, tanto en
el periodo de invierno como de verano. Sin embargo, en comparación con las
mediciones de línea base, el impacto conjunto de ambas centrales, Baker 1 y
Baker 2, significa una disminución en torno a los 0,8 mg/L.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 72 de 177
Figura 6.51. Baker 2, Nitrógeno total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 73 de 177
Figura 6.52. Baker 2. Comparación entre valores de Nitrógeno Total afluentes (entrada) y
efluente (salida) para un horizonte de 20 años de modelación. Escenario base, sin
vegetación.
El efecto de la vegetación inundada resulta en aumentos importantes en las
concentraciones de Nitrógeno Total, al interior del embalse Baker 2 durante los
primeros años de modelación (Figuras 6.53 y 6.54). Los máximos simulados
alcanzan valores por sobre los 0,4 mg/L. A diferencia de lo observado en Baker 1,
durante los 4 primeros años de modelación, las máximas concentraciones
efluentes del embalse sobrepasan a las afluentes, lo que indican una cierta
tendencia de este embalse a generar nitrógeno durante este periodo. Pasado unos
4 a 5 años, el vuelve a mostrar resultados similares a los encontrados para el
escenario sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 74 de 177
Figura 6.53. Baker 2, Nitrógeno total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario con vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 75 de 177
Figura 6.54. Baker 2. Comparación entre valores de Nitrógeno Total afluentes (entrada) y
efluente (salida) para un horizonte de 20 años de modelación. Escenario con vegetación.
La línea azul representa las concentraciones afluentes más el nitrógeno aportado por la
descomposición de la vegetación inundada.
En cuanto a la sensibilidad de las concentraciones de Nitrógeno tanto en el
embalse Baker 1 como Baker 2, respecto de las variables forzantes viento y
cobertura de nubes, no se observan cambios significativos respecto de la
condición base, por lo que los resultados presentados son representativos de la
dinámica del nitrógeno en ambos embalses (Figuras 6.55 y 6.56).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 76 de 177
Figura 6.55. Concentración media de Nitrógeno Total al interior del embalse Baker 1 para
un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Figura 6.56. Concentración media de Nitrógeno Total al interior del embalse Baker 2 para
un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 77 de 177
iii) Fósforo Total
Con relación a la dinámica del fósforo dentro del embalse Baker 1, se observa que
durante el periodo de invierno, este se presenta en concentraciones cercanas a
los 0,005 mg/L y homogéneas en todo el embalse. La concentración de 0,005
mg/L corresponde a la concentración de entrada, lo que indica que no existen
cambios en las concentraciones de fósforo al interior del embalse durante el
invierno.
En cambio durante el verano, el fósforo cambia sus concentraciones
principalmente en profundidad. En la zona más superficial se nota una leve baja
en los niveles de fósforo respecto de las concentraciones de entrada, debido
probablemente al consumo de fósforo por parte del fitoplancton. En esta zona las
concentraciones de Fósforo se encuentran en torno a los 0,004 mg/L.
Aproximadamente bajo los 30 m de profundidad, el fósforo mantiene
concentraciones similares a las de entrada (0,005 mg/L), constituyendo
principalmente una zona de transporte de este constituyente sin presentar
reacciones importantes que modifiquen su valor (Figura 6.57). En función de estas
concentraciones, el embalse Baker 1 podría ser catalogado como oligotrófico. En
el fondo del embalse y hacia el término del verano, se observa importantes
concentraciones de fósforo que alcanzan los 0,03 mg/L, concentración
correspondiente al límite mesotrófico-eutrófico. Al igual que en el caso del
Nitrógeno, estos valores resultan de una pobre capacidad de mezcla en esa zona
del embalse y en esa época del año particular. Además, se encuentra acotado a
una pequeña zona del embalse.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 78 de 177
Figura 6.57 Baker 1, Fósforo total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 79 de 177
El aumento del fósforo en el fondo de lagos o embalses resulta del reciclaje de
materia orgánica desde los sedimentos, el cual depende de algunos factores tales
como la concentración de materia orgánica en los sedimentos, oxígeno disuelto y
temperatura entre otras cosas. En general, este tipo de fenómenos es típico de
ambientes anóxicos; sin embargo, el embalse no presenta problemas en relación
al Oxígeno disuelto, el cual se mantiene siempre por sobre los 8 mg/L. De esta
forma, se estima que estos resultados no son lo suficientemente precisos en
relación al Fósforo en profundidad, y sus valores pueden ser consecuencia de un
artefacto en el cálculo. No hay disponible aún modelos que resuelvan en forma
precisa las interacciones sedimento-columna de agua, por lo que generalmente
asumen tasas de intercambio constantes moduladas por temperatura y Oxígeno
disuelto. Sin embargo, estas tasas resultan empíricas y no necesariamente
resuelven la dinámica real del problema. Por ello, resultados derivados de la
interacción sedimento-columna de agua pueden llevar asociado errores propios de
la modelación.
En términos generales, y a pesar de los máximos obtenidos en profundidad,
valores medios en el embalse muestran que no existe un aumento significativo en
las concentraciones de Fósforo al interior del embalse, sino más bien un consumo
en los periodos estivales (Figura 6.58). En relación a la sensibilidad de esta
variable a las forzantes viento y nubosidad, se observa que esta es prácticamente
despreciable.
Resultados similares se obtienen con relación a las concentraciones de Fósforo
efluentes del embalse Baker 1, donde se observa que éstas rara vez sobrepasan
los 0,005 mg/L, tendiendo a bajar a poco menos de 0.0045 mg/L durante el verano
(Figura 6.59).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 80 de 177
Figura 6.58. Concentración media de Fósforo Total al interior del embalse Baker 1 para
un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Figura 6.59. Baker 1. Comparación entre valores de Fósforo Total afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación. Escenario sin vegetación.
Similar al caso del Nitrógeno Total, en el caso con vegetación, el fósforo ve
aumentada sus concentraciones durante los primeros años de modelación,

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 81 de 177
alcanzando máximos en la columna de agua cercanos a los 0,016-0,018 mg/L,
correspondientes a niveles mesotróficos, situación que se normaliza luego de unos
4 ó 5 años de modelación (Figura 6.60).
Como se observa en la Figura 6.61 los aumentos en las concentraciones de
Fósforo se deben principalmente al aporte de la vegetación inundada y no a
procesos internos. Según muestra la Figura 6.61, los cambios en los aportes de
nutrientes al sistema producto de la descomposición de la masa vegetal inundada
perdura por casi 13 años de modelación; sin embargo, pasados los primeros tres
años los efectos se reducen considerablemente, mientras que la condición
oligotrófica base prácticamente se recupera después de 4-5 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 82 de 177
Figura 6.60. Baker 1, Fósforo total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario con vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 83 de 177
Figura 6.61. Baker 1. Comparación entre valores de Fósforo Total afluentes (entrada) y
efluente (salida) para un horizonte de 20 años de modelación. Escenario con vegetación.
La línea azul representa las concentraciones afluentes más el fósforo aportado por la
descomposición de la vegetación inundada.
Los resultados sobre las concentraciones de fósforo en el embalse Baker 2 para la
condición base (sin vegetación), muestran características similares a las de Baker
1, presentando una concentración prácticamente homogénea en superficie con
aumentos puntuales en profundidad durante el verano, y una estructura
completamente homogénea en invierno (Figura 6.62). Durante el invierno el
embalse presenta concentraciones entorno a los 0.005 mg/L, básicamente la
misma concentración de entrada. Durante el verano, las concentraciones en
superficie aumentan a valores cercanos a 0,01 mg/L, mientras que en profundidad
es posible alcanzar valores máximos cercanos a los 0,018 mg/L. Concentraciones
entre 0,01 y 0,03 mg/L corresponden a lagos mesotróficos. Los menores valores
de fósforo alcanzados por el embalse Baker 2 en profundidad se deben
principalmente a su menor profundidad y mayor capacidad de mezcla. A diferencia
del embalse Baker 1, dentro del embalse Baker 2 nunca se exceden los valores de
entrada, los que en verano bordean los 0,025 mg/L, alcanzando máximos que
superan los 0,04 mg/L. Estas grandes concentraciones de fósforo se debe
principalmente a los afluentes del río Los Ñadis, el cual ingresa al embalse Baker
2 unos 6 Km aguas arriba del muro.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 84 de 177
Figura 6.62. Baker 2, Fósforo total. Fósforo total. Imagen superior: corte longitudinal de
un perfil de temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal
(20 años) del perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección
central y cercano al muro). Escenario base, sin vegetación

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 85 de 177
En cuanto a los valores medio de concentración de fósforo dentro del embalse
Baker 2, en la Figura 6.63 se observa que en verano este alcanza valores
máximos cercanos a los 0,01 mg/L, lo que constituye el límite oligotrófico según la
clasificación de Smith et al. (1999). Además, no se notan diferencias en el
comportamiento de esta variable ente cambios en los forzantes del sistema.
Figura 6.63. Concentración media de Fósforo Total al interior del embalse Baker 2 para
un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
El resultado de la construcción del embalse Baker 2 en relación a las
concentraciones de fósforo en el sistema indica una disminución importante de
esta variable en los caudales efluentes respecto de las afluentes (Figura 6.64).
Debido a que la mayoría del fósforo proviene desde el río Los Ñadis, esta
reducción en sus concentraciones significaría un cambio importante respecto de
los valores de línea base en el sector de la salida de Baker 2.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 86 de 177
Figura 6.64 Baker 2 Comparación entre valores de Fósforo Total afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación. Escenario sin vegetación.
Como es normal para el caso de los nutrientes en el sistema, la incorporación de
vegetación sumergida en la modelación, se traduce en un aumento significativo de
los niveles de fósforo en el embalse Baker 2 cercanos a los 0,03 mg/L,
concentraciones que se observan durante el primer año de modelación (Figura
6.65). Luego de 2 a 3 años de modelación el sistema vuelve a presentar valores
similares a los mostrados en la condición sin vegetación.
Como se aprecia en la Figura 6.66, el aporte de fósforo producto de la Vegetación
sumergida no resulta tan importante comparado con los aportes del río Los Ñadis,
por lo que su efecto sobre los caudales de salida de la central Baker 2 sólo es
apreciable durante los 2 a 3 primeros años de modelación. Luego de este período,
las concentraciones de salida, tanto en invierno como verano, son comparables a
la condición sin vegetación antes modelada.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 87 de 177
Figura 6.65 Baker 2, Fósforo total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario con vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 88 de 177
Figura 6.66 Baker 2 Comparación entre valores de Fósforo Total afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación. Escenario con vegetación.
iv) Sílice
Los valores de Sílice por sobre los 2 mg/L corresponden a altas concentraciones
de este elemento en lagos y embalses, por lo que no constituiría una limitación al
crecimiento de diatomeas en el sistema (de la Fuente y Niño, 2008). Los valores
de Sílice simulados en los embalses Baker 1 y Baker 2 presentan concertaciones
por sobre este límite, sin presentar además grandes cambios respecto de sus
concentraciones afluentes, lo que significa un bajo consumo de Sílice por las
diatomeas en comparación a sus valores de entrada (Figuras 6.67 a 6.70). Al
comparar las concentraciones de Sílice afluentes a ambos embalses, respecto de
las concentraciones efluentes, sólo se nota un pequeño consumo de Sílice, menor
a 0,1 mg/L, asociado a los máximos de clorofila a. Sin embargo, los niveles
normales de Sílice son repuestos rápidamente por el sistema a través de los
caudales de entrada.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 89 de 177
Figura 6.67. Concentración media de Sílice al interior del embalse Baker 1 para un
horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y nubes,
corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos escenarios
de sensibilización asociados.
Figura 6.68. Concentración media de Sílice al interior del embalse Baker 2 para un
horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y nubes,
corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos escenarios
de sensibilización asociados.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 90 de 177
Figura 6.69. Baker 1. Comparación entre valores de Sílice afluentes (entrada) y efluentes
(salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
Figura 6.70. Baker 2. Comparación entre valores de Sílice afluentes (entrada) y efluentes
(salida) para un horizonte de 20 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 91 de 177
v) Clorofila a
El crecimiento del fitoplancton al interior de los embalses del PHA, representado
por la evolución espaciotemporal de la concentración de clorofila a, es función de
los niveles de nutrientes, temperatura e intensidad de luz. Es por ello esperable
encontrar los máximos de clorofila a en sectores superficiales donde las
temperaturas tienden a ser mayores y donde se encuentra la zona fótica del
cuerpo de agua.
Los resultados de clorofila a al interior del embalse Baker 1 muestran que, en
épocas de verano, ésta se concentra en los primeros 8 km aguas arriba del muro
hasta una profundidad aproximada máxima de 10 m (Figura 6.71). En invierno en
cambio, el embalse mantiene una concentración homogénea de poco más de 0,2
µg/L, correspondiente a la concentración afluente. El nulo crecimiento de algas en
épocas de invierno, resulta un comportamiento típico en lagos de la zona producto
de las bajas temperaturas de las aguas del sistema, factor que limita el
crecimiento del fitoplancton.
En verano, la gran mayoría del embalse presenta concentraciones relativamente
homogéneas cercanas a los 0,6 µg/L. Resultados sobre las concentraciones
medias de clorofila a dentro del embalse muestra que los máximos de verano
fluctúan entre 0,6 a más de 1,6 µg/L (Figura 6.72). Además, la Figura 6.72
muestra que éste valor es bastante sensible a cambios en los patrones de viento.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 92 de 177
Figura 6.71 Baker 1, Clorofila a Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 93 de 177
Figura 6.72. Concentración media de Clorofila a al interior del embalse Baker 1 para un
horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y nubes,
corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos escenarios
de sensibilización asociados.
La concentración de clorofila a típica de superficie es representada por los valores
obtenidos del modelo en un punto ubicado en superficie y en la zona cercana al
muro, valores representados en la Figura 6.73 para los distintos escenarios de
sensibilización considerados. En general, la mezcla superficial que ocurre en los
embalses producto del viento, tiende a homogenizar la concentración de clorofila a
en la parte superior de la columna de agua. Por ello, la clorofila a superficial
resulta representativa de los valores en los primeros metros de la columna de
agua, sector donde efectivamente se concentra la clorofila a. Los resultados
muestran concentraciones máximas de verano entre 1 y 9 µg/L, pudiendo alcanzar
así concentraciones dentro de los límites eutróficos. Se observa además
variaciones importantes de las concentraciones máximas en función de la
condición de vientos empleada.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 94 de 177
Figura 6.73. Concentración en superficie de Clorofila a en el sector del muro de Baker 1
para un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Más que la condición de vientos, las concentraciones de clorofila a en el sistema
responden a cambios en la temperatura y concentración de sólidos suspendidos
en superficie, factor que incide directamente en la cantidad de luz capaz de
penetrar al sistema. Altos valores de temperatura aumentan el gradiente térmico
en el sistema, reduciendo así la mezcla entre la capa superficial y profunda. Este
mecanismo hidrodinámico reduce la renovación de sólidos suspendidos en
superficie, lo que sumado al proceso de sedimentación del material resulta en una
disminución de sus concentraciones en ese sector del embalse. El coeficiente de
extinción del luz, λ, coeficiente que regula la cantidad de radiación disponible para
la fotosíntesis a una determinada profundidad, es estimado por el modelo como la
suma de un valor base, asociado al agua, más un valor derivado de la
concentración de sólidos suspendidos totales en la columna. Por ello, una
disminución en las concentraciones provoca un cambio importante en la cantidad
de luz que penetra el sistema.
En la Figura 6.74 se presentan perfiles verticales de clorofila a, temperatura y
sólidos suspendidos totales en la columna de agua en un sector cercano al muro
en verano. La denominación “aguas claras” se refiere a una baja concentración de
sólidos suspendidos en superficie, lo que facilita la penetración de la luz, mientras
que “aguas oscuras” se refiere al caso de alta concentración de sólidos, condición
que limita la penetración de la luz al sistema. En la figura se observa claramente la

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 95 de 177
correlación entre el comportamiento de la clorofila a en superficie con los patrones
de temperatura y sólidos suspendidos existentes. Altas temperaturas en superficie,
del orden de 15 °C, afectan la capacidad de mezcla generando una reducción en
la concentración de sólidos suspendidos, los que alcanzan mínimos de 3 mg/L.
Esta reducción en las concentraciones de sólidos suspendidos aumenta la
penetración de la luz, lo que promueve el crecimiento de microalgas debido a que
se facilita la actividad fotosintética. A pesar de que en la condición de aguas
oscuras igual se observa una disminución de sólidos suspendidos en superficie,
estos se mantienen por sobre los 7 mg/L, condición suficiente para controlar el
crecimiento de algas en el sistema, manteniéndolo por debajo de 1 µg/L de
clorofila a.
En la Figura 6.75 se observa la evolución temporal del perfil vertical de
concentración de sólidos suspendidos, en el sector cercano al muro. Al comparar
los resultados mostrados por esta figura con la concentración de clorofila a en
superficie, para el caso de modelación base, se observa que los valores máximos
de clorofila coinciden con bajas concentraciones de sólidos suspendidos en ese
sector. Concentraciones de sólidos suspendidos en superficie por debajo de los 4-
5 mg/L generan máximos de clorofila a entorno a 9 µg/L. Concentraciones de
sólidos por sobre este valor, no permiten que la clorofila a sobrepase valores de 2-
3 mg/L.
En la Figura 6.76 se muestra la variación de la temperatura superficial en el sector
del muro. Se observa que los máximos de temperaturas coinciden con los
mínimos en las concentraciones de sólidos en superficie, y por lo tanto, con los
máximos en los valores de clorofila a.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 96 de 177
Figura 6.74 Perfiles verticales de clorofila a, temperatura y sólidos suspendidos totales en
el sector cercano al muro durante un día de verano. La denominación “aguas claras” se
refiere a una baja concentración de sólidos suspendidos en superficie, lo que facilita la
penetración de la luz, mientras que “aguas oscuras” se refiere al caso de alta
concentración de sólidos, condición que limita la penetración de la luz al sistema.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 97 de 177
Figura 6.75. Evolución espacio temporal de la concentración de sólidos suspendidos en el
sector cercano al muro. Escenario base.
Figura 6.76. Temperatura superficial en el sector del muro de Baker 1 para un horizonte
de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y nubes,
corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos escenarios
de sensibilización asociados.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 98 de 177
A pesar de que las simulaciones muestran una importante reducción de sólidos
suspendidos totales en periodos de alta temperatura en el sistema, la magnitud de
esta reducción está sujeta a la capacidad de sedimentación del material
particulado. Para la modelación se consideró una tasa de sedimentación única
representativa de todo el material sólido afluente al embalse, estimada en 0.72
m/día. Si bien este valor es representativo de la media de los sedimentos en
suspensión, estudios de laboratorio muestran que las partículas más finas podrían
presentar tasas de sedimentación un orden de magnitud inferior a la utilizada. Por
ello, no se espera una reducción importante de las fracciones finas incluso en
periodos de fuertes gradientes térmicos, por lo que las concentraciones
superficiales podrían sobrepasar fácilmente valores de 7 mg/L, lo cual es
suficiente para mantener los valores de clorofila a acotados por debajo de los 3
µg/L, manteniéndose así la condición oligotrófica del embalse. Un estudio de
sensibilidad sobre los valores de la tasa de sedimentación realizada en el embalse
Baker 2, mostró que las fracciones más finas, en el rango de arcillas,
prácticamente no sedimentan dentro del embalse (ver resultados de sólidos
suspendidos en Baker 2 más adelante).
En términos de las concentraciones de clorofila a efluentes del embalse, se
observa que, salvo valores puntuales, no existen grandes diferencias entre la
calidad de las aguas de entrada y salida. Lo anterior es producto de que las altas
concentraciones de clorofila a estimadas en superficie quedan acotadas a esa
zona particular, sin penetrar zonas más profundas donde se encuentra la descarga
(~20 m) (Figura 6.77). De esta manera, los valores máximos de clorofila a
efluentes del embalse Baker 1 fluctúan entre valores típicos de 0,6 µg/L,
correspondiente a la concentración afluente al sistema, y valores máximos
puntuales de 1,8-2 µg/L, los que clasifican la calidad de aguas efluentes a la
central como oligotróficas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 99 de 177
Figura 6.77. Baker 1. Comparación entre valores de Clorofila a afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación. Escenario base, sin
vegetación.
Los resultados asociados al caso con vegetación inundada, muestran que
prácticamente no hay diferencias significativas con los resultados obtenidos para
el caso anterior (sin vegetación). Como muestra en la Figura 6.78, tanto la
dinámica temporal como los valores característicos medios, se mantienen dentro
de los mismos rangos observados anteriormente. Los valores máximos de
superficie tampoco se ven modificados, encontrándose en el rango de 1 a 9 µg/L.
Este resultado refleja la importancia de la temperatura y penetración de la luz
(sólidos suspendidos), por sobre los nutrientes, en la dinámica de crecimiento del
fitoplancton dentro del embalse.
Al observar las concentraciones de entrada y salida del embalse (Figura 6.79), si
bien se muestran concentraciones efluentes levemente mayores a las modeladas
en el caso sin vegetación, no se aprecia el efecto característico de la vegetación
asociado a los nutrientes, donde sí se observa un cambio en el comportamiento
del embalse durante los primeros 3 a 5 años de modelación.
Bajos estas condiciones de modelación (con vegetación) las aguas afluentes al
embalse Baker 1 presentan máximos de verano entorno a los 0,6 µg/L, valor
similar a la concentración afluente, con máximos puntuales que llegan a 2,4 µg/L.
Bajo todo este rango de concentraciones, las aguas efluentes presentan
características oligotróficas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 100 de 177
Figura 6.78. Baker 1, Clorofila a Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario con vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 101 de 177
Figura 6.79 Baker 1 Comparación entre valores de Clorofila a afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación. Escenario con vegetación.
Los resultados obtenidos sobre la concentración de clorofila a en el embalse Baker
2 para la condición sin vegetación, muestra un incremento en sus concentraciones
de clorofila a entrono a los primeros 15-20 m de profundidad, obteniendo máximos
más elevados en el sector cercano al muro los que pueden alcanzar valores
cercanos a 1,6 µg/L (Figura 6.80).
En términos de los valores medios registrados al interior del embalse, se observa
que estos fluctúan entre mínimos de 0,2 a máximos de 1 µg/L (Figura 6.81). Al
igual que lo observado en Baker 1, los resultados de clorofila a muestran
diferencias en función del patrón de vientos utilizados, variable que repercute
directamente sobre la temperatura superficial en el embalse.
Debido a que la descarga de la central Baker 2 es prácticamente superficial, las
concentraciones de salida resultan representativas de los máximos simulados en
superficie, los cuales son bastante menores a los registrados en Baker 1 (Figura
6.82). A pesar de la dilución de los efluentes de Baker 1 producto de los ríos De la
Colonia y Los Ñadis, se observa que los valores máximos alcanzados responden
en función de los máximos de clorofila a asociados a los efluentes del embalse
Baker 1.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 102 de 177
Las menores concentraciones de clorofila a en comparación a las observadas en
Baker 1, se debe en parte a las menores temperaturas superficiales simuladas en
el embalse Baker 2, las cuales no sobrepasan máximos de 13 °C, y las mayores
concentraciones de sólidos suspendidos en superficie, las que se mantienen por
sobre los 20 mg/L en verano. Del punto de vista de los máximos de clorofila a
dentro del embalse como asociado a sus efluentes, el embalse Baker 2 mantiene
una calidad oligotrófica de sus aguas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 103 de 177
Figura 6.80. Baker 2, Clorofila a Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 104 de 177
Figura 6.81. Concentración media de Clorofila a al interior del embalse Baker 2 para un
horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y nubes,
corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos escenarios
de sensibilización asociados.
Figura 6.82 Baker 2. Comparación entre valores de Clorofila a afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación. Escenario base, sin
vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 105 de 177
Los resultados obtenidos para el escenario con vegetación inundada no presenta
mayores cambios respecto del escenario anterior (sin vegetación) y sus mayores
valores en las concentraciones son producto de las mayores concentraciones
efluentes desde Baker 1 para esta misma condición. De esta forma, es posible
concluir que no existe una dinámica importante del fitoplancton al interior del
embalse, producto de la incorporación de la vegetación inundada en la modelación
de la clorofila a en Baker 2. Los resultados pueden ser resumidos en el gráfico de
la Figura 6.83, donde se muestran los valores afluentes a Baker 2, constituidos
principalmente por los efluentes de Baker 1, y las concentraciones de salida del
embalse Baker 2. La Figura 6.83 muestra un aumento en las concentraciones
máximas de clorofila a de 2 µg/L, manteniendo así la condición oligotrófica del
embalse Baker 2.
Figura 6.83. Baker 2. Comparación entre valores de Clorofila a afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
vi) Oxígeno Disuelto
Tanto el embalse Baker 1 como Baker 2 presentan altas concentraciones de
Oxígeno disuelto, generalmente mayores a 9 mg/L, lo que constituye una
excelente calidad de sus aguas en relación a este parámetro, incluso en
escenarios que incluyen la vegetación inundada, la cual genera un consumo
adicional en el sistema.
Los resultados relacionados con esta variable se resumen en las Figuras 6.84 y
6.85, las que muestran la variación del perfil vertical de Oxígeno disuelto en la
columna de agua en un sector cercano al muro dentro de los embalses Baker 1 y

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 106 de 177
Baker 2. Los resultados muestran las buenas condiciones de oxigenación en este
sector de los embalses, el que debido a su profundidad, podría presentar las
peores condiciones respecto de esta variable. El embalse Baker 1 muestra una
pequeña disminución del oxígeno en el fondo, la que no baja de los 7-8 mg/L,
asociada a las menor renovación de las aguas en ese sector, lo cual se encuentra
relacionado con la hidrodinámica propia del embalse y fue discutido previamente
con relación a otras variables de estado del sistema. Además, se observa una
pequeña disminución en relación a las concentraciones de verano en superficie,
producto del crecimiento de microalgas; sin embargo, esto no perjudica la buena
oxigenación del sistema.
Figura 6.84. Baker 1. Evolución temporal del perfil vertical de Oxigeno Disuelto en la zona
del muro. Caso con vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 107 de 177
Figura 6.85. Baker 2. Evolución temporal del perfil vertical de Oxigeno Disuelto en la zona
del muro. Caso con vegetación.
vii) Sólidos Suspendidos
Los resultados de Sólidos Suspendidos en el embalse Baker 1, presentados en la
Figura 6.86, muestran que existe una pequeña disminución de las
concentraciones efluentes al embalse respecto de las afluentes, indicativo de que
parte de las partículas transportadas por el río Baker quedan depositadas al
interior del embalse. Como se observa en la Figura 6.86, durante la época de
verano los aportes de sedimento al embalse Baker 1 alcanzan cerca de los 19
mg/L, los que se reducen a valores cercanos a 4 mg/L en la época de invierno,
esto debido principalmente al régimen hidrológico de la cuenca, en que los
glaciares aportan gran cantidad de sedimentos en suspensión durante la época de
deshielos. Las diferencias máximas entre los valores de entrada y salida son
cercanas a 4 mg/L, es decir, cerca del 20 % del material ingresado al embalse
podría ser depositado al interior de éste. Un balance de masa estimado en un
periodo de 5 años de simulación, demostró que la depositación promedio de
Sólidos Suspendidos en el embalse Baker 1 es de 9,7 %.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 108 de 177
Figura 6.86. Baker 1. Comparación entre valores de Sólidos Suspendidos afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
El embalse Baker 2 recibe aportes de Sólidos Suspendidos significativamente
mayores a los de Baker 1 durante todo el período, alcanzando máximos cercanos
a los 55 mg/L durante la época de verano y mínimos de 5 mg/L en invierno
(Figura 6.87). Estos valores en las concentraciones de entrada de Sólidos
Suspendidos al embalse Baker, 2 se debe principalmente a los aportes del río De
la Colonia. Como se observa en la Figura 6.87, los valores asociados a las
concentraciones de salida pueden resultar significativamente menores,
alcanzando máximos de retención por sobre el 30 %. Un balance másico realizado
en un periodo de 5 años de modelación, reveló una valor medio de retención
dentro del embalse Baker 2 de 28.4 %.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 109 de 177
Figura 6.87. Baker 2. Comparación entre valores de Sólidos Suspendidos afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
Los altos valores de retención asociados al embalse Baker 2, motivó un análisis de
sensibilidad sobre la retención de Sólidos Suspendidos en función de distintas
tasas de sedimentación, es decir, distintos tamaños de partículas. Los resultados
se muestran en la Tabla 6.7 y la Figura 6.88
Tabla 6.7: Sensibilización del porcentaje de retención de sólidos suspendidos en función
de la velocidad de sedimentación, para el Embalse Baker 2
Velocidad de
sedimentación
modelación numérica
Tamaño de
partícula
equivalente
Porcentaje de
retención en
Embalse Baker 2
(m/d) (um) (%)
0,01 0,24 0,5 %
0,04 0,50 1,8 %
0,15 1,00 6,4 %
0,72 2,00 28,4 %

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 110 de 177
50%
45%
Retención de sólidos suspendidos en Embalse Baker 2
Porcentaje de retención (%)
40%
35%
30%
25%
20%
15%
10%
5%
0%
0 0,5 1 1,5 2 2,5
Tamaño de la párticula (µm)
Figura 6.88: Sensibilización del porcentaje de retención de sólidos suspendidos en
función de la velocidad de sedimentación, para el Embalse Baker 2
Los resultados muestran una variación importante del porcentaje de retención de
Sólidos Suspendidos en el embalse Baker 2 en función de la velocidad de
sedimentación de las partículas. Al considerar una velocidad de sedimentación de
0,07 m/día, valor estimado por el informe de la Universidad de Chile (2007) como
característico de la fracción más fina (~1 µm) de Sólidos Suspendidos en el
sistema, se obtienen retenciones cercanas al 6%.
Este resultado es indicativo de la gran variabilidad sobre la sedimentación de las
distintas fracciones granulométricas, asociadas a los sólidos suspendidos
afluentes al embalse. Si bien la retención de la fracción más gruesa de sedimentos
puede resultar considerable, ésta puede ser prácticamente despreciable para las
fracciones más finas. En función de éste resultado, se estima que las fracciones
más finas, responsables del transporte de silicatos hacia el fiordo, no presentarán
cambios significativos en sus concentraciones.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 111 de 177
b) Río Pascua
i) Temperatura
Los resultados de temperatura asociados al embalse Pascua 1 para un escenario
sin vegetación, muestran que éste, a pesar de su gran profundidad, presenta una
estructura térmica prácticamente homogénea durante todo el año (Figura 6.89).
Más que a una condición de mezcla, lo anterior se debe a la poca diferencia en las
temperaturas de sus aguas, las que fluctúan entre mínimos poco menores a 4 °C
en invierno y máximos de poco más de 7,5 °C en superficie durante el verano.
Estas bajas diferencias entre sus valores de temperatura, no son suficientes como
para generar gradientes de densidad importantes que modifiquen la estructura del
sistema.
En términos de la temperatura media en el embalse Baker 2, Figura 6.90, se
observa que éste presenta temperaturas mínimas por debajo de los 4° C con
máximos puntuales cercanos a 6 °C. Además, se observa que no existen
diferencias significativas en los resultados de temperatura en función de los
distintos escenarios de sensibilización utilizados, mostrando que cambios en los
patrones de viento o de nubosidad no son determinantes en la condición térmica
del sistema.
En la Figura 6. 91 se observa que no existen diferencias significativas entre los
valores de Temperaturas afluentes y efluentes del embalse, lo que demuestra que
la Temperatura al interior del embalse es función de sus valores de entrada,
siendo el intercambio de calor con la atmósfera un proceso de menor importancia.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 112 de 177
Figura 6.89. Pascua 1, Temperatura. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 113 de 177
Figura 6.90. Temperatura media al interior del embalse Pascua 1 para un horizonte de 5
años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y nubes, corresponden
a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos escenarios de
sensibilización asociados.
Figura 6.91. Pascua 1. Comparación entre valores de Temperatura afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 114 de 177
Los resultados de temperatura obtenidos para el escenario con vegetación no
presentan ninguna diferencia respecto a los mostrados anteriormente (sin
vegetación), por lo que no serán incluidos en el informe.
A diferencia de lo ocurrido en el embalse Pascua 1, donde se observaba una
estructura prácticamente homogénea dentro del todo el sistema, el embalse
Pascua 2.1 si presenta un gradiente vertical de temperaturas en la época de
verano (Figura 6.92). Sin embargo, la poca diferencia entre las temperaturas de
sus aguas hace que este sea más bien débil, sin resultar en cambios importantes
de la densidad de sus aguas. El embalse Pascua 2.1 presenta temperaturas
mínimas de invierno cercanas a los 4,5 °C, las que pueden aumentar hasta
máximos puntuales de 10 °C en superficie, durante el periodo de verano.
Las temperaturas medias al interior del embalse fluctúan entre 4 y 7 °C (Figura
6.93). Al igual como ocurre en Pascua 1, no se observan diferencias significativas
en los valores de temperatura respecto de los diferentes escenarios de
sensibilización modelados. Tampoco se observan diferencias importantes entre los
valores de temperaturas de entrada y salida del embalse, las que fluctúan
prácticamente entre los mismos rangos que la temperatura media (Figura 6.94). A
pesar de que las temperaturas máximas dentro del embalse simuladas en
superficie pueden alcanzar cerca de 10 °C, este efecto no afecta mayormente a
las aguas efluentes debido a que la descarga se ubica cercana a los 20 m de
profundidad.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 115 de 177
Figura 6.92. Pascua 2.1, Temperatura. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 116 de 177
Figura 6.93. Temperatura media al interior del embalse Pascua 2.1 para un
horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los
distintos escenarios de sensibilización asociados.
Figura 6.94. Pascua 2.1. Comparación entre valores de Temperatura afluentes (entrada)
y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
Al igual a lo ocurrido con el resto de los embalses en el río Pascua, la
incorporación de la vegetación inundada en la modelación del embalse Pascua
2.1, no introduce cambios en los resultados respecto de la condición sin
vegetación, por lo que no serán presentados.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 117 de 177
Con relación a la temperatura en el embalse Pascua 2.2, Figura 6.95, se observa
que esta presenta una estructura prácticamente homogénea al interior de todo el
sistema, presentando leves aumentos de la temperatura superficial en el sector
cercano al muro. Sus temperaturas varían entre mínimos de 4 °C a temperaturas
máximas puntuales en superficie cercanas a 10 °C, similar a lo que ocurre en el
embalse Pascua 2.1. En cuanto a la temperatura media simulada dentro del
sistema, se observa que esta fluctúa entre mínimos de 4 y 7 °C dependiendo de la
época del año, rango prácticamente idéntico a los del resto de los embalses del
sistema Pascua (Figura 6.96). Además, tampoco se observan diferencias
significativas en función de cambios en los patrones de viento o nubosidad.
Debido a que el embalse Pascua 2.2 presenta buenos patrones de mezcla con
relación a la temperatura, no se esperan grandes diferencias entre los valores
medios y afluentes del sistema. En efecto, la Figura 6.97 muestra que las
temperaturas máximas efluentes del embalse son apenas un poco superiores a las
temperaturas medias máximas. Este leve aumento es consecuencia del
calentamiento superficial del embalse, el cual a través de procesos de mezcla
asociados al viento y a la descarga, es transportado hacia el sector de la
descarga, ubicada cerca de los 20 m de profundidad. Al comparar las
temperaturas afluentes y efluentes al embalse Pascua 2.2, no se observan
diferencias significativas, indicando que no existen procesos internos importantes
tendientes a modificar la temperatura de las aguas en sistema (Figura 6.97).
Al igual que en el de los otros 2 embalses asociados al sistema Pascua, la
incorporación de vegetación en el modelo no genera cambios en los resultados
respecto de la condición sin vegetación, por lo que estos resultados no son
presentados en el informe.
En resumen, se observa que el sistema de embalses Pascua no presenta un
impacto significativo sobre las temperaturas del sistema, mantenido valores
medios y efluentes a cada embalse dentro de los mismos rangos de línea base. Si
bien, dentro de los embalses se alcanzan máximos por sobre estos rangos, los
valores no superan los 10 °C y quedan acotados a zonas superficiales cercanas al
muro.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 118 de 177
Figura 6.95 Pascua 2.2, Temperatura. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 119 de 177
Figura 6.96. Temperatura media al interior del embalse Pascua 2.2 para un horizonte de
5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y nubes,
corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos escenarios
de sensibilización asociados.
Figura 6.97. Pascua 2.2. Comparación entre valores de Temperatura afluentes (entrada)
y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 120 de 177
ii) Nitrógeno Total
Los resultados asociados a la concentración de Nitrógeno Total en el embalse
Pascua 1, bajo un escenario base sin vegetación inundada, muestran que este se
presenta bien mezclado y en concentraciones entorno a los 0,06 mg/L en invierno,
con máximos de 0,21 mg/L en verano (Figuras 6.98 y 6.99). Se observa además
que no existen cambios importantes en los resultados de esta variable en función
de los distintos escenarios de sensibilización considerados.
En cuanto a las concentraciones efluentes, se ve que estas presentan
concentraciones similares a las observadas al interior del embalse, las que
durante el verano resultan 0,050-0,060 mg/L superiores a las concentraciones
afluentes. Sin embargo, estas concentraciones se mantienen dentro de los límites
oligotróficos (Figura 6.100).
Con relación a los resultados obtenidos para la condición con vegetación
inundada, si bien las concertaciones de nitrógeno aumentan dentro del embalse
asociado a los mayores aportes producto de la degradación de la vegetación
inundada, se observan patrones de comportamiento similares a los observados
para el caso sin vegetación. Las Figuras 6.101 y 6.102 muestran que el nitrógeno
se encuentra bien mezclado dentro del embalse, presentando además un leve
crecimiento respecto de sus concertaciones de entrada.
Las concentraciones máximas alcanzadas por el nitrógeno al interior del embalse,
al igual que en sus caudales efluentes, sobrepasan los 0,6 mg/L durante el primer
año de modelación, disminuyendo considerablemente cercano al 6° año de
modelación, donde las concentraciones se estabilizan. De todas formas pasado
este periodo, las concentraciones efluentes siguen siendo un poco mayores a las
simuladas en el escenario sin vegetación, debido a que la vegetación, aunque en
menores concentraciones, sigue aportando nitrógeno al sistema. Si bien las
concentraciones máximas observadas en el embalse bajo estas condiciones
corresponden a un estado mesotrófico, su condición oligotrófica es recuperada a
los 3 años de construido el embalse.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 121 de 177
Figura 6.98: Pascua 1, Nitrógeno Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 122 de 177
Figura 6.99. Concentración media de Nitrógeno Total al interior del embalse Baker 2 para
un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Figura 6.100. Pascua 1. Comparación entre valores de Nitrógeno Total afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación. Sin
vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 123 de 177
Figura 6.101 Pascua 1, Nitrógeno Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil
de temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años)
del perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y
cercano al muro). Escenario con vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 124 de 177
Figura 6.102. Pascua 1. Comparación entre valores de Nitrógeno Total afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
Los resultados sobre las concentraciones de Nitrógeno Total en el embalse
Pascua 2.1 muestra que en general este se encuentra bien mezclado, con algunas
diferencias eventuales en la horizontal producto de cambios en las
concentraciones afluentes (Figura 6.103). Las concentraciones mínimas y
máximas fluctúan entre valores de 0,06 a 0,25 mg/L, correspondientes a las
concentraciones efluentes del embalse Pascua 1. Las concentraciones medias
asociadas se mantienen dentro del mismo rango de valores, y no se observan
cambios en los resultados producto de cambios en las forzantes de viento y
nubosidad (Figura 6.104).En cuanto a los efluentes, éstos mantienen
prácticamente las mismas concentraciones que las afluentes al embalse, con una
leve disminución de sus concentraciones máximas de verano, diferencia que
alcanza valores máximos entorno a 0,010-0,020 mg/L (Figura 6.105).
Con relación a los efectos de la vegetación, se observa un aumento importante de
la cantidad de nitrógeno en el sistema, el que alcanza máximos cercanos a los 2,7
mg/L, concentración representativa de una condición eutrófica del embalse.
Además, se observa que las concentraciones efluentes del embalse sobrepasan a
las de entrada, lo que sugiere algún mecanismo de producción de nitrógeno dentro
del sistema. Sin embargo, esta situación se revierte pasado el 5 año de
modelación, periodo tras el cual prácticamente se recuperan los valores
observados en la condición base, sin vegetación (Figuras 6.106 - 6.108)

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 125 de 177
Figura 6.103 Pascua 2.1, Nitrógeno Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil
de temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años)
del perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y
cercano al muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 126 de 177
Figura 6.104. Concentración media de Nitrógeno Total al interior del embalse Pascua 2.1
para un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Figura 6.105 Pascua 2.1. Comparación entre valores de Nitrógeno Total afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 127 de 177
Figura 6.106 Pascua 2.1, Nitrógeno Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil
de temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años)
del perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y
cercano al muro). Escenario base con vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 128 de 177
Figura 6.107. Concentración media de Nitrógeno Total al interior del embalse Pascua 2.1
para un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Figura 6.108. Pascua 2.1. Comparación entre valores de Nitrógeno Total afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 129 de 177
La gran capacidad de mezcla asociada al embalse Pascua 2.2 muestra que no
existen variaciones internas de Nitrógeno Total en el embalse, presentando tanto
concentraciones medias como efluentes prácticamente idénticas (Figuras 6.109 a
6.110). Las concentraciones máximas y mínimas asociadas al sistema fluctúan
entre 0,06 y 0,24 mg/L para invierno y verano respectivamente, correspondientes
a las mismas concentraciones efluentes desde el embalse Pascua 2.1. En efecto,
al comparar las concentraciones efluentes y afluentes al Pascua 2.2, estas últimas
correspondientes a los efluentes de Pascua 2.1, se ve que no existen diferencias
significativas entre sus valores.
Los resultados obtenidos para el caso con vegetación muestran patrones
idénticos, en el sentido de que el nitrógeno se encuentra bien mezclado dentro del
embalse y no se observan variaciones significativas respecto de sus
concentraciones de entrada (Figuras 6.110 y 6.111). Las concentraciones
afluentes a este embalse incluyen los aportes derivados de la descomposición de
la vegetación sumergida.
La vegetación sumergida es responsable de aumentos significativos en los niveles
de nitrógeno dentro del embalse durante los primeros años de modelación, con
máximos que alcanzan cerca de 2,8 mg/L, lo que corresponde a una condición
eutrófica del embalse (Figuras 6.112 y 6.113). Sin embargo, pasado unos 5 años
de modelación, el embalse prácticamente recupera los niveles normales,
característicos de la condición sin vegetación.
En general, se observa que dentro del sistema de embalses asociados al río
Pascua, el nitrógeno presenta un pequeño aumento en sus concentraciones
dentro del embalse Pascua 1. En adelante, los procesos internos asociados a esta
variable al interior de los embalses Pascua 2.1 y 2.2 resultan prácticamente
despreciables, por lo que sus valores no son esencialmente modificados respecto
de los efluentes desde Pascua 1.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 130 de 177
Figura 6.109. Pascua 2.2, Nitrógeno Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil
de temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años)
del perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y
cercano al muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 131 de 177
Figura 6.110 Concentración media de Nitrógeno Total al interior del embalse Pascua 2.2
para un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Figura 6.111. Pascua 2.2. Comparación entre valores de Nitrógeno Total afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 132 de 177
Figura 6.112. Pascua 2.2, Nitrógeno Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil
de temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años)
del perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y
cercano al muro). Escenario con vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 133 de 177
Figura 6.113. Pascua 2.2. Comparación entre valores de Nitrógeno Total afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
iii) Fósforo Total
El embalse Pascua 1 muestra concentraciones de Fósforo relativamente
homogéneas dentro del sistema, con valores de 0,003 mg/L en invierno y
cercanos a 0,012 mg/L en verano (Figura 6.114). Hacia el final del verano y en el
fondo del embalse, tanto en dentro de la cubeta principal como en el sector más
somero cercano al muro, se observan aumentos puntuales de las concentraciones
de fósforo que alcanzan valores máximos cercanos a 0,03 mg/L, valor límite entre
las condiciones mesotrófica-eutrófica.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 134 de 177
Figura 6.114 Pascua 1, Fósforo Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 135 de 177
En cuanto a sus concentraciones medias presentadas en la Figura 6.115, éstas
varían entre mínimos cercanos a 0,003 y máximos de 0,011, valor que se
encuentra prácticamente en el límite máximo de la oligotrofia. Además, no se
observan diferencias en los resultados respecto de los distintos escenarios de
sensibilización considerados.
Figura 6.115 Concentración media de Fósforo Total al interior del embalse Pascua 1
para un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Los valores de Fósforo asociados a los efluentes de la central Pascua 1 muestran
diferencias respecto de su concentración afluente, la cual se mantienen constante
a lo largo del año en un valor de 0,005 mg/L (Figura 6.116). En general, se
observa que tanto las concentraciones efluentes como al interior del embalse,
presentan una pequeña disminución en sus valores durante el periodo de invierno
y un aumento cercano a 0,008 mg/L en verano. Los valores efluentes y medios en
el embalse presentan valores similares producto de la homogeneidad de esta
variable en el sistema.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 136 de 177
Figura 6.116. Pascua 1. Comparación entre valores de Fósforo Total afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
En cuanto a los efectos de la vegetación sumergida en las concentraciones de
fósforo en el embalse, se observa un aumento importante de esta variable durante
los primeros años de modelación, pudiendo alcanzar máximos superiores a los
0,035 mg/L, concentraciones que clasifican al lago como eutrófico (Figura 6.117).
Sin embargo, se observa que estas concentraciones decaen en el tiempo,
obteniéndose concentraciones relativamente estables y similares a las del caso sin
vegetación, luego de unos 5 años de modelación.
Este efecto puede ser mejor observado en la Figura 6.118, donde se comparan
las concentraciones afluentes (considerando los aportes de la vegetación) y
efluentes al embalse. En esta figura, se ve claramente el aumento de las
concentraciones tanto de entrada como salida producto de la descomposición de
la vegetación sumergida, principalmente durante los primeros años de modelación.
Pasado unos 8 años, los efectos de la vegetación se vuelven poco relevantes
comparado con los resultados obtenidos en el escenario sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 137 de 177
Figura 6.117 Pascua 1, Fósforo Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario con vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 138 de 177
Figura 6.118. Pascua 1. Comparación entre valores de Fósforo Total afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
Las concentraciones de Fósforo afluentes al embalse Pascua 2.1 son
determinadas principalmente por las salidas del embalse Pascua 1, ya que los
aportes asociados al desagüe del lago Gabriel Quirós no resultan significativos.
Por ello, los valores de entrada se mantienen entre los rangos mínimos y máximos
descargados por Pascua 1 (Figura 6.119). En el escenario base, es decir sin
considerar la vegetación sumergida, el embalse Pascua 2.1 muestra valores
homogéneos dentro de todo el embalse, con valores cercanos a los 0.005 mg/L,
mientras que en verano se observa un leve gradiente vertical con máximos
cercanos a 0.1 mg/L en el fondo, los que descienden a valores entorno a 0.05
mg/L en superficie. De esta forma, durante el verano el embalse presentaría una
condición mesotrófica, pudiendo incluso alcanzar máximos puntuales por sobre el
límite eutrófico.
Los valores medios de Fósforo dentro del embalse muestran un rango de variación
entre mínimos de 0,003 y máximos de 0,08 mg/L, presentando una condición
oligotrófica en invierno y eutrófica en verano (Figura 6.120). Además, se observa
que no existen cambios de los resultados respecto de los distintos escenarios de
sensibilización utilizados. Al comparar las concentraciones de entrada y salida del
embalse (Figura 6.121), se observa que no existen variaciones importantes,
indicando de esta manera la ausencia de procesos internos importantes tendientes
a modificar las concentraciones de fósforo dentro del sistema.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 139 de 177
Figura 6.119. Pascua 2.1, Fósforo Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil
de temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años)
del perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y
cercano al muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 140 de 177
Figura 6.120. Concentración media de Fósforo Total al interior del embalse Pascua 2.1
para un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Figura 6.121. Pascua 2.1. Comparación entre valores de Fósforo Total afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 141 de 177
Con relación a los efectos de la vegetación sumergida al interior del embalse
Pascua 2.1 la vegetación incrementa en las concentraciones de Fósforo al interior
del embalse, este debido a los aportes de Fósforo producto de la degradación de
la biomasa sumergida. Sin embargo, estos aumentos no son significativos,
manteniendo rangos similares a los observados en la condición sin vegetación
(Figura 6.122)
En términos de las concentraciones efluentes al embalse, estas siguen un patrón
similar a las encontradas al interior del embalse, esto debido a que no existen
variaciones importantes de fósforo en el embalse (Figura 6.123). Además, se
observa que a pesar del mayor aporte de fósforo al sistema, sus concentraciones
efluentes resultan prácticamente iguales a las del caso sin vegetación a partir del
3° año de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 142 de 177
Figura 6.122 Pascua 2.1, Fósforo Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil
de temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años)
del perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y
cercano al muro). Escenario con vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 143 de 177
Figura 6.123. Pascua 2.1. Comparación entre valores de Fósforo Total afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
Los resultados asociados al Fósforo Total en el embalse Pascua 2.2, muestran
que no existe una dinámica espaciotemporal importante al interior del sistema,
esto debido a que no se aprecian variaciones de éste parámetro en el sistema
(Figura 6.124). Por lo mismo, no se observan cambios entre las concentraciones
efluentes respecto de las afluentes al sistema, concentraciones derivadas de los
efluentes al embalse Pascua 2.1 (Figura 6.125). Los resultados muestran que las
concentraciones mínimas y máximas en el embalse fluctúan entre 0,005 y 0,1
mg/L, pudiendo alcanzar así condiciones eutróficas durante el verano.
En término de las concentraciones medias (Figura 6.126), estas presentan
concentraciones en el mismo rango que las observadas en el embalse, y no
muestran cambios respecto de los distintos escenarios de sensibilización.
Respecto a los resultados obtenidos para la condición con vegetación inundada,
se observa en las Figuras 6.127 y 6.128 un pequeño aumento en las
concentraciones de fósforo durante los primeros años de modelación producto de
los aportes derivados de la degradación de la vegetación sumergida. Además, se
observa que no existe una dinámica interna importante asociada a este parámetro
dentro del embalse, resultando las concentraciones efluentes prácticamente
idénticas a las afluentes al embalse, estas últimas considerando los aportes
derivados de la vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 144 de 177
Figura 6.124. Pascua 2.2, Fósforo Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil
de temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años)
del perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y
cercano al muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 145 de 177
Figura 6.125. Pascua 2.2. Comparación entre valores de Fósforo Total afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
Figura 6.126. Concentración media de Fósforo Total al interior del embalse Pascua 2.2
para un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 146 de 177
Figura 6.127 Pascua 2.2, Fósforo Total. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil
de temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años)
del perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y
cercano al muro). Escenario con vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 147 de 177
iv) Sílice
Figura 6.128. Pascua 2.2. Comparación entre valores de Fósforo Total afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
Con relación a la dinámica del Sílice al interior de los embalses proyectados en el
río Pascua, se observa que éste se presenta en concentraciones bastante
menores a lo observado en las centrales del río Baker, esto debido únicamente a
los menores aportes de Sílice asociados a los afluentes del río Pascua en el sector
de construcción de las centrales. Como se observa en las Figuras 6.129 a 6.131,
las concentraciones medias de Sílice en las centrales del río Pascua varían entre
mínimos de 1,0 y máximos de 1,2 mg/L, siendo poco menores dentro del embalse
Pascua 1 comparado con los otros dos embalses. Dentro de los embalses Pascua
2.1 y 2.2, es posible observar disminuciones puntuales en las concentraciones de
Sílice asociadas a al crecimiento de microalgas.
Al comparar sus concentraciones afluentes y efluentes (Figuras 6.132 a 6.134),
se observa que prácticamente no existen diferencias entre los valores de entrada y
salida, indicando que no hay cambios significativos relacionados con esta variable
al interior de los embalses del río Pascua. Lo anterior, es consecuencia del escaso
crecimiento de microalgas al interior de estos embalses, limitado principalmente
por las bajas temperaturas registradas, lo cual se analiza más adelante. Bajos
estas condiciones, y a pesar de presentar concentraciones por debajo de los 2
mg/L, el Sílice no constituye una limitante para la producción primaria dentro del
embalse.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 148 de 177
Figura 6.129. Concentración media de Sílice al interior del embalse Pascua 1 para un
horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y nubes,
corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos escenarios
de sensibilización asociados
Figura 6.130. Concentración media de Sílice al interior del embalse Pascua 2.1 para un
horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y nubes,
corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos escenarios
de sensibilización asociados

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 149 de 177
Figura 6.131. Concentración media de Sílice al interior del embalse Pascua 2.2 para un
horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y nubes,
corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos escenarios
de sensibilización asociados
Figura 6.132. Pascua 1. Comparación entre valores de Sílice afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 150 de 177
Figura 6.133. Pascua 2.1. Comparación entre valores de Sílice afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
Figura 6.134. Pascua 2.2. Comparación entre valores de Sílice afluentes (entrada) y
efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 151 de 177
v) Clorofila a
Los resultados de clorofila a al interior del embalse Pascua 1 muestran que no
existe crecimiento significativo de microalgas al interior de este embalse. Como se
aprecia en las Figuras 6.135 y 6.136, el embalse presenta concentraciones de
clorofila a entorno a los 0,25 µg/L durante todo el periodo de modelación. Se
observa además una disminución de esta variable en zonas cercanas al fondo, lo
cual constituye un resultado esperable para sistemas como éste.
Con relación a las concentraciones de clorofila a efluentes del embalse Pascua 1,
se observa que estas son poco menores a las concentraciones de entrada al
sistema, las que fueron estimadas en cerca de 0,31µg/L (Figura 6.137).
Los resultados para el caso con vegetación no presentan ningún cambio respecto
de las concentraciones observadas en el escenario anterior (sin vegetación). Esto
demuestra que dentro de este embalse, los nutrientes no constituyen un factor
limitante para el crecimiento de microalgas en el sistema, si no que la limitación se
debe principalmente a las bajas temperaturas asociadas a este embalse. Los
resultados del modelo con vegetación inundada no son presentados en este
informe debido a que no aportan información adicional.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 152 de 177
Figura 6.135 Pascua 1, Clorofila a. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 153 de 177
Figura 6.136. Concentración media de Clorofila a al interior del embalse Pascua 1 para
un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Figura 6.137. Pascua 1. Comparación entre valores de Clorofila Total afluentes (entrada)
y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 154 de 177
El embalse Pascua 2.1 muestra concentraciones homogéneas de clorofila a dentro
de la mayor parte del embalse, con máximos puntuales asociados a sectores
superficiales cercanos al muro (Figura 6.138). Las concentraciones medias
registradas al interior del embalse fluctúan entre 0,3 y 0,7 µg/L, pudiendo alcanzar
valores máximos cercanos a 3.5 µg/L (límite oligotrófico máximo) bajo condiciones
de vientos más bajos (Figura 6.139). En cambio, cambios en la nubosidad no
generan diferencias significativas respecto del caso base.
Las concentraciones máximas asociadas a zonas superficiales cercanas al muro
se muestran en la Figura 6.140. Se observa que las concentraciones máximas
alcanzan valores cercanos a los 2 µg/L, las que en condiciones de vientos más
bajos pueden aumentar a máximos de 16 µg/L, lo que constituye una gran
variabilidad en cuanto a los máximos de clorofila a en función del patrón de vientos
en el embalse. Valores máximos por sobre los 9 µg/L constituye una condición
eutrófica de las aguas.
La variable de mayor importancia en el control de crecimiento de microalgas
dentro del embalse Pascua 2.1, lo constituye la temperatura y la reducción en la
concentración de sólidos suspendidos en el embalse, más que el patrón de viento
asociado. Al igual que en el caso de Baker 1, aumentos importantes de la
temperatura en superficie genera un fuerte gradiente térmico capaz de aislar la
zona superficial del resto del embalse, lo que genera un decaimiento de la
cantidad de sólidos suspendidos en superficie.
Valores superficiales de temperatura en el sector del muro, lugar donde ocurren
los máximos en clorofila a, se presentan en la Figura 6.141. Al comparar los
resultados de temperatura superficial con los máximos de clorofila a, se observa
que estos últimos coinciden con los máximos de temperatura. Tal como se
observó para el caso de Baker 1, los máximos de temperatura coinciden con los
mínimos en concentración de sólidos suspendidos, que en el caso de bajos
vientos pueden alcanzar mínimos por debajo de los 4 mg/L, lo que genera un
aumento en los máximos de clorofila a. Según los resultados obtenidos para Baker
1, una concentración de sólidos suspendidos por sobre los 7 mg/L es suficiente
para evitar aumentos significativos en los valores de clorofila a.
Como se discutió anteriormente (ver resultados de clorofila a en Baker 1), se sabe
que las fracciones más finas asociadas a los sólidos suspendidos presentan bajas
velocidades de sedimentación, en torno a un orden de magnitud inferior al utilizado
en las modelaciones. Por ello, se espera que no exista una disminución importante
de sólidos suspendidos en superficie, encontrándose éstas fácilmente por sobre
los 7 mg/L. De esta manera se estima que las máximas concentraciones de
clorofila a en superficie al interior del embalse Pascua 2.1 se mantendrán por
debajo de los 2 µg/L para cualquier condición del perfil térmico vertical, por lo que

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 155 de 177
el embalse mantendría una condición oligotrófica. Un estudio de sensibilidad sobre
los valores de la tasa de sedimentación realizada en el embalse Baker 2, mostró
que las fracciones más finas, en el rango de arcillas, prácticamente no sedimentan
dentro del embalse (ver resultados de sólidos suspendidos en Baker 2).
Debido a que la descarga de la central Pascua 2.1 se ubica entrono a los 20 m de
profundidad, es decir, justo por debajo de la zona donde ocurren las máximas
concentraciones de clorofila a, las concentraciones efluentes asociadas a esta
variable muestran máximos sustantivamente menores a los presentados al interior
del embalse, los que fluctúan entre mínimos de 0,3 µg/L y máximos de 0,7 µg/L,
concentraciones asociadas a un estado oligotrófico de las aguas del embalse
(Figura 6.142). Así, las concentraciones efluentes muestran diferencias máximas
cercanas a 0,1 µg/L mayores comparado con los valores afluentes, los que
básicamente corresponden a las concentraciones efluentes del embalse Pascua 1.
Al igual que lo ocurrido en el embalse Pascua 1, los resultados de clorofila a
asociados al escenario de modelación con vegetación inundada, no presentan
ningún cambio respecto de las concentraciones observadas en el escenario
anterior (sin vegetación). Esto demuestra que dentro de este embalse los
nutrientes no constituyen un factor limitante para el crecimiento de microalgas en
el sistema, si no que la dinámica de estas queda determinada principalmente por
el perfil térmico y penetración de la luz al sistema.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 156 de 177
Figura 6.138 Pascua 2.1, Clorofila a. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 157 de 177
Figura 6.139. Concentración media de Clorofila a al interior del embalse Pascua 2.1 para
un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Figura 6.140. Concentración de Clorofila a en superficie en el sector del muro del
embalse Pascua 2.1 para un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas
como Base, vientos y nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición
base y los distintos escenarios de sensibilización asociados.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 158 de 177
Figura 6.141. Temperatura superficial en el sector del muro del embalse Pascua 2.1 para
un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Figura 6.142. Pascua 2.1. Comparación entre valores de Fósforo Total afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 159 de 177
De forma similar a lo observado en el embalse Pascua 2.1, el embalse Pascua 2.2
muestra una concentración de clorofila a relativamente homogénea al interior del
embalse, con máximos superficiales en el sector cercano al muro (Figura 6.143).
En términos de sus concentraciones medias al interior del embalse, se observa
que estas fluctúan entre valores de 0,3 a 0,6 µg/L, con máximos asociados a
condiciones de viento bajas de hasta 1,5 µg/L (Figura 6.144). Como se mostró
anteriormente tanto para el caso del embalse Baker 1 como Pascua 2.1, más que
el viento, la variable importante en el crecimiento del fitoplancton dentro de los
embalses del PHA lo constituye la temperatura.
Los valores máximos de clorofila a simulados en la superficie del embalse se
alcanzan cerca de 0,6 µg/L bajo la condición de modelación base, pudiendo
alcanzar máximos de 1,8 µg/L en el caso de considerar menores vientos (Figura
6.145). Los valores de temperatura superficial asociados muestran que los
máximos de clorofila a coinciden con los valores máximos en la temperatura
superficial del embalse. Además, los menores valores de clorofila a alcanzado por
Pascua 2.2 en comparación a los de Pascua 2.1 se debe a que en el embalse
Pascua 2.2 las temperaturas máximas (~8°C) son menores a las registradas en el
Pascua 2.1 y que no existe una reducción importante de los sólidos suspendidos
en superficie, esto debido principalmente a la alta capacidad de mezcla del
embalse, la cual no permite la generación de gradientes térmicos importantes.
(Figura 6.146). En función de las concentraciones de clorofila a simuladas dentro
del embalse Pascua 2.2 se puede concluir que éste presenta una condición
oligotrófica.
Respecto de las concentraciones efluentes al embalse, estas no muestran
diferencias en sus valores respecto de las concentraciones afluentes provenientes
del embalse Pascua 2.1 (Figura 6.147). En este sentido, y a pesar de los máximos
puntuales observados, el embalse Pascua 2.2 no genera cambios significativos
sobre esta variable.
Al igual que los otros dos embalses del sistema Pascua, la incorporación de la
vegetación inundada en la modelación, no genera cambios respecto de las
concentraciones de clorofila a en comparación a la condición sin vegetación. Esto
debido principalmente, al efecto regulador de la temperatura en el crecimiento de
microalgas dentro de los embalses. Por esto, los resultados asociados a la
condición con vegetación no son presentados en este informe debido a que no
reportan información adicional.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 160 de 177
Figura 6.143 Pascua 2.2, Clorofila a. Imagen superior: corte longitudinal de un perfil de
temperaturas típico de verano. Imagen central e inferior: evolución temporal (20 años) del
perfil vertical de temperaturas en dos secciones del embalse (sección central y cercano al
muro). Escenario base, sin vegetación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 161 de 177
Figura 6.144. Concentración media de Clorofila a al interior del embalse Pascua 2.2 para
un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Figura 6.145. Concentración de Clorofila a en superficie en el sector del muro del
embalse Pascua 2.2 para un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas
como Base, vientos y nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición
base y los distintos escenarios de sensibilización asociados.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 162 de 177
Figura 6.146. Temperatura superficial en el sector del muro del embalse Pascua 2.2 para
un horizonte de 5 años de modelación. Las series identificadas como Base, vientos y
nubes, corresponden a simulaciones realizadas para la condición base y los distintos
escenarios de sensibilización asociados.
Figura 6.147. Pascua 2.2. Comparación entre valores de Clorofila Total afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 163 de 177
vi) Oxígeno Disuelto
La calidad de las aguas de las centrales del río pascua en relación con la variable
de estado Oxígeno Disuelto, presentan concentraciones normalmente superiores a
los 9 mg/L, lo que constituye altos niveles de oxigenación en los embalses. Los
resultados asociados a cada embalse se presentan en las Figuras 6.148 a 6.150,
las que muestran la evolución temporal del perfil vertical de temperaturas en la
zona más profunda de cada embalse, lugar donde se podrían encontrar las peores
condiciones desde el punto de vista del oxígeno disuelto.
En general los resultados muestran niveles de oxígeno disuelto por sobre lo 8-9
mg/L en los embalses, salvo en la zona profunda asociada al embalse Pascua 1,
donde las concentraciones de oxígeno disuelto pueden disminuir a valores
cercanos a 7 mg/L, lo cual resulta esperable para un lago como este. La dinámica
del oxígeno disuelto en lagos profundos es sensible a la capacidad de mezcla en
profundidad, la cual puede verse comprometida en lagos profundos. Sin embargo,
los valores mínimos simulados resultan valores típicamente encontrados en el
fondo de lagos profundos, y no comprometen la calidad de las aguas del embalse
Pascua 1.
Figura 6.148. Pascua 1. Evolución temporal del perfil vertical de Oxigeno Disuelto en la
cubeta principal. Caso con vegetación

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 164 de 177
Figura 6.149. Pascua 2.1. Evolución temporal del perfil vertical de Oxigeno Disuelto en la
zona del muro. Caso con vegetación
Figura 6.150. Pascua 2.2. Evolución temporal del perfil vertical de Oxigeno Disuelto en la
zona del muro. Caso con vegetación

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 165 de 177
vii) Sólidos Suspendidos
Los sólidos suspendidos en el embalse Pascua 1, resultan significativamente
menores en comparación al resto del los embalses del PHA. Los aportes de
sedimentos asociados a las aguas afluentes al embalse fluctúan entre mínimos de
5 mg/L en invierno y máximos cercanos a los 9 mg/L en verano (Figura 6.151).
Respecto de sus concentraciones efluentes, se nota una pequeña disminución en
sus concentraciones, tanto en invierno como en verano, lo que refleja una
retención máxima cercana al 20 %. Un balance de masa estimado en un periodo
de 5 años de simulación demostró que la depositación promedio de Sólidos
Suspendidos con tamaño de partículas equivalente a 2 µm en el embalse Pascua
1 es de un 15 %.
Figura 6.151. Pascua 1. Comparación entre valores de Sólidos Suspendidos afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
Las concentraciones de entrada de sólidos suspendidos al embalse Pascua 2.1
muestran un significativo aumento en sus valores, producto de los aportes
asociados al desagüe del lago Gabriel Quirós, los que alcanzan máximos
superiores a los 90 mg/L durante el verano (Figura 6.152). De esta forma, las
concentraciones de entrada al embalse Pascua 2.1 fluctúan entre mínimos de 6
mg/L hasta máximos sobre los 30 mg/L. Durante los máximos de concentración,
las concentraciones efluentes al Pascua 2.1 muestran diferencias significativas
respecto de las concentraciones de entrada, alcanzando máximos de retención
mayores al 30 %; sin embargo, para menores valores de la concentración afluente,
no se observan grandes diferencias. Un balance de masa estimado en un periodo

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 166 de 177
de 5 años de simulación demostró que la depositación promedio de Sólidos
Suspendidos con tamaño de partículas equivalente a 2 µm en el embalse Pascua
2.1 es cercana al 12 %.
Figura 6.152. Pascua 2.1. Comparación entre valores de Sólidos Suspendidos afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
Con relación a los resultados de sólidos suspendidos asociados al embalse
Pascua 2.2, Figura 6.153, se observa que no existen diferencias significativas
entre las concentraciones afluentes, correspondientes a los efluentes de Pascua
2.1, y afluentes, lo que revela una baja tasa de depositación de sedimentos al
interior de este embalse. Un balance de masa estimado en un periodo de 5 años
de simulación demostró que la depositación promedio de Sólidos Suspendidos con
tamaño de partículas equivalente a 2 µm en el embalse Pascua 2.2 es de apenas
1,3 %.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 167 de 177
Figura 6.153. Pascua 2.2. Comparación entre valores de Sólidos Suspendidos afluentes
(entrada) y efluentes (salida) para un horizonte de 20 años de modelación.
6.4.2.3 Estado trófico
El estado trófico de los embalses se definirá de acuerdo a lo estipulado por Smith
et al. (1999), el cual define valores límites de Clorofila a, fósforo Total y nitrógeno
Total que clasifican el nivel de trofía de las aguas. En la Figura 6.154 se observa
la tabla que resume los límites de las clasificaciones.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 168 de 177
Figura 6.154: Clasificaciones de trofía según nutrientes. Smith et al. (1999)
En base a los resultados presentados anteriormente, se clasificará el nivel trófico
de los embalses en función de los valores de Fósforo, Nitrógeno y Clorofila a
simulados. Como valor representativo de las variables Fósforo y Nitrógeno Total
se utilizó el máximo de verano; valores que no difieren significativamente de los
medios máximos simulados.
Para el caso de la Clorofila a se consideró como representativo el máximo valor de
superficie estimado de las modelaciones, ya que es en este sector donde se
concentra la biomasa. Se debe notar que el máximo de Clorofila a considerado
como representativo, no necesariamente coincide con el valor máximo simulado.
Esto último, debido a que existen escenarios de modelación que arrojan altos
valores de Clorofila a, incluso en el rango eutrófico, que no resultan
representativos de los sistemas. Como se explicó anteriormente, una disminución
excesiva de sólidos suspendidos en superficie favorece el crecimiento de
microalgas. Sin embargo, se espera que la concentración de sedimentos en

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 169 de 177
suspensión, no se vea notoriamente disminuida, controlando así el crecimiento del
fitoplancton.
Se debe tener en cuenta que la clasificación trófica desde el punto de vista de los
nutrientes, solo hace referencia a la disponibilidad de éstos, para la potencial
producción de biomasa dentro del sistema, por lo que altas concentraciones de
nutrientes, no necesariamente implican una mala condición trófica de éste. Por
definición, una mala condición trófica se obtiene cuando la excesiva proliferación
de plantas, en especial microalgas, producen una disminución en las
concentraciones de oxígeno, dificultando la vida de otros microrganismos,
situación ligada a la concentración de nutrientes en la mayoría de los cuerpos de
agua. Sin embargo, otras variables ambientales podrían limitar el crecimiento de
microalgas, evitando la eutroficación del sistema. Debido a lo anterior, cuando se
analice la trofía desde el punto de vista de los nutrientes, siguiendo la clasificación
de Smith et al. (1999), se hablará del potencial trófico, ya que esta clasificación no
resulta representativa de una condición trófica propiamente tal. De acuerdo a los
resultados, se presenta el potencial trófico en los embalses, respecto de las
concentraciones de Nutrientes (Tablas 6.8 y 6.9).
Tabla 6.8: Potencial trófico de los embalses con respecto a las concentraciones de
Fósforo Total
Embalse
Fósforo Total
mg/L
Potencial
trófico
*Límite
Oligotrófico
mg/L
*Límite
Mesotrófico
mg/L
*Límite
Eutrófico
mg/L
Baker 1 0,005 Oligotrófico 0,01 0,03 0,1
Baker 2 0,010 Mesotrófico 0,01 0,03 0,1
Pascua 1 0,012 Mesotrófico 0,01 0,03 0,1
Pascua 2.1 0,070 Eutrófico 0,01 0,03 0,1
Pascua 2.2 0,080 Eutrófico 0,01 0,03 0,1
Nota: *Límites máximos de acuerdo con Smith et al (1999)
Tabla 6.9: Potencial trófico de los embalses con respecto a las concentraciones de
Nitrógeno Total
Embalse
Nitrógeno
Total
mg/L
Potencial
trófico
*Límite
Oligotrófico
mg/L
*Límite
Mesotrófico
mg/L
*Límite
Eutrófico
mg/L
Baker 1 0,15 Oligotrófico 0,35 0,65 1,2
Baker 2 0,15 Oligotrófico 0,35 0,65 1,2
Pascua 1 0,21 Oligotrófico 0,35 0,65 1,2
Pascua 2.1 0,25 Oligotrófico 0,35 0,65 1,2
Pascua 2.2 0,24 Oligotrófico 0,35 0,65 1,2
Nota: *Límites máximos de acuerdo con Smith et al (1999)

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 170 de 177
Con relación a las clasificaciones expuestas, llama la atención los resultados
mostrados por el nutriente fósforo total, el cual sobrepasa los límites de la
oligotrofía en la mayoría de los embalses, llegando a condiciones eutróficas en los
dos últimos embalses del sistema Pascua: Pascua 2.1 y Pascua 2.2. Sin embargo,
junto con reiterar que esta situación es indicadora de un potencial trófico, de
acuerdo a lo señalado anteriormente, se debe tomar en consideración , que en los
sistemas límnicos de Chile, el nutriente limitante es el nitrógeno, a diferencia de lo
que sucede en el hemisferio norte donde el nutriente limitante corresponde al
fósforo (Campos et al. 1984; Soto, 2002). Esto quiere decir que a pesar de las
altas concentraciones de fósforo existentes en los ríos en estudio, las bajas
concentraciones de nitrógeno, si podrían generar un control efectivo sobre el
crecimiento de algas y microorganismos, previniendo la eutrofización, siempre y
cuando el crecimeinto de microalgas esté limitado por nutrientes.
Por otra parte, un mejor indicador del grado de eutroficación es la clorofila a, la
cual constituye una representación biológica de la cantidad de biomasa en el
sistema y, por lo tanto, de la calidad limnológica del cuerpo de agua.
Así, la producción de biomasa depende del entorno físico, además de estar
limitada por los nutrientes; , por lo que las variables físicas también podrían
constituir una limitante al crecimiento de biomasa en un sistema acuático.
Por lo tanto, como se observó en los resultados, las variables temperatura y
penetración de luz imponen limitaciones efectivas al crecimiento de biomasa en
los embalses del PHA, representada por la concentración de clorofila a y según los
resultados obtenidos de las modelaciones (Tabla 6.10), la concentración de
clorofila a se encuentra dentro de los rangos oligotróficos en todos los embalses
del PHA.
Embalse
Tabla 6.10: Clasificación trófica de los embalses con respecto a la clorofila a
Clorofila a
µg/L
Clasificación
*Límite
Oligotrófico
mg/L
*Límite
Mesotrófico
mg/L
*Límite
Eutrófico
mg/L
Baker 1 1,8 Oligotrófico 3,5 9,0 25,0
Baker 2 1,2 Oligotrófico 3,5 9,0 25,0
Pascua 1 0,3 Oligotrófico 3,5 9,0 25,0
Pascua 2.1 1,3 Oligotrófico 3,5 9,0 25,0
Pascua 2.2 0,5 Oligotrófico 3,5 9,0 25,0
Nota: *Límites máximos de acuerdo con Smith et al (1999)
A partir de los resultados obtenidos con relación a la concetración de Clorofila a
esperada en cada uno de los embalses, y a pesar de los altos valores de fósforo

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 171 de 177
simulados en algunos casos, los distintos sistemas límnicos asociados al PHA
pueden ser clasificados como oligotróficos.
6.4.3 Estuarios
Los resultados del modelo están divididos en 2 cuerpos de agua: 1) El río
propiamente tal, y 2) El fiordo que recibe las aguas del río.
En la Figura 6.155 se muestra un ejemplo de la vista de elevación (2D longitudinal
– vertical) de la salida del modelo CE-QUAL-W2 para el estuario Baker. Se
observa la intrusión moderada de una cuña salina y la estratificación salina
marcada en la zona del fiordo, que es una situación transitoria que se puede dar
bajo una condición de caudales medios a bajos.
Cuña Salina
Río
Fiordo
Profundidad
capa agua dulce
Salinidad (g/m3)
Figura 6.155: Esquema representación de los resultados gráficos del modelo CE-QUAL-
W2 para el modelo de estuarios.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 172 de 177
A continuación, se presentan los resultados separados por estuario (Baker y
Pascua), según los gráficos bidimensionales de la vista en elevación y la
estructura salina en una sección de control en función del tiempo.
Estuario del río Baker
La modelación del estuario del río Baker muestra una variación importante de la
estructura salina a nivel estacional, diario e intradiario, según las distintas
perturbaciones al cual se encuentra afecto el sistema (caudales y variación de
mareas). Los casos típicos que se observan, se resumen en tres casos, de
acuerdo a lo que se muestra en la Figura 6.156 a, b, c.
La Figura 6.156 (a) muestra el caso en que existen caudales bajos en el río, y hay
marea llenante que genera una cuña salina que avanza por el fondo del río hacia
aguas arriba. El alcance de la cuña llega hasta la sección del modelo Nº18,
correspondiente a 1,5 km aguas arriba de la desembocadura. Además, este caso
fue el alcance máximo predicho por el modelo, bajo todo el rango de caudales
simulados.
La Figura 6.156 (b) muestra una situación transitoria del sistema, en que bajo una
condición de caudales medios/bajos, el retroceso de la marea vaciante deja agua
salobre retenida en depresiones del lecho, donde existirían zonas de menor
mezcla.
Finalmente, la Figura 6.156 (c) muestra una condición de aguas altas, en que los
caudales tienen suficiente fuerza para rechazar completamente el ingreso de agua
salobre. Entonces, se genera una capa de agua dulce profunda, y la capa salina
de mayor densidad, queda situada a una cota más baja que la cota de fondo del
río en la desembocadura.
a) b) c)
Río Fiordo Río Fiordo Río Fiordo
Salinidad (g/m3)
Salinidad (g/m3)
Salinidad (g/m3)
Figura 6.156 Resultados del modelo numérico del estuario Baker.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 173 de 177
Los casos anteriormente descritos, pueden darse en forma sucesiva en cortos
períodos de tiempo, bajo la combinación de los factores forzantes. Perfectamente
se puede dar un escenario en que se pasa por los casos (a), b) y (c) en un lapso
de días, si fuese el caso de una crecida repentina del río por precipitaciones
intensas bajo una condición estacional de aguas medias/bajas.
Para evaluar la magnitud y frecuencia de estos eventos, se ha fijado una sección
de control, en la cual se podrá estimar la estructura vertical de salinidad en función
del tiempo. Por lo tanto, cada vez que se genere un ingreso de agua salobre, este
evento quedará caracterizado por el instante en que ocurre, su duración y
concentración salina.
En la Figura 6.157 se exponen los resultados de la modelación como un gráfico
de la estructura vertical de salinidad en función del tiempo, para la sección de
control del río correspondiente al máximo alcance de la cuña salina predicho (1,5
km aguas arriba de la desembocadura). Se presentan 3 escenarios: 1) Caso Base,
correspondiente a la situación sin proyecto, vale decir, que los caudales mostrados
en la parte superior se asumen que son los que llegan al estuario (no se considera
recarga). 2) Caso Operacional, considera que los caudales base son modificados
por la regla de operación descritos en la sección 7.3.3. Por ejemplo, si el caso
base tiene un caudal de 650 m 3 /s, el caudal operacional variará en forma
intradiaria entre 380 m 3 /s y 1.275 m 3 /s, que es el caudal mínimo de operación y el
caudal máximo de diseño, respectivamente (Fuente EIA del PHA). 3) Diferencias
entre los dos casos anteriores, efectuado sobre la resta de las salinidades del
caso operacional, menos las salinidades del caso base, para estimar cuales son
los efectos atribuibles a la operación del PHA.
Los resultados muestran que para caudales base del orden de 400 m 3 /s, la
intrusión salina se intensifica en concentración de salinidad (de 9 a 11 g/m 3 ,
equivalente a un 22%) y aumenta la frecuencia de 10 a 12 eventos en un mes
(aumento 20%).
Para caudales base del orden de 600 m 3 /s, la regla operacional permite que se
produzcan eventos de intrusión (8 eventos durante un mes), con una
concentración de aproximada de 5 g/m 3 .
Para los caudales base de 800, 1.000 y 1.200 m 3 /s, las condiciones de
escurrimiento no mostraron ingreso de agua salobre en ningún momento.
Cabe destacar que el alcance de la cuña no varía, y queda limitado por
condiciones batimétricas e hidrodinámicas que impiden el avance hacia aguas
arriba. Este límite quedaría acotado a 1,5 Km aguas arriba de la desembocadura.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 174 de 177
Caudal
Base
400 m 3 /s 600 m 3 /s 800 m 3 /s 1000 m 3 /s 1200 m 3 /s
0
1
Base
-1
Profundidad (m)
2
3
4
5
Salinidad (g/m 3 )
-2
-3
-4
-5
-6
-7
-8
6 -9
1
2
500 1000 1500 2000 2500 3000 3500
Tiempo (horas)
Operacional
0
-1
-2
-3
Profundidad (m)
3
4
5
Salinidad (g/m 3 )
-4
-5
-6
-7
-8
-9
6
1
500 1000 1500 2000 2500 3000 3500
Tiempo (horas)
Diferencias
-10
-11
0
-1
-2
Profundidad (m)
2
3
4
Salinidad (g/m 3 )
-3
-4
-5
-6
-7
5
-8
-9
6
-10
500 1000 1500 2000 2500 3000 3500
Tiempo (horas)
Figura 6.157: Modelación de la estructura salina vertical para una sección de control (1,5
Km aguas arriba de la desembocadura) en el estuario Baker. El eje de la abcisa muestra
el tiempo total de modelación (en horas). Cada escenario de caudal base se mantuvo por
un mes, que corresponde a 720 horas de modelación.
Respecto al efecto hidráulico de la onda de marea que se propaga desde el fiordo
hacia aguas arriba, los sensores puestos en el río Baker (Apéndice G), muestran
que para el día 9 de febrero 2009, la amplitud de marea en la desembocadura
alcanzó 1,77 m a 0,5 km del fiordo, atenuándose a 0,95m de amplitud a 6,5 km del
fiordo. Por lo tanto, en términos lineales se estima que el alcance de la onda de
marea, podría alcanzar los 12 km desde la desembocadura.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 175 de 177
Estuario del río Pascua
En forma análoga a los resultados presentados para el estuario del río Baker, se
presentan a continuación los resultados del río Pascua.
La Figura 6.158 (a) muestra la cuña salina en marea llenante. El alcance de la
cuña llega hasta la sección del modelo Nº19, correspondiente a 1,0 km aguas
arriba de la desembocadura.
La Figura 6.158 (b) muestra una situación transitoria del sistema. Se aprecia agua
salobre retenida en depresiones del lecho, dejada por el retroceso de la cuña
salina en la marea vaciante.
La Figura 6.158 (c) muestra que los caudales tienen suficiente fuerza para
rechazar el ingreso de la cuña salina. En este caso, se mantiene una zona de
baja mezcla en una depresión de la batimetría, que permite la retención de una
pequeña cantidad de agua salobre.
a) b) c)
Río Fiordo Río Fiordo Río Fiordo
Salinidad (g/m3)
Salinidad (g/m3)
Salinidad (g/m3)
Figura 6.158: Resultados del modelo numérico del estuario Pascua.
Los resultados que se exponen en la Figura 6.159 muestran que para caudales
base del orden de 300 m 3 /s, la intrusión salina se intensifica en concentración de
salinidad (de 7 a 8 g/m 3 , equivalente a un 14%) y aumenta la frecuencia de 15 a
16 eventos en un mes (aumento 7%).
Para caudales base del orden de 450 m 3 /s, la regla operacional permite que se
produzcan eventos de intrusión (7 eventos durante un mes), con una
concentración de aproximada de 3 g/ m 3 .

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 176 de 177
Para los caudales base de 600, 750 y 900 m 3 /s, las condiciones de escurrimiento
no mostraron ingreso de agua salobre en ningún momento.
Cabe destacar que el alcance de la cuña no varía, y queda limitado por
condiciones batimétricas e hidrodinámicas que impiden el avance hacia aguas
arriba. Este límite quedaría acotado a 1,0 km aguas arriba de la desembocadura.
Respecto al efecto hidráulico de la onda de marea, que se propaga desde el fiordo
hacia aguas arriba, los sensores puestos en el río Pascua (Apéndice G) muestran
que para el día 9 de febrero 2009, la amplitud de marea cerca de la
desembocadura alcanzó 1,0 m a 2,0 km del fiordo, atenuándose a 0,34 m de
amplitud a 4,5 km del fiordo. Entonces, asumiendo que para ese momento, se
tienen una condición de 1,8 m de amplitud en el fiordo (como lo mostró el sensor
en el estuario Baker), se estima en términos lineales, que el alcance de la onda de
marea podría alcanzar los 7 km desde la desembocadura.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 6 Página 177 de 177
1
Caudal
Base
300 m 3 /s 450 m 3 /s 600 m 3 /s 750 m 3 /s 900 m 3 /s
Base
0
-1
Profundidad (m)
2
3
4
Salinidad (g/m 3 )
-2
-3
-4
-5
5
-6
6 -7
1
500 1000 1500 2000 2500 3000 3500
Tiempo (horas)
Operacional
0
-1
Profundidad (m)
2
3
4
5
Salinidad (g/m 3 )
-2
-3
-4
-5
-6
-7
6
1
500 1000 1500 2000 2500 3000 3500
Tiempo (horas)
Diferencias
-8
0
-0.5
-1
2
-1.5
Profundidad (m)
3
4
5
Salinidad (g/m 3 )
-2
-2.5
-3
-3.5
-4
-4.5
6
500 1000 1500 2000 2500 3000 3500
Tiempo (horas)
Figura 6.159: Modelación de la estructura salina vertical para una sección de control (1,0
km aguas arriba de la desembocadura) en el estuario Pascua. El eje de la abcisa muestra
el tiempo total de modelación (en horas). Cada escenario de caudal base se mantuvo por
un mes, que corresponde a 720 horas de modelación.
-5
-5.5

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 1 de 47
CAPITULO 7
MODELACION NUMERICA: FIORDO
7.1 El sistema de modelación MOHID
MOHID1 es un sistema numérico para la modelación tridimensional de
ecosistemas acuáticos. Es desarrollado y mantenido por el Centro de
Investigaciones Marinas y de Tecnología Ambiental (MARETEC) del Instituto
Superior Técnico perteneciente a la Universidad Técnica de Lisboa en Portugal. El
sistema está compuesto de herramientas de pre-procesamiento (e.g. MOHID GIS),
de una interface gráfica para la implementación de los modelos (MOHID GUI) y de
herramientas para el post-procesamiento de los resultados (e.g. MOHID GIS,
MOHID POST, MOHID Time Series Editor y MOHID Statistical Analyzer). MOHID
está compuesto por más de 40 módulos los cuales interactúan y se acoplan para
el desarrollo de modelos en un vasto campo de aplicaciones. El sistema puede ser
instalado en un Laptop PC con un procesador de 1,5 GHz y una memoria RAM de
1 Gbyte o más. Sin embargo, modelos anidados, especialmente aquellos que
requieren un modelo de NIVEL1 extenso (ver sección siguiente), deberían
ejecutarse en estaciones de trabajo. Para el caso del modelo de la zona del Canal
Baker (Fiordos australes, Chile), MOHID fue ejecutado en estaciones de trabajo
DELL Precision 670 y 690 con dos procesadores Intel Xeon de 3,6 GHz y con 2-4
Gbyte de memoria RAM. MOHID, como sistema informático, es de libre acceso
(freeware) y de código abierto. El módulo hidrodinámico de MOHID corresponde a
un modelo baroclínico 3D, implementado en volúmenes finitos (Martins et al.,
2001), que resuelve las ecuaciones primitivas incompresibles, suponiendo
equilibrio hidrostático y empleando la aproximación de Boussinesq. La viscosidad
vertical es calculada por medio del modelo General Ocean Turbulence Model
(GOTM 2 ). Una descripción más detallada del módulo hidrodinámico se puede
encontrar en Martins et al. (2001), Coelho et al. (2002) y en los manuales
disponibles en el portal Internet de MOHID.
1 http://www.mohid.com
2 http://www.gotm.net

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 2 de 47
7.1.1 Modelación anidada
MOHID permite la modelación de áreas costeras y estuarinas de compleja
batimetría y topografía, a través del anidamiento de una vía (Braunsweig et al.,
2004). Este anidamiento implica que para cada nivel, la solución de referencia
para las condiciones de borde abierto corresponde al nivel jerárquico superior.
MOHID, desde la perspectiva de su desarrollo como software, no tiene
limitaciones respecto de los niveles de anidamiento siendo solo limitado por la
memoria RAM y la velocidad del procesador. Sin embargo, la experiencia muestra
que para la mayoría de las aplicaciones, tres niveles de anidamiento son
suficientes. Para el caso del modelo de la zona de Canal Baker, se usaron dos
niveles de anidamiento: el primer nivel o “Grilla Oceánica” fue implementado para
generar la condición de borde oceánica que correspondió a la marea planetaria.
En este nivel de anidamiento se implementó la señal de mareas en el borde
abierto de la grilla por medio del modelo global de mareas FES2004 (Lyard et al.,
2006). Marín y Campusano (2008) ya demostraron que el modelo FES2004
produce alturas de mareas consistentes con las mediciones realizadas por el
Servicio Hidrográfico y Oceanográfico de la Armada de Chile en la zona de los
Fiordos Australes entre los 41° y los 46° S. Los componentes de la marea para
cada una de las estaciones del borde oceánico (Figura 1) se obtuvieron desde el
modelo FES2004 por medio del programa utilitario Mohid-tide (versión 0.3),
disponible en el portal internet de MOHID.
El segundo nivel de anidamiento, o “Grilla Fiordos”, correspondió al modelo de la
zona de interés (Canal Baker y zonas de descarga de los ríos). Este recibe, por
una parte, la señal de la marea desde el modelo oceánico y por otra, las
descargas de aguas continentales (Figura 7.1). En un modelo anidado de una
sola vía, el modelo de mayor escala (oceánico) entrega una señal al modelo de
menor escala (fiordos), sin que se produzca una interacción en el sentido inverso
(i.e. fiordos a oceánico). Todas las simulaciones y calibraciones que forman parte
de este proyecto, se realizaron en el modelo Fiordos.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 3 de 47
Figura 7.1. Posición geográfica de las dos grillas numéricas que forman parte del modelo
anidado Canal Baker. La grilla oceánica (rectángulo de colores) recibe la señal de la
marea desde las estaciones ubicadas en el borde oceánico (cuadrados pequeños de color
blanco). En tanto la grilla fiordos (rectángulo de menor tamaño de color gris), recibe la
marea desde la grilla oceánica y corresponde a aquella en la que se implementaron las
simulaciones.
7.1.2 Grillas numéricas.
MOHID requiere para la construcción de las grillas numéricas -que corresponden
al espacio virtual 3D que simula el relieve y batimetría de un lugar determinado- de
tres elementos fundamentales: una línea de costa, coordenadas x, y, z con valores
de profundidad o batimetría y una grilla o malla que precise la definición numéricageográfica
del modelo. En esta sección se describen las diferentes fuentes de

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 4 de 47
información utilizadas para la generación de las grillas de los dos niveles de
anidamiento.
• Modelo oceánico.
Batimetría
La batimetría del modelo oceánico fue obtenida de la base de datos (tracklines)
disponible en GEODAS del NGDC de Estados Unidos 3 . Se extrajo la información
disponible entre los 77,0 °S y los 73,5 °S y los 51 °O y 46 °O.
Línea de Costa
La línea de costa fue obtenida de la base de datos de líneas de costas del NGDC
de Estados Unidos, disponible en:
http://www.ngdc.noaa.gov/mgg/shorelines/shorelines.html
Grilla
La grilla utilizada fue generada mediante el software MOHID GIS. Su definición es
de 0,02°, su origen está en los 76,8°S; 50,99°O y tiene una forma rectangular con
dimensiones de 4,34° x 3,66° (Figura 7.1).
• Modelo Fiordos
Batimetría
La batimetría del modelo fiordos fue obtenida mediante la digitalización
supervisada de la carta SHOA n° 9100.
Línea de Costa
La línea de costa del modelo fiordos fue obtenida de la carta SHOA n° 9100.
Grilla
La grilla utilizada fue generada mediante el software MOHID GIS. Su definición es
de 0,005°, su origen está en los 74,75°S; 48,35°O y tiene una forma rectangular
con dimensiones de 1,55° x 0,75° (Figura 7.1).
3 Disponible en http://www.ngdc.noaa.gov/mgg/geodas/trackline.html

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 5 de 47
7.2. Generación De Los Modelos Hidrodinámicos
Las grillas numéricas se generaron por medio de la herramienta “Create Digital
Terrain” disponible en MOHID GIS. Esta herramienta genera grillas a partir de los
requerimientos recién referidos mediante la triangulación de los datos de
batimetría disponible. Cuando la información batimétrica es demasiado dispersa
(como en este caso), la herramienta dispone de opciones adicionales para rellenar
aquellas zonas donde no existe suficiente información. Para rellenar cada celda
sin información, la herramienta calcula el promedio de profundidad de las celdas
adyacentes en un radio predefinido por el usuario. Esta opción se utilizó en la
generación de ambas grillas, utilizándose un radio de 10 celdas para la grilla
oceánica y de dos celdas para la grilla de los canales interiores.
Una vez generadas, se realizó un post-procesamiento de las grillas de manera de
eliminar áreas que pudieran generar inestabilidades numéricas. En esta etapa,
ambas grillas fueron revisadas automática y manualmente de manera de eliminar
cualquier celda aislada, se corrigieron aquellas celdas comunicadas solo por sus
vértices y se eliminaron pequeños canales. Adicionalmente, se modificó la grilla
FIORDOS de manera de que su batimetría variara entre los 10 y los 500 metros.
Finalmente, se diseñó manualmente una rampa en la frontera oceánica de la grilla
FIORDOS, de manera de asegurar una entrada suave de la señal de mareas,
forzada desde el modelo oceánico, de forma que no afecte la estabilidad numérica
del modelo.
7.2.1 Condiciones de borde
El modelo hidrodinámico contiene dos condiciones de borde: una condición
oceánica correspondiente a la señal de la marea oceánica y una condición
continental correspondiente a los caudales de los ríos en la zona de las cabeceras
del Canal Baker. La condición de borde oceánica ha sido explicada en el acápite
7.1.1.
La condición de borde continental correspondió a los caudales promedios
mensuales para cinco fuentes:
1 Estero Huemules
2 Río Baker
3 Río Bravo
4 Fiordo Steel
5 Río Pascua
Los caudales de dichas fuentes, que se presentan en la Tabla 7.1, fueron
sintetizados en base a estadísticas de registro de caudales en estaciones con
control fluviométrico en las cuencas de los ríos Baker y Pascua, utilización de

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 6 de 47
rendimientos de cuencas patrón y observaciones locales. La localización de los
cursos aportantes se muestran en la Figura 7.2.
Con el propósito de lograr un modelo estable, los caudales de las fuentes de agua
se aumentaron paulatinamente en un plazo de 48 horas hasta llegar a los valores
de la Tabla 7.1. De la misma forma, la señal de la marea (condición oceánica) se
ingresó con la codificación SLOWSTART = 86400 lo cual hace que esta ingrese
de forma paulatina por un período inicial de 24 horas. La señal de marea que
transfiere el modelo oceánico al modelo fiordos, se estabilizó por un período
adicional de 2 meses, luego de lo cual ambos modelos (OCEANICO Y FIORDOS)
se acoplaron.
Tabla 7.1. Caudales promedio mensuales para las fuentes de agua continentales usadas
en el modelo Canal Baker.
ZONA
ZONA 1 2 3 4 5
Superficie Km2 643 26.487 543 65 14.524
Qesp m3/s/Km2 0,044 0,039 0,044 0,044 0,050
QMA m3/s 28,5 1.032,1 24,1 2,9 723,3
ABR m3/s 38,3 1.119 32,4 3,9 971,3
MAY m3/s 33,6 992,3 28,3 3,4 850,4
JUN m3/s 28,1 896,9 23,7 2,8 711,1
JUL m3/s 23,4 788,4 19,7 2,4 591,9
AGO m3/s 20,1 742,4 16,9 2 508,3
SEP m3/s 18,4 712,9 15,5 1,9 465,2
OCT m3/s 18,7 809,1 15,8 1,9 473,5
NOV m3/s 21,9 1.000,7 18,5 2,2 554
DIC m3/s 27,3 1.237,6 23,1 2,8 693,2
ENE m3/s 33,8 1.415,2 28,6 3,4 857,8
FEB m3/s 38,6 1.410,4 32,6 3,9 978,6
MAR m3/s 40,4 1.259,7 34,1 4,1 1.024,1
Huemules Baker Bravo Fiordo Steel Pascua

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 7 de 47
Figura 7.2. Localización de las fuentes de agua continental en el modelo de simulación
Canal Baker. Los números corresponden a las columnas de la Tabla 7.1.
7.2.2 Implementación numérica del modelo hidrodinámico.
El océano, los cuerpos de agua continentales y las zonas estuarinas, como los
fiordos australes de Chile, son sistemas de fluido continuo. Los modelos
numéricos usados en la simulación de tales sistemas necesitan discretizar el
espacio 3D de forma de poder, por una parte, usar de la mejor forma posible la
memoria finita de la estación de trabajo en la que corre el modelo y, por otra parte,
poder generar un modelo cuya hidrodinámica represente aquella de la zona de
estudio. La discretización horizontal ya fue explicada en el acápite 7.1.2. (Grillas
numéricas). En este ítem describimos la discretización vertical del modelo
FIORDO, así como, los tiempos de salto de los modelos (DT), las técnicas usadas
para obtener modelos estables incluyendo aspectos sobre la parametrización de la
turbulencia.
Existen dos formas de discretización vertical posibles de usar en MOHID:
discretización cartesiana y discretización sigma. La primera corresponde a la
separación de capas verticales sobre la base de grosores absolutos (en metros).
La segunda, corresponde a la definición de un número de capas de grosor relativo
que se transforman en grosor en metros, respecto de la profundidad del fondo
para cada celda del modelo. Así, un modelo con 10 capas sigma con valores
relativos de 0,1 (el total de las capas sigma debe forzosamente sumar 1) en el
dominio 0-10 m generará capas de 1 m. En general, se usa la discretización
sigma cuando existen altos gradientes en las propiedades conservativas como
temperatura y salinidad. En MOHID se puede usar una mezcla de dominios sigma
y cartesiano. Un ejemplo de ello se presenta en la Figura 7.3. Para los propósitos
de este proyecto se usaron dos tipos de discretización: (1) 100% cartesiano y (2)
dominios mixtos cartesiano-sigma.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 8 de 47
Figure 7.3. Sub- división de la columna de agua en un dominio cartesiano (inferior) y uno
sigma (superior).
A continuación se detalla la implementación para cada tipo de simulación.
7.2.3 Modelo cartesiano
En esta versión del modelo hidrodinámico se implementaron 31 capas cartesianas.
La distribución de ellas se ilustra en la Tabla 7.2. La disminución del grosor de las
capas en la parte superior de la columna de agua, tuvo como propósito poder
estabilizar la hidrodinámica del modelo en presencia de los altos gradientes
salinos en los 20 primeros metros.
Tabla 7.2. Grosor de las capas cartesianas (en metros) para el dominio 0-500 m. Las
capas MOHID se numeran desde el fondo a la superficie.
Capas 1 a 6 7 a 13 14 a 20 21 a 31
Grosor 50 25 2 1
El salto de tiempo del modelo se determinó empíricamente por medio del número
de Courant. El número de Courant (C r ) refleja la porción de una celda que será
atravesada por un soluto en un salto de tiempo (∆t):
Aún cuando en una primera aproximación C r debiera ser 1, valores que fluctúen
entre 3 y 8 producen resultados estables y satisfactorios. El estudio de distintos
saltos de tiempo para el modelo cartesiano mostró que = 60 segundos produjo
condiciones estables para la versión barotrópica del modelo, en tanto que para el
baroclínico se debió emplear un = 10 segundos. Este último produce un C r =
3,3. Saltos de tiempo menores a 10 s producían simulaciones de larga duración,
de forma que el salto de tiempo escogido representa un compromiso entre
estabilidad de las simulaciones y su duración en tiempo real. Para un = 10
segundos, una simulación baroclínica de 3 días toma 24 horas para una estación
de trabajo de dos procesadores Xeon y 4 Gbyte de memoria RAM.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 9 de 47
Las condiciones iniciales de temperatura y salinidad para el modelo cartesiano, se
establecieron por medio de valores por capa. Para el caso de la temperatura la
condición inicial fue de un valor constante de 10°C. La distribución vertical de la
salinidad por capas se muestra en la Tabla 7.3. El principal gradiente vertical se
estableció, de acuerdo a los datos obtenidos en terreno de los primeros 25 m de
la columna de agua, correspondiendo a las capas 14 a la 27.
Tabla 7.3: Valores iniciales del campo de salinidad (PSU) para las capas del modelo
cartesiano.
Capas 1 a 13 14 a 27 28 a 31
Salinidad (PSU) 32 30 – 1,5 0
De la misma forma, la condición para ambas variables en las descargas (Baker,
Pascua y otras, ver Tabla 7.1) fue de una salinidad = 0 PSU y temperaturas entre
9° C y 10°C. Los flujos de descargas para las simulaciones se establecieron
usando los valores de la Tabla 7.1. La mezcla vertical turbulenta, ha sido
reproducida por medio del modelo embebido GOTM (Buchard, 2002). GOTM fue
implementado por medio del modelo Mellor-Yamada con un valor mínimo de
energía cinética turbulenta (k_min) = 1 x 10 -6 .
7.2.4 Modelo mixto cartesiano-sigma
Esta versión del modelo hidrodinámico se implementó con 32 capas en total, 15
capas sigmas en el dominio más cercano a la superficie, y bajo los 50 m., 17
capas cartesianas. La distribución del grosor de cada capa se ilustra en la Tabla
7.4.
Tabla 7.4. Grosor de las capas del modelo mixto cartesiano-sigma (en metros) para
ambos dominios Las capas MOHID se numeran desde el fondo a la superficie.
Sigma
Cartesiano
Capa 32 31 a 25 24 a 19 18 17 a 13 12 a 8 7 a 6 5 4 a 1
Grosor 1 2 5 6 10 20 30 40 50
El estudio de distintos saltos de tiempo para el modelo mixto cartesiano-sigma
mostró que = 60 segundos produjo condiciones estables para la versión
barotrópica del modelo. Sin embargo, la versión baroclínica de este modelo, a la
fecha, muestra en las salidas de los ríos Baker y Pascua, la aparición de unas
ondas, que no corresponden al comportamiento típico de este tipo de sistemas,
con dos causas probables; (1) la salida del río por las capas superiores del
dominio, con un grosor máximo de 1m, produce un “chorro” a altas velocidades
que podría estar generando este oleaje, o (2) el salto de tiempo, que para esta
versión del modelo hidrodinámico se fijo en = 20s. Este último produce un C r =
7,5, muy cercano a los valores que podrían generar inestabilidades numéricas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 10 de 47
Las condiciones iniciales de temperatura y salinidad para el modelo mixto
cartesiano-sigma, se establecieron por medio de perfiles, obtenidos a partir de
datos de los cruceros CIMAR-FIORDOS para fiordos semejantes al del área de
estudio. La Tabla 7.5 muestra los perfiles para temperatura y salinidad.
Tabla 7.5. Perfiles de salinidad y temperatura utilizados para fijar las condiciones iniciales
del modelo mixto cartesiano-sigma.
Profundidad
(m)
Salinidad
(psu)
Temperatura
(°C)
-1 26,45 10,78
-5 27,80 10,78
-10 29,27 10,81
-25 30,04 10,98
-50 30,83 11,37
-75 31,09 11,07
-100 31,20 11,04
-150 31,33 10,99
-200 31,44 11,17
7-250 31,50 11,23
-300 31,57 11,34
-335 31,59 11,37
7.3. Resultados modelos hidrodinámicos
Los resultados que se presentan a continuación, tienen como propósito mostrar
que se cuenta con modelos hidrodinámicos calibrados para la zona de estudios.
En la calibración de los modelos se usó la información sobre altura de mareas,
velocidades de las corrientes y estructura vertical de la salinidad (Anexo C
Apéndice 1 Parte 4.i y 4ii del EIA y en el Capítulo 5.4 del presente estudio). La
información se presenta separadamente para los dos modelos actualmente
operativos, cartesiano y cartesiano-sigma, a excepción de los datos de calibración
de la altura de mareas donde no se hace diferencia entre ambas simulaciones.
7.3.1 Mareas
La altura de marea generada por el modelo FES2004 en la zona de estudio, fue
validada contra los datos disponibles en Anexo C Apéndice 1 Parte 4.i y 4ii del
EIA. Para comparar los resultados del modelo con los datos observados en
terreno, se muestreó el modelo en las mismas coordenadas geográficas donde
fueron levantados los datos de terreno, para el mismo rango de tiempo. Para este
informe, las mareas fueron validadas contra los datos tomados en Puerto Yungay,

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 11 de 47
para la estación ubicada en las coordenadas 73,3239° S, 47,9360° O (Apéndice
N, mareas). Las Figuras 7.4 y 7.5 muestran los resultados de esta comparación.
Las figuras muestran que el modelo logra predecir satisfactoriamente el
comportamiento de la marea en la zona. El análisis de regresión entre los valores
simulados y observados (Figura 7.5), muestra que el modelo logra explicar un
96% de la varianza de los datos observados. Este resultado es congruente con el
anteriormente publicado por Marín y Campusano (2008), para otras zonas de los
fiordos australes de Chile.
Figura 7.4: Comparación de la altura de mareas simulada y observada para la zona de
Puerto Yungay. La serie de tiempo observada corresponde a la campaña realizada en
Noviembre del 2006.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 12 de 47
Figura 7.5: Análisis de regresión lineal para los valores observados del nivel del mar y
simulados por el modelo Fiordos, para la estación mareográfica instalada en Puerto
Yungay.
7.3.2 Modelo cartesiano
Tanto el modelo cartesiano como el cartesiano-sigma logran reproducir la
circulación estuarina propia de los fiordos australes. Ambos modelos, con
diferencias en cuanto a algunos valores específicos que se discuten en los
siguientes párrafos, logran generar la circulación de doble (o triple) capa, y la
generación de la haloclina superficial consecuencia del ingreso de los ríos en la
zona.
El modelo cartesiano fue inicializado implementando una corrida barotrópica de
24 horas, para lograr la estabilidad numérica del modelo. Esta fue seguida por
una corrida baroclínica de 72 horas con caudales de ríos disminuidos, para luego
aumentarlos a los valores reales (Tabla 7.1), en una corrida subsecuente de otras
72 horas. Los datos que se presentan corresponden a una cuarta corrida de 96
horas, una vez lograda la estabilidad numérica del modelo, realizada para simular
la hidrodinámica de la zona entre el 8 y el 12 de marzo de 2006.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 13 de 47
La Figura 7.6 muestra la distribución vertical del componente U de la velocidad,
para una estación ubicada en el canal Baker (flecha roja en inserto de la figura).
En ella se puede apreciar que el modelo genera la circulación de doble capa (flujo
desde el interior del fiordo al océano en superficie y flujo compensatorio desde el
océano hacia el interior del fiordo en profundidad), característica de las zonas
estuarinas. Esta distribución vertical de las velocidades puede también observarse
en la Figura 7.7, que corresponde a un corte vertical Este-Oeste en el Canal
Baker. Finalmente, la Figura 7.8 muestra el residuo (valor promedio durante las
96 horas de la simulación), para el componente U en la zona del Canal Baker. El
flujo superficial alcanza hasta los 75 m en tanto que el flujo compensatorio se
ubica entre los 100 y los 250 m. La distribución vertical de las corrientes también
se muestra para la zona de la desembocadura del río Baker, el río con más caudal
de la zona (Figura 7.9). Los resultados muestran que la salida del río se sitúa en
la superficie con un efecto hasta los 40 m, por debajo de los cuales se ubica el
flujo compensatorio desde el océano.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 14 de 47
Figura 7.6: Distribución vertical del componente U de la velocidad para el modelo
cartesiano de 31 capas. La ubicación de la estación se indica con una flecha roja en el
inserto geográfico de la figura.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 15 de 47
Figura 7.7: Distribución vertical de las corrientes en un corte Este Oeste (flecha roja en
inserto geográfico) en el canal Baker para el modelo cartesiano de 31 capas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 16 de 47
Figura 7.8: Distribución vertical del valor promedio de las 96 horas de simulación para el
componente U de la velocidad en la zona del Canal Baker del modelo cartesiano de 31
capas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 17 de 47
Figura 7.9: Distribución vertical del componente U de la velocidad en la zona de la
desembocadura del río Baker para el modelo cartesiano de 31 capas.
Las velocidades resultantes del modelo fueron revisadas contra los datos de
corriente disponibles (Anexo C Apéndice 1 Parte 4.i y 4ii del EIA y Apéndice N
corrientes). Estos datos se concentran en las zonas de las desembocaduras y en
el Canal Mitchell. La Figura 7.10 muestra el valor del módulo de la velocidad para
el día 12 de marzo 2006 en el modelo cartesiano. Los valores generados por la
simulación en las zonas antes mencionadas (< 0,1 m/s para el Canal Mitchell y
0,1 m/s < módulo < 0,1 m/s) se ajustan a los valores registrados en el estudio
antes citado. La estructura horizontal de las corrientes superficiales se muestra en
la Figura 7.11.
Finalmente, la estructura vertical de la salinidad, muestra que se genera una
haloclina superficial para luego estabilizarse en valores cercanos a los 30 PSU por
debajo de los 20 m (Figura 7.12). La principal diferencia con los resultados
obtenidos en las campañas de terreno, es que el modelo aún cuando logra
generar la haloclina, no logra los valores bajos observados en la zona en
superficie. Por otra parte, las isolíneas de salinidad superficial muestran la
influencia de los principales ríos simulados en el modelo (Figura 7.13).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 18 de 47
Figura 7.10: Distribución horizontal del módulo de la velocidad superficial para el día 12
de marzo de 2006, modelo cartesiano de 31 capas. Los valores de las isolíneas
corresponden a m/s.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 19 de 47
Figura 7.11: Corrientes superficiales para la zona del Canal Baker, modelo cartesiano de
31 capas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 20 de 47
Figura 7.12: Distribución vertical de la salinidad en la desembocadura del río Baker,
modelo cartesiano de 31 capas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 21 de 47
Figura 7.13: Distribución horizontal de la salinidad superficial para el día 12 de marzo de
2006. Modelo cartesiano de 31 capas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 22 de 47
7.3.3 Modelo cartesiano-sigma
Tanto el modelo cartesiano como el cartesiano-sigma, logran reproducir la
circulación estuarina propia de los fiordos australes. Ambos modelos, con
diferencias en cuanto a algunos valores específicos que se discuten en los
siguientes párrafos, logran generar la circulación de doble (o triple) capa, y la
generación de la haloclina superficial consecuencia del ingreso de los ríos en la
zona.
El modelo cartesiano-sigma, fue inicializado implementando una corrida
barotrópica de 48 horas para asegurar una entrada estable de la señal de marea
desde el modelo oceánico. Esta fue seguida por una corrida barotrópica de 48
horas más, incorporando los caudales de los ríos totales y las propiedades del
agua (salinidad y temperatura), según los perfiles descritos anteriormente. Luego,
se implementó una tercera corrida de 10 días, para inicializar la baroclinicidad.
Finalmente, los datos que se presentan corresponden a una cuarta corrida de 72
horas, una vez lograda la estabilidad numérica del modelo, realizada para simular
la hidrodinámica de la zona entre el 17 y el 20 de febrero de 2006.
La Figura 7.14 muestra la distribución vertical del componente U de la velocidad
para una estación ubicada en el canal Baker (flecha roja en inserto de la figura).
En ella se puede apreciar que el modelo genera la circulación de doble capa
característica de las zonas estuarinas. Esta distribución vertical de las
velocidades puede también observarse en la Figura 7.15, que corresponde a un
corte vertical Este-Oeste en el Canal Baker. Finalmente, la Figura 7.16 muestra el
residuo (valor promedio durante las 96 horas de la simulación) para el componente
U en la zona del Canal Baker. El flujo superficial alcanza hasta los 50 m en tanto
que el flujo compensatorio se ubica entre los 60 y los 250 m. La distribución
vertical de las corrientes también se muestra para la zona de la desembocadura
del río Baker, el río con más caudal de la zona (Figura 7.17). Los resultados
muestran que la salida del río, se sitúa en la superficie de forma muy pronunciada
por sobre los 10 m., pero con un efecto de menor magnitud hasta cerca de los 50
m., por debajo de los cuales se ubica el flujo compensatorio desde el océano.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 23 de 47
Figura 7.14: Distribución vertical del componente U de la velocidad para el modelo
cartesiano-sigma de 32 capas. La ubicación de la estación se indica con una flecha roja
en el inserto geográfico de la figura.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 24 de 47
Figura 7.15: Distribución vertical de las corrientes en un corte Este Oeste (flecha roja en
inserto geográfico) en el canal Baker para el modelo cartesiano-sigma de 32 capas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 25 de 47
Figura 7.16: Distribución vertical del valor promedio de las 72 horas de simulación para el
componente U de la velocidad en la zona del Canal Baker del modelo cartesiano-sigma
de 32 capas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 26 de 47
Figura 7.17: Distribución vertical del componente U de la velocidad en la zona de la
desembocadura del río Baker para el modelo cartesiano-sigma de 32 capas.
Finalmente, la estructura vertical de la salinidad muestra que se genera una
haloclina superficial para luego estabilizarse en valores cercanos a los 30 PSU por
debajo de los 10 m (Figura 7.18). En esta versión del modelo hidrodinámico, se
logran los resultados de salinidad superficiales (5 PSU) similares a los datos de
terreno, que la versión cartesiana no logra generar. Sin embargo, el grosor de la
haloclina es más superficial, alcanzando valores profundos de salinidad (30 PSU)
antes de los 10 m. Por otra parte, las isolíneas de salinidad superficial muestran la
influencia de los principales ríos simulados en el modelo (Figura 7.19).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 27 de 47
7.3.4. Discusión Del Modelo Hidrodinámico
Los resultados muestran que los modelos generados logran reproducir,
calibradamente, con excepción de los valores de salinidad superficial en la zona
de las desembocaduras, la hidrodinámica del Canal Baker y los principales ríos
cuyos caudales generan la circulación estuarina propia de los fiordos australes. Al
respecto, el modelo cartesiano-sigma logra generar un mejor ajuste, aún cuando
produce una capa superficial somera con relación a los datos disponibles.
Existen varios factores que pueden estar contribuyendo a que el modelo,
especialmente en su versión cartesiana, no logre disminuir los valores de salinidad
en superficie. El principal de ellos, es que solamente se han modelado los
principales cursos de agua continental con valores estimados considerando el
tamaño de las cuencas (Tabla 7.1). Por otra, la falta de información de otros
posibles caudales, así como, de escorrentía difusa desde el continente hacia el
fiordo.
Como una forma de analizar lo anterior, se comparó la salinidad en la zona de la
desembocadura del río Baker con datos de terreno (Febrero, 2009). Debido a que
el muestreo coincidió con un episodio de alto caudal, se modeló el sistema con un
caudal de 4500 m 3 /s para el Baker y 2000 m 3 /s para el Pascua. El resultado de la
comparación se muestra en la Figura 7.20.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 28 de 47
Figura 7.18: Distribución vertical de la salinidad en la desembocadura del río Baker,
modelo cartesiano-sigma de 32 capas, comparada con un perfil vertical obtenido de las
campañas de terreno (Anexo C Apéndice 1 Parte 4.i y 4ii del EIA, Figura 12).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 29 de 47
Figura 7.19: Distribución horizontal de la salinidad superficial para el día 20 de marzo de
2006. Modelo cartesiano-sigma de 32 capas.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 30 de 47
Figura 7.20: Comparación de la distribución vertical de la salinidad en la zona del Baker
para el modelo con alto caudal (modelo) con relación a los datos obtenidos en terreno
(Data).
El resultado de la validación muestra que el modelo, en condiciones de alto
caudal, reproduce la zona de baja salinidad superficial con valores coincidentes
para la superficie. La diferencia entre ambos reside en que el modelo produce una
haloclina más superficial, lo que reafirma la propuesta respecto de la falta de agua
dulce en el modelo. Sin embargo, tanto el grosor de la capa de baja salinidad y la
profundidad de la haloclina, son coincidentes con los datos recolectados en
campañas anteriores (ver Figura 7.18). Como una muestra adicional sobre la
capacidad del modelo de replicar las condiciones observadas en terreno, se
realizó una modelación en la cual el caudal del río Baker fue aumentado hasta que
se lograra un mejor ajuste con los datos de campo. El resultado de este ejercicio
(Modelo-2; Figura 7.20) muestra que el modelo logra reproducir el perfil de
salinidad para la condición de caudal del Baker = 9500 m 3 s -1 . Por tanto, el
modelo reproduce apropiadamente las condiciones tanto de velocidad como de
perfil salino de la zona de estudios. Sin embargo, hay que consignar que aún
cuando sería conveniente realizar mayores validaciones, éstas no se pueden
realizar debido a la falta de información de terreno en la zona respecto de las
condiciones meteorológicas y de caudales.
Finalmente, se analiza la estabilidad numérica del modelo cartesiano y cartesianosigma.
El resultado de este análisis mostró que el modelo cartesiano de 31 capas
es más estable, numéricamente, que el cartesiano-sigma. Por lo tanto, se usó el

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 31 de 47
modelo cartesiano para simular el efecto de las presas respecto de la
concentración de sólidos en suspensión en la zona cercana a la desembocadura
del Baker y el Pascua.
7.4. Implementación del modelo para sólidos en suspensión.
El objetivo de esta sección del informe es describir los escenarios para la
condición con y sin proyecto, tanto para el Baker como el Pascua. Los escenarios
fueron simulados usando la concentración de sólidos en suspensión como la
variable de estado, respecto de la cual se analizaron los potenciales cambios a
observar en el ecosistema del fiordo. Esta decisión, se basa en que los sólidos en
suspensión juegan un rol importante en la óptica de la columna de agua (e.g.
aumento del coeficiente de extinción de la luz) el que a su vez afecta la producción
primaria del ecosistema. El transporte horizontal y vertical de los sólidos en
suspensión, fue calculado sobre la base de ecuaciones eulerianas a las que se le
agregó una velocidad de sedimentación por medio del módulo Free Vertical
Movement de MOHID. En las subsecciones siguientes se describen las
condiciones dinámicas, iniciales y los escenarios simulados.
7.4.1 Dinámica de los sólidos en suspensión
El transporte de una propiedad en MOHID, en este caso sólido en suspensión
(SS), debido a flujos advectivos y difusivo, se resuelve por medio de la siguiente
ecuación:
Donde u, v y w son las velocidades en la dirección x, y, z respectivamente, v’ H y
v’ t los coeficientes de difusión turbulenta y v’ A el coeficiente de difusión molecular.
La evolución temporal de A corresponde al balance del transporte advectivo
debido al flujo promedio, la mezcla turbulenta y las posibles fuentes y sumideros
que la propiedad tenga.
Para el caso de Sólidos Suspendidos (SS), la ecuación incorpora el flujo vertical
por medio del módulo “Free vertical movement”. Basados en la información
disponible sobre las características de los sólidos suspendidos que son
exportados por los ríos Baker y Pascua, que describe unos SS de tamaño
pequeño (menor 2 µm) y baja floculación, es que se decidió implementar una
velocidad fija de sedimentación para todo el modelo. De esta manera, mientras la

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 32 de 47
ecuación euleriana descrita anteriormente define el transporte horizontal y
turbulento de las partículas en suspensión, el modulo “Free vertical movement” le
impone una velocidad de sedimentación constante de 0,085 [mm/s], igual al
promedio de velocidad de sedimentación medido para las muestras tomadas en
ambos ríos.
Condiciones Iniciales y de borde
Las condiciones iniciales para los sólidos suspendidos, en todo el dominio del
modelo, fue igual a 0 mg l -1 , salvo las descargas de dos ríos; Baker y Pascua. Se
definió una concentración de 84 mg l -1 para el primero y 40 mg l -1 para el segundo.
Los caudales por defecto de los ríos para estas simulaciones se muestran en la
Tabla 7.1.
7.4.2 Implementación de escenarios
Los escenarios modelados tuvieron por objetivo analizar el comportamiento
intradiario de los sólidos en suspensión, para distintos caudales de los ríos Baker y
Pascua. Los caudales en desembocadura para el escenario sin proyecto fueron:
• Río Baker: 1381 m 3 /s (15 % excedencia); 968 m 3 /s (50 % excedencia); y
671 m 3 /s (85 % excedencia).
• Río Pascua: 1081 m 3 /s (15 % excedencia); 743 m 3 /s (50 % excedencia); y
514 m 3 /s (85 % excedencia).
La fluctuación intradiaria de los caudales en la condición con proyecto se muestra
en la Figura 7.21.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 33 de 47
Figura 7.21: Caudales para los escenarios con proyecto con probabilidades de
excedencias de 15%, 50% y 85 % para los ríos Baker y Pascua.
Los escenarios con probabilidad de excedencia de 15%, 50% y 85 % se corrieron
después de 48 horas de correr el escenario estándar y cada uno correspondió a
una corrida de 48 horas.
7.4.3 Resultados de la simulación de sólidos en suspensión
La Figura 7.22 muestra la distribución de los sólidos en suspensión para todo el
modelo bajo las condiciones estándar (QMA). Las isolíneas marcadas

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 34 de 47
corresponden a concentraciones de sólidos en suspensión de 5 mg/l 15 mg/l y 30
mg/l. Según el trabajo de Jones & Wills (1956), donde midieron la atenuación de la
luz según la concentración de sólidos suspendidos para aguas estuarinas y
marinas, una concentración de 5, 15 y 30 mg/L de sólidos suspendidos implicaría
una trasmisión de la luz –para una columna de agua de 50cm- de 50%, 18% y 7%
respectivamente. Según ese mismo estudio, la visibilidad del agua, medida con un
disco secchi, para las mismas concentraciones de SS, sería de 3 m, 1.5 m y
menos de 1 m, respectivamente. La Tabla 7.6 resume las características
lumínicas de referencia para cada valor utilizado en las isolíneas. La isolínea de 5
mg/l alcanza hasta el extremo Oeste de la Isla Teresa en la zona de la
desembocadura del río Baker (Figura 7.22a). La zona de mayor concentración (>
30 mg/l), se encuentra circunscrita a la región interna de la desembocadura en el
extremo Este de Isla Teresa. Respecto de su estructura vertical, las
concentraciones mayores de 30 mg/l se ubican en los primeros 5 m de la columna
de agua (Figura 7.22b).
Tabla 7.6. Relación entre concentración de sólidos en suspensión, penetración de la luz
(% I 0 ) y visibilidad (Fuente: Jones & Wills, 1956).
Penetración de la luz
(%)
Concentración de Sólidos
Suspendidos
5 mg/L 15 mg/L 30 mg/L
50 18 7
Visibilidad (m.) 3 1.5 < 1

A)
Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 35 de 47
B)
C)
Figura 7.22: Distribución de los sólidos en suspensión en la superficie (A), y en un corte
vertical para la desembocadura del Baker (B) y el Pascua (C) para la condición de Caudal
Medio Anual (QMA).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 36 de 47
Para el caso de río Pascua, las concentraciones de sólidos en suspensión son
inferiores que para el Baker (Figura 7.22a); sin embargo, muestran la misma
tendencia respecto de su distribución vertical (Figura 7.22c).
Debido a la ausencia de información de terreno para corroborar la dispersión de
los sólidos en suspensión, se utilizaron las imágenes disponibles en Internet para
la zona a través del sistema Google Earth. Una comparación entre las salidas del
modelo y dichas imágenes muestra que este logra reproducir de buena manera la
dispersión de sólidos en la superficie del fiordo para ambas localidades (Figuras
7.23, 7.24 y 7.25).
Figura 7.23: Comparación entre una imagen satelital de la zona de estudio (A) con los
resultados del modelo numérico (B).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 37 de 47
Figura 7.24: Comparación entre una imagen satelital de la desembocadura del río Baker
(A) y la salida del modelo (B) para los sólidos en suspensión.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 38 de 47
Figura 7.25: Comparación entre una imagen satelital de la desembocadura del río Pascua
(A) y la salida del modelo (B) para los sólidos en suspensión.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 39 de 47
7.4.4 Discusión escenarios para los sólidos en suspensión.
La forma más efectiva para comparar los distintos escenarios modelados respecto
de los sólidos en suspensión, es por medio de series de tiempo para distintos
puntos geográficos. Con este propósito se extrajeron dichas series para cinco
estaciones de muestreo, cuya posición geográfica se muestra en la Figura 7.26.
Los escenarios se compararon para los sólidos en suspensión (Figuras 7.27, 7.28
y 7.29), así como, para el coeficiente de extinción de la luz (Figuras 7.30, 7.31 y
7.32). Los gráficos corresponden al valor promedio 0 – 5 m, que es la zona de
mayor concentración de sólidos en la columna de agua (ver Figura 7.22).
Para el caso de los caudales al 15% no hubo diferencias entre la condición con y
sin embalses, respecto de la concentración de sólidos en suspensión y coeficiente
de extinción (Figuras 7.27 y 7.30).
Para el caso de los caudales al 50% y 85%, las diferencias entre ambos
escenarios se presentaron solo para las estaciones localizadas en la
desembocaduras de los ríos Baker y Pascua. Tanto para el caso de los sólidos en
suspensión como para el coeficiente de extinción de la luz, las diferencias se
presentan como una variación aumentada en relación a la condición sin proyecto.
En todo caso, tales diferencias son inferiores al 10% entre ambos escenarios
(escenario 50% excedencia: Figuras 7.28 y 7.31; escenario 85% excedencia:
Figuras 7.29 y 7.32).
Estas diferencias son cíclicas, aún cuando igualmente bajas, en las dos
estaciones localizadas en la desembocadura de los ríos Baker (estación 1) y
Pascua (estación 5). En ambos casos, la condición con proyecto genera una
oscilación intradiaria mayor a la que existe para la condición sin proyecto.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 40 de 47
Figura 7.26: Distribución geográfica de las estaciones de muestreo (círculos amarillos)
para la comparación de los escenarios de sólidos en suspensión. Los números al lado de
cada estación corresponden al número de la estación identificado en las Figuras 7.27 y
7.28.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 41 de 47
Figura 7.27: Resultados de la simulación de caudales a 15% para la condición sin
proyecto (SP) y con proyecto (CP) sobre los sólidos en suspensión.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 42 de 47
Figura 7.28: Resultados de la simulación de caudales a 50% para la condición sin
proyecto (SP) y con proyecto (CP) sobre los sólidos en suspensión.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 43 de 47
Figura 7.29: Series de tiempo del valor promedio 0-5 m de los sólidos en suspensión
para cinco estaciones de muestreo para una excedencia de 85% en condiciones sin
proyecto (SP) y con proyecto (CP).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 44 de 47
Figura 7.30: Resultados de la simulación de caudales a 15% para la condición sin
proyecto (SP) y con proyecto (CP) sobre el coeficiente de extinción de la luz.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 45 de 47
Figura 7.31: Resultados de la simulación de caudales a 50% para la condición sin
proyecto (SP) y con proyecto (CP) sobre el coeficiente de extinción de la luz.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 46 de 47
Figura 7.32: Series de tiempo del valor promedio 0-5 m de los sólidos en suspensión
para cinco estaciones de muestreo para una excedencia de 85% en condiciones sin
proyecto (SP) y con proyecto (CP).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 7 Página 47 de 47
Figura 7.30: Series de tiempo del valor promedio 0-5 m del coeficiente de extinción de la
luz para las estaciones 1 y 5, para una excedencia de 85% en condiciones sin proyecto
(SP) y con proyecto (CP).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo. 8, Página 1 de 8
CAPITULO 8
ESTUDIO DE BIOACUMULACIÓN DE MERCURIO Y CADMIO DEL
PROYECTO HIDROELÉCTRICO AYSÉN
8.1 Introducción
Los metales pesados son aquellos cuya densidad es por lo menos cinco veces
mayor que la del agua. Tienen aplicación directa en numerosos procesos de
producción de bienes y servicios. Los más importantes son: Arsénico (As),
Cadmio (Cd), Cobalto (Co), Cromo (Cr), Cobre (Cu), Mercurio (Hg), Níquel (Ni),
Plomo (Pb), Estaño (Sn) y Cinc (Zn) (Fergusson, 1990). Los metales pueden
acumularse en los peces mediante incorporación por respiración de agua con
contenido de metales, a través del contacto con sedimento que pudiese
contener metales, o de la dieta, al consumir invertebrados bénticos que ya han
acumulado metales en su organismo. Adicionalmente, los metales pesados se
pueden acumular a través de la cadena alimenticia y eventualmente impactar
en la salud humana (Forstner & Wittmann, 1983, Alquezar et al., 2005). En la
mayoría de los sistemas acuáticos, los sedimentos son los más importantes
reservorios de metales o contaminantes, desde los cuales puede existir
liberación de material particulado contaminado hacia la columna de agua, por
disturbios naturales o antropogénicos, los cuales resultan en una
removilización de los metales (Carvalho & Fernández, 2006).
Algunos metales pesados e hidrocarburos clorados son acumulados por los
organismos acuáticos, por lo que se pueden encontrar concentraciones muy
altas de estos elementos químicos en tejidos biológicos, aún cuando se hallen
extremadamente diluidos en el medio acuático circundante (Harte et al.,
1991).
En el presente estudio se evalúa el potencial de bioacumulación de mercurio y
cadmio en la fauna íctica presente en las cuencas de los ríos Baker y Pascua,
enfocándose en Galaxias maculatus, que además de estar presente en el área
de estudio, es una especie nativa que puede servir de alimento para especies
ícticas mayores, como las truchas, por lo que se considera un eslabón
trascendental en la dinámica de bioacumulación.
El mercurio se usa puro o en forma de amalgamas, su uso en la medicina
dental y en algunas pilas es frecuente. Mientras que el cadmio se usa en

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo. 8, Página 2 de 8
diversas aleaciones y también en pilas. Sin embargo, estos metales también
podrían encontrarse naturalmente en los sedimentos, como es lo esperado para
sistemas con escasa o nula actividad antrópica, lo cual se ajustaría a la
condición en los ríos Baker y Pascua.
8.2 Metodología
8.2.1 Bioenergética de Galaxias maculatus
Se desarrolló un modelo bioenergético de Galaxias maculatus, (especie nativa
presente en el área de estudio y que forma parte del alimento para especies
ícticas mayores, como por ejemplo, truchas) utilizando una ecuación
generalizada de balance de masas: Cr=C-(R + S + F + U), donde la energía
disponible para crecimiento (Cr), es igual a la energía adquirida por consumo de
comida (C), menos la energía utilizada en respiración (R), la acción dinámica
específica (S), la egestión (F) y la excreción (U), que puede ser resumida como:
PT(t) = PT(t - dt) + (G - P) * dt
Donde PT es el eso total de un individuo de Galaxias maculatus en un tiempo
determinado, G es el crecimiento y P son las perdidas en peso del individuo,
atribuibles a movimiento, respiración y egestión. Para parametrizar este modelo
se siguió el modelo propuesto por Chizinski y colaboradores (2008), para el
pez zebra, calibrando los valores de los parámetros al crecimiento de Galaxias
maculatus en función de la temperatura (T) (Tabla 8.1), con una vida media de
dos años y peso final promedio de 9 gr (Burnet, 1965; McDowall, 1968; Elder,
1969).
Tabla 8.1. Parámetros utilizados en el modelo bioenergético.
G = (2047*(1-0,02)*C)/4194
P = (0,0136*(2,2*R+S*C))/4194
C = 0,0001*(PT 1,26 )*e (0,506)*T
R = 9,5*(PT 0,97 )*e (0,135)*T
S = 0,17
PT(0) = 0,5 gr

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo. 8, Página 3 de 8
8.2.2 Dinámica de los metales en sedimento y agua
Debido a que los metales pueden encontrarse, principalmente, en dos
reservorios (Columna de agua y sedimentos), se realizó una modelación de la
dinámica de transferencia de cadmio y mercurio entre estos dos reservorios. El
modelo que representa la dinámica de mercurio y cadmio en los sedimentos y
el agua del área embalsada, se basó en los flujos de metales descritos por
Mackay y colaboradores (1995), que evaluó los flujos de mercurio entre el
reservorio de los sedimentos y la columna de agua, estas tasas de intercambio
se muestran en la Tabla 8.2. Para el cadmio se utilizaron los mismos flujos
netos. El modelo se calibró en función de las concentraciones de mercurio y
cadmio observadas en la columna de agua y
sedimentos. En este sentido, cabe resaltar que en todas las evaluaciones de
cadmio y mercurio en el área de estudio, las concentraciones registradas
fueron inferiores al límite de detección de la técnica (Sedimentos Cd

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo. 8, Página 4 de 8
8.2.3 Bioacumulación de metales en Galaxias maculatus
La bioacumulación de cadmio y mercurio se modeló en base a las ecuaciones y
parámetros generales descritos por Korhonen y colaboradores (1995),
calibrados para obtener los promedios de concentración de mercurio y cadmio
en los peces de la especie G. maculatus, para los sectores del río Baker y
Pascua. Este modelo describe la acumulación de un metal como un balance de
masas siguiendo la ecuación:
Me = Kf + Kw – Lp
Donde Me es el contenido de metal en el pez, Kf es el aumento de metal por
ingesta de comida, Kw es el aumento de metal por el paso de agua a través de
las agallas y Lp es la perdida de metal.
El aumento de metal por ingesta sigue la ecuación:
Kf = Epf * Cpf * C
Epf = eficiencia relativa en la captura del metal desde el alimento (0. . 1)
Cpf = contenido de metal en el alimento
C = alimento consumido
Mientras que el aumento de metal por el paso de agua a través de las agallas
está determinado por:
Kw = Epw * Cpw * Q
Epf = eficiencia relativa en la captura del metal desde el agua (0. . 1)
Cpw = contenido de metal en el agua
Q = flujo de agua a través de las agallas para inhalación
La cantidad de agua que pasa por las agallas es función del consumo
metabólico:
Q = (R + S) / (Eox * Cox)
Eox = eficiencia relativa en la captura de oxígeno desde el agua (0. . 1)
Cox = contenido de oxígeno en el agua
Además, de acuerdo con Norstrom y colaboradores (1976), las pérdidas de
metal (Lp), dependen del peso del pez (PT).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo. 8, Página 5 de 8
Lp = Kcl * Me * PT r
Kcl = tasa de eliminación relativa
r = exponente de la dependencia del peso del individuo (-1. . 0)
Los valores numéricos de los coeficientes del modelo se describen en la Tabla
8.3, para cadmio y mercurio respectivamente.
Tabla 8.3. Parámetros utilizados en el modelo de bioacumulación.
Mercurio Cadmio
Cpf (mg/g) 0,001 0,0005
Cpw (mg/l) 0,001 0,0005
Epf 0,600 0,600
Epw 0,010 0,010
Kcl 0,039 0,026
r -0,580 -0,580
Para ambos metales se utilizó como concentración del metal en el agua el valor
del límite de detección de la técnica, siguiendo el criterio señalado en el
acápite 8.2.2. La concentración de metal en el alimento (macroinvertebrados),
se supuso en equilibrio con el medio donde se desarrollan, por lo que su valor
numérico fue equivalente a la del medio acuoso donde habitan. Los demás
parámetros se ajustaron para obtener al cabo de dos años, la concentración
promedio observada para cada elemento en peces (Hg: 0,043 mg/kg y Cd:
0,026 mg/kg. Apéndice D de este informe). En ambos casos se supuso que
todo el metal se encontraba biodisponible.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo. 8, Página 6 de 8
8.3 Resultados
8.3.1 Calibración
Utilizando las temperaturas estimadas para el escenario sin proyecto
(Figura8.1), el modelo con los parámetros calibrados, se ajusta perfectamente
a los valores promedio de metales, observados en la campaña de muestreo,
con 0,043 mg/kg de mercurio y 0,026 mg/kg de cadmio (Figura 8.2). Por lo
que se considera como una buena situación control.
14
12
) 10
(°C
ra
8
tu
ra
e
p
6
m
te 4
2
0
0 100 200 300 400 500 600 700 800
tiempo (días)
Figura 8.1. Dinámica de la temperatura en la condición sin proyecto (Apéndice
A).
0,05
0,05
0,04
0,04
Cd (mg/kg)
0,03
0,02
Hg (mg/kg)
0,03
0,02
0,01
0,01
0
0 100 200 300 400 500 600 700
0
0 100 200 300 400 500 600 700
tiempo (días)
tiempo (días)
Figura 8.2. Dinámica de bioacumulación de cadmio y mercurio en la situación
sin proyecto.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo. 8, Página 7 de 8
8.3.2 Efecto del proyecto
Utilizando las temperaturas estimadas para la situación con proyecto (Figura
8.3), se simularon dos escenarios posibles. Primero se simuló un efecto directo
del aumento térmico, producto del embalsamiento de las aguas, por lo que se
esperaría una mayor incorporación de metales debidas al aumento en el
metabolismo del pez. Complementariamente, se simuló el efecto en la
bioacumulación de metales en los peces, atribuibles a un efecto combinado del
efecto térmico de embalsamiento y un aumento en la concentración de
metales en el agua.
14
12
temperatura (°C)
10
8
6
4
2
0
0 100 200 300 400 500 600 700 800
tiempo (días)
Figura 8.3. Dinámica de la temperatura en la condición con proyecto (Apéndice
Q).
El resultado de la simulación de la bioacumulación de metales en los peces, en
el escenario con proyecto, que implica acumulación de sedimentos en el fondo
del embalse y cambios térmicos debidos al embalsamiento, resultó en un
aumento del 3,8% en la concentración de cadmio y del 7,0% en la
concentración de mercurio en el pez (Figura 8.4 y Tabla 8.4).

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo. 8, Página 8 de 8
0,05
0,05
0,04
0,04
Cd (mg/kg)
0,03
0,02
Hg (mg/kg)
0,03
0,02
0,01
0,01
0
0 100 200 300 400 500 600 700
0
0 100 200 300 400 500 600 700
tiempo (días)
tiempo (días)
Figura 8.4. Dinámica de bioacumulación de cadmio y mercurio en la situación
con proyecto.
Tabla 8.4. Cambio porcentual en la concentración de metal en G. maculatus.
Entre la situación control y con proyecto, entre paréntesis se muestra la
concentración alcanzada.
Escenario Cd Hg
Con proyecto 3,8 %
(0,027 mg/kg)
7,0 %
(0,046 mg/kg)

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 1 de 16
SISTEMAS EMBALSES - RIOS
Modelo Numérico
CAPÍTULO 9
CONCLUSIONES
• El modelo conceptual de sucesión embalse-río-embalse generado, sumado
a los modelos numéricos empleados en cada segmento, constituye una
herramienta adecuada para estudiar la evolución futura de la calidad de las
aguas en la zona de los ríos Baker y Pascua producto de la construcción
del PHA.
• La modelación de los ríos muestra que estos actúan como un medio de
transporte sin grandes cambios en sus componentes, dadas las
condiciones hidrodinámicas de su funcionamiento. En especial, los ríos
presentan un bajo tiempo de retención de las aguas (del orden de horas)
que hace que la transferencia neta de calor entre el agua y la atmósfera sea
reducida, haciendo que los procesos internos queden controlados por las
fuertes mezclas que mantienen el sistema homogeneizado en la dirección
del flujo.
• En cuanto a la hidrodinámica modelada en los embalses, se observa que
los resultados obtenidos están de acuerdo a lo esperado, según lo predicho
por el análisis de números adimensionales y según las observaciones
realizadas en lagos de la zona. A grandes rasgos, los embalses muestran
tendencia a la mezcla, con episodios de gradientes superficiales débiles e
intermitentes
• en zonas cercanas al muro, siendo la mezcla y transporte gobernado
principalmente por la dinámica de caudales y en menor medida por el
viento. Estas conclusiones demuestran que el modelo numérico escogido
(CE-QUAL-W2) y su implementación a los embalses del PHA, es capaz de
modelar de buena forma los patrones de mezcla, transporte, estructura
térmica y calidad de las aguas de estos sistemas acuáticos en estudio.
• Para el caso de la central Del Salto, bajo distintos escenarios hidrológicos
tendría tiempos de retención entre 1 a 3 horas. Tanto las condiciones
hidráulicas, térmicas e hidrodinámicas indican que este sistema somero
mantendría las características de sistema lótico, con una columna vertical
mezclada (por la turbulencia propia del flujo). Considerando las

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 2 de 16
características geométricas someras, condiciones de flujo y procesos de
mezcla, se puede prescindir de un modelo numérico que resuelva el
comportamiento hidrodinámico. Los cortos tiempos de retención del
sistema, indican que no habría efectos sobre la calidad de agua
(temperatura y sólidos suspendidos), dado que existe un reducido efecto
atmosférico sobre el balance radiativo y aguas en movimiento, que limitan
la sedimentación de partículas suspendidas.
Termo-Hidrodinámica
• Los resultados obtenidos de la modelación permiten concluir que los
embalses no presentan gradientes térmicos importantes y, por lo tanto,
tampoco de densidad, por lo que los embalses tienen poca tendencia a la
estratificación, promoviendo así la continua transferencia de masa,
momentum y calor, entre la zona superficial y profunda. En términos
hidrodinámicos, hay predominancia de eventos que desestabilizan al
sistema, como lo son los grandes caudales afluentes y el régimen de
vientos, por lo que la tendencia del sistema es a mantenerse mezclado.
• Si bien es cierto, la radiación solar es capaz de aumentar la temperatura
superficial de los embalses, no se observan gradientes verticales
importantes, tendientes a generar zonas de estratificación, entendiéndose
como estratificación el gradiente vertical de temperaturas mayor a 1°C por
metro. Los mayores gradientes verticales de temperatura se generan en los
sectores cercanos al muro, donde aumenta la potencialidad de
estratificación y donde los embalses adquieren realmente una condición
léntica. En la Figura 9.1 se muestra una comparación de la estructura de
los lagos aledaños en conjunto con los perfiles verticales de los embalses
modelados.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 3 de 16
Profundidad (m)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
Temperatura (ºC)
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
Lagos
Bertrand (perfil 3)
Cochrane (perfil 3)
Colonia (perfil 3)
Esmeralda (perfil 2)
Larga (perfil 1)
Quetru (perfil 5)
Leal (perfil 2)
Negra (perfil 1)
Quiroz (perfil 9)
Lago Chico (perfil 6)
O'higgins (perfil 3)
Termoclina (gradiente 1ºC/m)
Profundidad (m)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
Temperatura (º C)
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
Embalses PHA
Baker 1 (zona del muro)
Baker 2 (zona del muro)
Pascua 1 (cubeta principal zona más profunda)
Pascua 2.1 (zona del muro)
Pascua 2.1 (zona del muro)
Figura 9.1: Comparación de perfiles verticales de temperatura de los lagos aledaños y los
embalses (resultado de simulaciones) para una condición de verano que representa el
mayor potencial de estratificación. En línea segmentada se señala las zonas profundas de
Baker 1 y Baker 2 que tendrían aguas con menor recirculación y menor temperatura.
• Tanto en Baker 1 como en Baker 2 se identificaron zonas profundas (en el
área cercana al muro) que tendrían aguas con menor recirculación y que
potencialmente pueden tener propiedades distintas del resto de la columna
de agua por su aislamiento. En la Figura 9.1 se señala esta zona con línea
segmentada sobre el perfil vertical de temperatura. Estas zonas profundas
son muy localizadas y representan una fracción muy pequeña del embalse.
En el caso de Baker 1, este volumen aislado representa cerca de un 0,5 %
del volumen total embalsado, en tanto que en Baker 2 representa un 0,1 %
del volumen total embalsado.
• Si bien es cierto se observan aumentos en las temperaturas de verano de
los embalses, estos aumentos están principalmente modulados por el alza

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 4 de 16
en las temperaturas afluentes y en menor medida por el intercambio de
calor con la atmósfera. Los efectos de la radiación solar sobre la superficie
de los embalses se manifiesta débilmente en verano, provocando aumentos
de no más de un par de grados, respecto del resto de las aguas del
embalse, generalmente en sectores cercanos al muro donde aumenta la
potencialidad de estratificación. Aunque es posible identificar ciertas
tendencias a la estratificación superficial entre los meses de enero a marzo,
estas son más bien débiles y esporádicas (algunos días) tendientes a
desaparecer fácilmente ante eventos de vientos moderados o crecidas
importantes.
• Los caudales afluentes controlan en gran medida el transporte de
momentum, temperatura y otros constituyentes asociados con la calidad de
aguas, no registrándose cambios importantes en sus valores por procesos
internos, lo cual se debe a la gran capacidad de mezcla y bajos tiempos de
retención.
• Se observa también que la velocidad del flujo dentro del embalse está
fuertemente condicionada por la geometría de éste, siendo el ancho
superficial del embalse una variable importante que divide zonas de altas y
bajas velocidades, definiendo así como se presentó en el modelo
conceptual, la zona de transición río-embalse, o zona semi-léntica y léntica.
• Respecto a la temperatura, se observa que los embalses no generan
cambios significativos sobre la calidad de las aguas efluentes, mostrando
diferencias de no más de 0,5 ºC entre las temperaturas afluentes y
efluentes, salvo en el caso de Baker 2 donde se observa una mayor
fluctuación alcanzando un aumento de hasta 2°C en el periodo de verano.
Dentro del embalse, los aumentos de temperatura pueden llegar hasta 2 ó 3
°C por sobre los valores de temperaturas afluentes. Sin embargo, como se
mencionó anteriormente, estas alzas quedan acotadas a zonas muy
superficiales cercanas al muro, lo que no representa un impacto
significativo sobre la temperatura del embalse. El resto del embalse,
responde casi exclusivamente a la dinámica térmica de los flujos de
entrada.
• El efecto conjunto sobre las temperaturas producto del PHA sobre los
sectores del río Baker y Pascua, se traduce en diferencias de unos pocos
grados (1 a 2 °C) en comparación con las temperaturas medidas en los
mismos ríos. Además se observa un leve desfase en la variación estacional
de las temperaturas, adelantando el periodo de calentamiento y
enfriamiento de las aguas en aproximadamente 10 a 15 días. Este
fenómeno se explica debido a la mayor área de aguas expuesta a la
atmósfera producto de la construcción de los embalses lo que intensifica los

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 5 de 16
flujos radiativos netos desde y hacia la atmósfera. Por último, se observa
que las temperaturas asociadas al sistema de embalses del río Pascua,
resultan significativamente más bajas que las asociadas al sistema Baker,
variando entre limites de 4 a 8 °C en el caso de Pascua comparado con un
rango de 4 a 12 °C en el caso de Baker. Este resultado puede explicar
diferencias en la calidad de aguas de ambos sistemas, ya que las bajas
temperaturas asociadas al sistema Pascua pueden constituir una fuerte
limitante a la producción primaria de biomasa. En los embalses del río
Baker se esperan concentraciones de clorofila a levemente mayor, debido a
la mayor temperatura y menor turbidez.
• Dado el corto tiempo de retención de los ríos (del orden de horas), el
modelo numérico mostró que el efecto atmosférico sobre el intercambio de
calor es reducido, por lo tanto, las temperaturas de cabecera de los tramos
de río (que provienen principalmente de la salida de los embalses)
condicionan fuertemente la estructura térmica hacia aguas abajo. Esto
debido a que los caudales que aportan los embalses representan entre un
75% y 90% del caudal total del sistema lótico.
Calidad de Aguas
• Para el análisis de la calidad de aguas dentro de los embalses se modeló la
dinámica temporal y espacial de distintos constituyentes indicativos de la
calidad y limnología de estos cuerpos de agua. La discusión sobre el estado
trófico esperado para los embalses del PHA, se concentró en la dinámica
asociada a la producción de biomasa, representada por la concertación de
Clorofila a. Además, siguiendo la clasificación de Smith et al (1999), se
determinó el potencial trófico de cada embalse desde el punto de vista de
los nutrientes: fósforo total y nitrógeno total. Si bien el aumento en los
niveles de nutrientes en un sistema acuático facilita el crecimiento de la
biomasa, existen otros factores ambientales, como la temperatura y
penetración de la luz, que pueden limitar el crecimiento. Por ello, la
concentración de nutrientes no necesariamente resulta representativa del
nivel trófico en algunos sistemas acuáticos. Además de las variables
anteriores, se presentan resultados de la dinámica de sólidos suspendidos
y oxígeno disuelto.
• En el caso de los embalses de cabecera, Baker 1 y Pascua 1, se consideró
una distribución discreta de concentración de cada constituyente
representativa de invierno y verano. Para el resto de los embalses, las
concentraciones de entrada afluentes vienen dadas por las salidas del
embalse anterior, por lo que se encuentran moduladas por la dinámica del
embalse de aguas arriba. Las entradas asociadas a otros afluentes

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 6 de 16
secundarios son modeladas de la misma forma, es decir, suponiendo una
distribución discreta de invierno y verano de las concentraciones asociadas.
• Se consideran dos distintos escenarios de modelación: 1) El primero de
ellos constituye el caso base, en el cual sólo se considera el aporte de
nutrientes y otros compuestos provenientes desde sus afluentes, valores
estimados a partir de la campañas de muestreo realizadas para el estudio
de línea base, y 2) El segundo escenario considera además una entrada
extra de nutrientes provenientes de la descomposición de materia orgánica
asociada a la vegetación inundada por cada embalse. Para efectos de la
modelación, el exceso de nutrientes asociado a la descomposición de la
vegetación inundada, fue incorporada como una concentración extra de
nutrientes en los caudales afluentes a cada embalse.
• También se realizaron escenarios de sensibilización respecto del escenario
base (sin vegetación) para un horizonte de modelación de 5 años, en
función de los parámetros forzantes: viento y cobertura de nubes. Para la
sensibilización del modelo se considera una disminución de un 20 % en los
valores del viento respecto de la condición base y, para el caso de nubes,
se aumenta la cobertura a un 100% durante el periodo de invierno.
• Al igual como ocurre en el caso de la temperatura, se observa que la
dinámica de los distintos constituyentes esta modulada principalmente por
los valores afluentes, siendo algunos procesos internos más o menos
importante dependiendo del constituyente y de la física particular de cada
embalse. Debido al modelo discreto de los datos de entrada, los
constituyentes dentro del embalse tienden a mostrar un patrón
característico asociado a épocas de verano e invierno.
• En relación al oxígeno disuelto, los resultados muestran altos niveles de
oxigenación dentro de los embalses, presentando valores entorno a los 10
mg/l durante todo el año con pequeñas fluctuaciones entorno a este valor.
En el caso de embalses profundos, como el Baker 1 y Pascua 1, se
observan eventos de disminución del oxígeno disuelto en el fondo,
alcanzando valores mínimos entorno a los 5 a 8 mg/L. Este efecto se
encuentra relacionado con el fenómeno de estratificación térmica profunda
descrito anteriormente, el cual tiende a aislar hidrodinámicamente ese
sector del embalse, impidiendo la renovación de sus aguas y, por lo tanto,
aportes de oxígeno disuelto, entre otros constituyentes. A pesar de estos
fenómenos puntuales, las concentraciones de salida de oxígeno disuelto en
los embalses casi no se ve alterada respecto de sus concentraciones
afluentes, indicando que no existe un impacto mayor en relación a esta
variable de calidad. La incorporación de la vegetación al modelo, no registró
cambios significativos respecto del caso base.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 7 de 16
• Con relación a los nutrientes, se observa que los niveles de nitrógeno se
encuentran acotados a niveles de oligotrofia, lo que indica una buena
calidad de las aguas en relación a este parámetro. Su variación estacional
está determinada en gran medida por sus concentraciones afluentes. En
relación a los embalses de cabecera, se nota una disminución de no más
de 1 mg/L en las concentraciones de nitrógeno efluentes de estos
embalses, respecto de sus valores de entrada en la época de verano. Esta
disminución podría estar relacionada con el crecimiento de fitoplancton
observado en verano.
• La incorporación de la masa vegetal inundada en la modelación provocó un
aumento significativo en los niveles de nitrógeno durante los primeros años
de modelación, pudiendo alcanzar valores máximos por sobre los 2 mg/L
durante los primeros años en algunos embalses, concentraciones en el
rango hipertrófico. El aumento de nitrógeno en el sistema responde
exclusivamente a los aportes de nitrógenos derivados de la degradación de
la masa vegetal inundada y no a la dinámica interna del sistema. Por ello, el
decaimiento del nitrógeno en el sistema depende fuertemente del
decaimiento de la vegetación sumergida. Los resultados muestran que
luego de 5 a 6 años de modelación prácticamente se han recuperado los
valores simulados según el caso base (sin vegetación).
• Según la condición de línea base, el fósforo se presenta en
concentraciones menores a los 0,005 mg/L en la mayoría de los ríos
afluentes a los embalses del PHA, concentraciones dentro del rango
oligotrófico. Si bien esta condición se mantiene según los resultados
obtenidos para el embalse Baker 1, el resto de los embalses presenta
aumentos importantes respecto de esta condición base, alcanzando niveles
mesotróficos en los embalses Baker 2 y Pascua 1, y eutróficos en los
embalses Pascua 2.1 y Pascua 2.2.
• Al igual que en el caso del nitrógeno, la incorporación de la vegetación
inundada en la modelación, provoca aumentos significativos en los niveles
de fósforo durante los primeros años de modelación, pudiendo alcanzar
valores por sobre 0,1 mg/L, en algunos embalses correspondientes a
niveles hipertróficos. De todas formas, no existen variaciones significativas
de fósforo al interior de los embalses, respecto de sus concentraciones
afluentes, lo que demuestra que los aumentos en sus valores es
consecuencia del aporte de nitrógeno derivado de la materia orgánica en
descomposición. Por ello, las concentraciones de fósforo disminuyen
rápidamente en función de las tasas de degradación asociadas a la
vegetación sumergida, retomando niveles similares a los simulados en el
caso sin vegetación luego de unos 5 a 6 años de modelación.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 8 de 16
• En cuanto al Sílice, se observa que este se encuentra en concentraciones
por sobre los 4 mg/L en el sistema Baker, por lo que no constituye un factor
limitante para el crecimiento de micro-algas en el sistema. En cuanto a la
dinámica al interior de los embalses, este no presenta variaciones
significativas, manteniendo concentraciones prácticamente constantes
durante todo el periodo. El sistema pascua en cambio presenta
concentraciones en torno a 1 mg/L. Sin embargo, no se observa un
consumo importante de este constituyente en el sistema, por lo que el Sílice
mantiene concentraciones prácticamente constantes durante todo el
período de modelación. Lo anterior, es consecuencia del limitado
crecimiento de algas en estos sistemas, el cual está controlado
principalmente por las bajas temperaturas asociadas y altos niveles
turbidez.
• La producción primaria dentro de los embalses fue representada por un
grupo único de diatomeas, alga predominante en este tipo de sistemas. Los
resultados muestran que la concentración de algas en los distintos
sistemas, está condicionada principalmente por la temperatura y
concentración de sólidos suspendidos en superficie, los que limitan la
penetración de luz en el sistema. Según los resultados de clorofila a
obtenidos de las simulaciones, se observa que sus valores medios y
efluentes se encuentran acotados entre valores de 0,4 a 1,8 µg/l, lo que
corresponde a una condición oligotrófica de los embalses.
• Si bien es cierto, algunos resultados sobre las concentraciones de clorofila
a en superficie muestran valores altos, pudiendo incluso alcanzar niveles
eutróficos como en el caso de Baker 1, éstos resultan poco probables de
ocurrir en los embalses del PHA, debido a que estos máximos en los
valores de clorofila a, están directamente correlacionados con bajas
concentraciones de sólidos suspendidos en superficie (bajo 4-5 mg/L), lo
que facilita la penetración de luz en el embalse aumentando así la actividad
fotosintética. Sin embargo, la disminución en las concentraciones de sólidos
suspendidos resulta un artefacto de la modelación, la cual considera un
solo tamaño representativo de sólidos en suspensión, caracterizado por una
tasa de sedimentación igual a 0,72 m/día. Estudios de laboratorio muestran
que la velocidad de sedimentación asociada a las fracciones más finas de
los sedimentos transportados por los ríos Baker y Pascua son del orden de
0,07 m/día, es decir, un orden de magnitud inferior al valor utilizado en las
simulaciones. Un análisis de sensibilidad realizado en función de distintas
tasas de sedimentación en el embalse Baker 2, muestra que la
sedimentación de las fracciones más finas resulta prácticamente
despreciable, por lo que no se espera una disminución significativa de los
sólidos suspendidos en superficie. Este análisis sugiere que los máximos
de clorofila a en niveles eutróficos encontrados en los embalses Baker 1 y

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 9 de 16
Pascua 2.1 no resultan realistas, ya que el sedimento en suspensión
esperado en superficie mantendría los niveles de clorofila a acotados a
máximos cercanos a los 2 µg/L.
• La incorporación de la vegetación inundada en la modelación de los
embalses, no reportó ningún cambio significativo en las concentraciones de
clorofila a simuladas respecto del escenario de modelación sin vegetación.
Lo anterior, demuestra que el crecimiento de micro-algas en el sistema no
está limitado por nutrientes, ya que a pesar de los importantes aumentos de
fósforo y nitrógeno durante los primeros años de modelación, el sistema no
registró un aumento en la concertación de clorofila a respecto de la
condición base. Los resultados muestran que la limitación al crecimiento de
micro-algas en los embalses del PHA son de carácter físico, siendo la
temperatura y penetración de la luz las variables de mayor importancia.
• A pesar del alto potencial trófico asociado a los nutrientes producto de la
descomposición de la masa vegetal inundada, los bajos niveles de clorofila
a simulados (

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 10 de 16
• Los altos valores de retención asociados al embalse Baker 2, motivó un
análisis de sensibilidad sobre la retención de Sólidos Suspendidos en
función de distintas tasas de sedimentación, asociadas a distintos
tamaños de partículas. Los resultados se muestran en la Tabla 9.2 y
Figura 9.2.
Tabla 9.2: Sensibilización del porcentaje de retención promedio de sólidos
suspendidos en función de la velocidad de sedimentación, para el Embalse Baker 2
Velocidad de
sedimentación
modelación numérica
Tamaño de partícula
equivalente
Porcentaje de
retención promedio
en Embalse Baker 2
(m/d) (um) (%)
0,01 0,24 0,5 %
0,04 0,50 1,8 %
0,15 1,00 6,4 %
0,72 2,00 28,4 %
50%
45%
Retención de sólidos suspendidos en Embalse Baker 2
Porcentaje de retención (%)
40%
35%
30%
25%
20%
15%
10%
5%
0%
0 0,5 1 1,5 2 2,5
Tamaño de la párticula (µm)
Figura 9.2: Sensibilización del porcentaje de retención promedio de sólidos
suspendidos en función de la velocidad de sedimentación, para el Embalse
Baker 2

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 11 de 16
Los resultados muestran una variación importante del porcentaje de
retención de Sólidos Suspendidos en el embalse Baker 2, en función de la
velocidad de sedimentación de las partículas. Al considerar una velocidad
de sedimentación de 0,07 m/día, valor estimado por el informe de la
Universidad de Chile (2007), como característico de la fracción más fina (~1
µm) de Sólidos Suspendidos en el sistema, se obtienen retenciones
cercanas al 6%.
Este resultado es indicativo de la gran variabilidad sobre la sedimentación
de las distintas fracciones granulométricas, asociadas a los sólidos
suspendidos afluentes al embalse. Si bien la retención de la fracción más
gruesa de sedimentos puede resultar considerable, ésta puede ser
prácticamente despreciable para las fracciones más finas. En función de
éste resultado, se estima que las fracciones más finas, responsables del
transporte de silicatos hacia el fiordo, no presentarán cambios significativos
en sus concentraciones.
• Para el análisis de la calidad de aguas en los ríos se modela la dinámica
temporal y espacial de la clorofila a; cuyo resultado muestra que no se
registran cambios significativos asociados a esta variable a lo largo del
sistema. Esto se debe principalmente a que las condiciones físicas
(temperatura en invierno y a nivel de penetración de la luz en verano),
controlan como variables de primer orden el desarrollo de clorofila a en los
ríos, debido a la existencia de sólidos en suspensión. Además, la
hidrodinámica simulada indica que los tiempos de retención son menores
que las tasas típicas de reacción de los procesos ambientales (fijación de
nutrientes, fotosíntesis, crecimiento de algas, etc.), por lo que en términos
prácticos, los ríos sólo transportan constituyentes. Si bien, las
concentraciones de nutrientes aguas abajo de cada embalse es levemente
mayor que la condición de línea base, con excepción de los primeros años
de modelación en el escenario “con vegetación sumergida”, el estado
oligotrófico se mantiene en los ríos. En síntesis, para evaluar cambios en la
calidad de agua en el sistema completo a nivel de cuenca, se debe poner
énfasis en los procesos que puedan ocurrir en los embalses.
• En términos generales, se concluye que la calidad de las aguas dentro de
los sistemas de embalses asociados a los ríos Baker y Pascua mantienen
una buena calidad de sus aguas, controlando el crecimiento y
concentración de algas en rangos oligotróficos y sin observar la tendencia a
una evolución negativa de esta condición. A pesar de que el nitrógeno
constituye una limitante sobre la producción primaria respecto del fósforo, el
crecimiento de algas esta principalmente modulado por el régimen de
temperaturas y penetración de luz asociado a cada embalse, sin ser los

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 12 de 16
nutrientes un factor determinante en la dinámica del fitoplancton. Por esto,
y a pesar de que el fósforo se puede encontrar en rangos eutróficos en
algunos de los sistemas, los embales pueden ser clasificados como
sistemas oligotróficos.
• Respecto a la modelación de bioacumulación de metales en la biota
acuática, la concentración de un elemento traza dentro de un pez es el
resultado de los flujos químicos en los peces, es decir, el balance entre la
incorporación por el alimento y el agua, y los flujos de salida, que están
relacionados a la eliminación debido a la respiración y a la excreción, y la
reducción química de la concentración por la dilución debida al crecimiento
(Reinfelder et al., 1998). Un equilibrio total se puede dibujar sumando los
flujos de entrada y salida, a través de ecuaciones de balance de masas
(Ciardullo et al., 2008), que es la aproximación empleada en este estudio.
Los resultados obtenidos para los distintos escenarios propuestos, con el
modelo bioenergético de Galaxias maculatus, acoplado al modelo de
bioacumulación de cadmio y mercurio, son concordantes con los valores de
metales en peces límnicos, en los cuales se han registrado concentraciones
de cadmio superiores a 1 mg/kg en Carpas (Vinodhini & Narayanan, 2008),
y concentraciones de mercurio entre 0,27 y 7,3 mg/kg en peces ictiófagos
(Stokes & Wren, 1987). Por otro lado, el escenario de mayor impacto, que
incluye un aumento de temperatura por el embalsamiento de las aguas y un
aumento en diez veces la concentración de metales en el agua, lleva a las
concentraciones de metales a niveles inferiores a los recomendados para
consumo humano, por lo que no revestiría un problema de salud pública.
Debe tomarse en cuenta, que el modelo desarrollado es conservador en el
tratamiento de las variables y parámetros, utilizando como valores de
entrada los valores equivalentes al límite de detección, para la
concentración de cadmio y mercurio en el agua, aun cuando no han sido
detectados estos metales en los sistemas y, por lo tanto, presentan valores
reales muy inferiores a los utilizados en el modelo. Complementariamente,
el modelo considera que todo el metal esta biodisponible, sin hacer
distinción entre compuestos inorgánicos y orgánicos, siendo estos últimos,
en la mayoría de los casos, los susceptibles a bioacumularse (Rodgers &
Qadri, 1982), como es el caso de las formas metiladas de mercurio.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 13 de 16
ESTUARIOS
Modelo Numérico
• El modelo utilizado fue capaz de reproducir los procesos hidrodinámicos
principales del estuario, identificados con los antecedentes y mediciones
efectuadas en terreno, a saber: 1) efecto de control hidráulico que ejerce la
marea sobre los ríos (régimen subcrítico), 2) curva de descarga estimada
en una sección del tramo inferior de ambos ríos, 3) ingreso de una cuña
salina que se desplaza por el fondo del lecho hacia aguas arriba,
dependiendo de la combinación de caudales afluentes y altura de mareas
(evento que ha sido documentado para el río Baker) y 4) variación
estacional de la profundidad de la capa de agua dulce que se descarga en
el fiordo.
Calidad de Aguas
• El estudio de calidad de agua de la zona estuarina, se ha enfocado
exclusivamente en la componente de salinidad.
• Para evaluar los efectos de la operación de los embalses sobre la
distribución de salinidad en el estuario, se implementó un modelo numérico
bidimensional promediado lateralmente (CE-QUAL-W2), el cual simula las
condiciones de salinidad, flujo y marea que induce la interacción del Fiordo
Mitchell con el tramo inferior de los ríos Baker y Pascua.
• Para los dos estuarios se pudieron definir procesos y comportamientos
similares, por lo que las conclusiones aplican en general para ambos, salvo
cuando se indica explícitamente la diferencia.
• Se efectuaron simulaciones bajo diferentes escenarios hidrológicos,
evaluando la respuesta de la distribución de salinidades con un hidrograma
de caudales variables, considerando un rango entre el caudal
mínimo/ecológico hasta el caudal de diseño/generación.
En el caso del estuario Baker, para el escenario de caudales bajos (del
orden de 400 m 3 /s), el sistema naturalmente tendría una intrusión salina.
Efectivamente, este evento fue registrado con mediciones de perfiles
verticales de salinidad (CEA, 2008). Para los escenarios de caudales
superiores a 600 m 3 /s, el sistema es capaz de rechazar el ingreso de agua
salobre.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 14 de 16
En el estuario Pascua se obtuvo un resultado similar, donde caudales bajos
(del orden de 300 m 3 /s) permitieron el ingreso de una cuña salina; sin
embargo, sobre caudales de 450 m 3 /s, este evento no ocurriría.
• Se evaluó el efecto operacional de las centrales hidroeléctricas asumiendo
que los caudales naturales del río pasan por una regla de operación que los
regula en forma intradiaria, generando un hidrograma de salida de modo
binario: 1) ocho horas de horario punta con caudal de máximo de diseño y
2) 16 horas con caudal mínimo de operación. Si no hay caudal suficiente
para seguir esa regla de operación, se reduce proporcionalmente el horario
de punta.
Para el estuario Baker, cuando los caudales naturales son del orden de 400
m 3 /s, la operación produce una intensificación (aumento salinidad 22%) y
aumento de frecuencia (20% más frecuentes) de los eventos de intrusión
salina. Para caudales de 600 m 3 /s, se producirían ocho nuevos eventos en
un mes. El resto de los caudales por sobre 800 m 3 /s seguirían siendo
capaz de rechazar el ingreso de la intrusión salina.
Análogamente, para el estuario Pascua se obtuvo que para caudales
naturales de 300 m 3 /s, la operación produce una intensificación (aumento
salinidad 14%) y aumento de frecuencia (7% más frecuentes) de los
eventos de intrusión salina. Para caudales de 450 m 3 /s, se producirían
siete nuevos eventos en un mes. El resto de los caudales por sobre 600
m 3 /s seguirían siendo capaz de rechazar el ingreso de la intrusión salina.
• Basándose en las campañas de terreno y simulaciones efectuadas en el
tramo inferior de los ríos Baker y Pascua, se ha podido establecer que el
alcance de la cuña salina, estaría acotado a un tramo de 1,5 km desde la
desembocadura hacia el estuario Baker y de 1,0 km hacia el estuario
Pascua.
• Según lo observado en la modelación, se concluye que el efecto de la
batimetría del lecho del río y las condiciones hidrodinámicas, tendrían un rol
fundamental en detener el avance de la cuña salina hacia aguas arriba del
cauce, bajo todos los escenarios hidrológicos.
• En síntesis, la cuña se intensifica moderadamente, aumenta su frecuencia
pero mantiene su alcance hacia aguas arriba del cauce (igual a las
condiciones naturales en la situación sin proyecto).
• Si bien podría existir agua salobre que se desplaza por el lecho, el flujo del
río no presenta reversibilidad (contracorriente) del escurrimiento por efecto

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 15 de 16
de la marea llenante, por lo que no se verían afectadas las condiciones de
tiempo de retención, como para generar efectos en la temperatura del agua.
Asimismo, se infiere que esto no constituye una barrera hidráulica para el
transporte de sólidos suspendidos, dado que se mantienen las condiciones
de flujo de un sistema lótico.
• Los factores que controlan el estado de trofía del estuario, están
gobernados por la calidad de aguas arriba que portan los ríos y por las
condiciones físicas e hidrodinámicas (tiempos de residencia) de éste. Por lo
tanto, se concluye que se mantendrá la oligotrofia que existía en forma
natural.
FIORDOS
Modelo Numérico
• Los resultados muestran que los modelos generados logran reproducir
calibradamente la hidrodinámica del Canal Baker y de los principales ríos,
cuyos caudales generan la circulación estuarina propia de los fiordos
australes, con excepción de los valores de salinidad superficial en la zona
de las desembocaduras, cuya situación es mejor representada por los
modelos de estuarios. Al respecto, el modelo cartesiano-sigma logra
generar un mejor ajuste, aún cuando produce una capa superficial somera
con relación a los datos disponibles.
• El resultado de la validación muestra que el modelo, en condiciones de alto
caudal, reproduce la zona de baja salinidad superficial con valores
coincidentes para la superficie. La diferencia entre ambos, reside en que el
modelo produce una haloclina más superficial, lo que reafirma la propuesta
respecto de la falta de agua dulce en el modelo. Sin embargo, tanto el
grosor de la capa de baja salinidad y la profundidad de la haloclina son
coincidentes con los datos recolectados en campañas anteriores.
• Analizadas la estabilidad numérica de los modelo cartesiano y cartesianosigma.
El resultado muestra que el modelo cartesiano de 31 capas es más
estable numéricamente, que el cartesiano-sigma. Por lo tanto, se usa el
modelo cartesiano para simular el efecto de las represas respecto de la
concentración de sólidos en suspensión en la zona cercana a la
desembocadura del Baker y el Pascua.

Modelación calidad de aguas en cuencas ríos Baker y Pascua Capítulo 9, Página 16 de 16
Calidad de Agua
• Los escenarios simulados fueron 15%, 50% y 85 % de excedencia, usando
la concentración de sólidos en suspensión como la variable de estado,
respecto de la cual se analizaron los potenciales cambios a observar en el
ecosistema del fiordo. Esta decisión se basa en que los sólidos en
suspensión juegan un rol importante en la óptica de la columna de agua
(e.g. aumento del coeficiente de extinción de la luz), el que a su vez afecta
la producción primaria del ecosistema.
• Para el caso de los caudales con probabilidad de excedencia de 15%, no
hubo diferencias entre la condición con y sin proyecto, respecto de la
concentración de sólidos en suspensión y coeficiente de extinción de la luz.
Para el caso de los caudales con probabilidad de excedencia de 50% y
85%, las diferencias entre ambos escenarios se presentaron solo para las
estaciones localizadas en las desembocaduras de los ríos Baker (estación
1) y Pascua (estación 5), tales diferencias son bajas, inferiores al 10%, y se
presentan en forma cíclica por la fluctuación intradiaria de los caudales en
la condición con proyecto.
• Al comparar los diferentes escenarios con su respectiva condición sin
proyecto (ej. probabilidad de excedencia 85% sin y con proyecto, este
último considera la fluctuación intradiaria y retención de sedimentos en los
embalses), los resultados muestran que no se esperan cambios
significativos en la distribución de sedimentos suspendidos y/o turbidez en
el sistema de fiordos del canal Baker. Lo anterior, responde a que los
embalses retendrán marginalmente la fracción fina de sedimentos que es
exportada hacia el mar y que los efectos de la fluctuación intradiaria, se
concentran en el escenario de 85% de excedencia, periodo en el cual la
carga de sedimentos disminuye naturalmente por las bajas temperaturas
que reducen el aporte de los ríos de origen glacial (ej. ríos Nef, Colonia,
Quirós).