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Universidad Austral de Chile
_______________________________________________ Facultad de Ciencias
Escuela de Biología Marina
PROFESOR PATROCINANTE: Dr. Sandor Mulsow F.
Instituto Cs. Marinas y Limnológicas
Facultad de Ciencias
CONDICIONES BIOGEOQUÍMICAS DE LOS FONDOS BLANDOS DEL
FIORDO RELONCAVÍ Y SU RELACIÓN CON EL INCREMENTO DE
MATERIAL ORGÁNICO Y LA PRESENCIA DE QUISTES DE Alexandrium
catenella
Tesis de Grado presentada como parte
de los requisitos para optar al Grado
de Licenciado en Biología Marina y
al Título Profesional de Biólogo
Marino.
Carlos Arias Melgarejo
VALDIVIA - CHILE
2013
Perteneciente al lugar donde la luna baila en
el río. Consciente de que el mar no existe el
camino obligado…
A mi madre.
AGRADECIMIENTOS
En especial a Lucy, mi madre, por su fuerza y constancia para saber llevar la vida y sus
circunstancias. Por ser mí guía y apoyo en todo momento, en los buenos y por supuesto que en
esos tantos de los otros. A David, mi padre, que a pesar de no estar físicamente conmigo desde
hace más de 20 años se ha mantenido siempre presente con su sabiduría, calma y paciencia. A
Natalia, por haber decidido, al igual que yo, compartir nuestros caminos y por su constante
presencia sanadora. A Sandor, el profe guía, que a través de su particular forma de entregar
conocimientos me ha permitido ir descubriendo la geobentología como una ciencia que
personalmente es cada vez más atractiva de desarrollar. Finalmente, a todos mis paisanos y
paisanas de la vida, por ser quienes son y por todos los compartires vividos y por los que
seguramente vendrán. Mis disculpas por no nombrarlos a cada uno pero si alguna vez leen este
trabajo estoy seguro que comprenderán.
ÍNDICE DE CONTENIDOS
Pág.
RESUMEN 1
ABSTRACT 3
INTRODUCCIÓN 5
OBJETIVOS 19
MATERIAL Y MÉTODOS 21
RESULTADOS 35
DISCUSIÓN 60
CONSLUSIONES 78
BIBLIOGRAFÍA 80
ANEXO 96
ÍNDICE DE FIGURAS
Pág.
Figura 1. Ubicación geográfica del fiordo Reloncaví.
22
Figura 2. Áreas de depositación muestreadas al interior del fiordo Reloncaví.
25
Figura 3. Colector de testigos automático tipo HAPs corer utilizado.
26
Figura 4. Esquema del proceso de corte de los testigos.
27
Figura 5. Proporción granulométrica (%) en el primer centímetro superficial de la
columna de sedimento en las estaciones analizadas.
37
Figura 6. Contenido de agua intersticial (%) de la columna de sedimento en cada
estación analizada. A Perfiles verticales. B Gráfico de cajas con media y
distribución de datos por cuartíles.
38
Figura 7. Perfiles verticales de porosidad y densidad (cm3 gr-1) de la columna de
sedimento en cada estación analizada. A Porosidad. B Densidad.
38
Figura 8. Gráfico de cajas de porosidad y densidad (cm3 gr-1) con media y
distribución de datos por cuartíles, en cada estación analizada. A Porosidad. B
Densidad.
40
Figura 9. Contenido de materia orgánica total (%) de la columna de sedimento en
cada estación analizada. A Perfiles verticales. B Gráfico de cajas con media y
distribución de datos por cuartíles.
41
Figura 10. Susceptibilidad magnética en relación a la masa (cgs 10-6 g-1) en cada
estación analizada. A Perfiles verticales de la columna de sedimento. B Gráfico de
cajas con media y distribución de datos por cuartíles.
43
Figura 11. Perfiles de susceptibilidad dependiente de la frecuencia (%) en cada
estación analizada.
45
Figura 12. Relación entre contenido de materia orgánica y susceptibilidad
magnética. A Regresión lineal. B Detalle de secciones por estación
46
Figura 13. Regresión lineal entre variables sedimentológicas. A Porosidad y
susceptibilidad magnética. B Contenido de materia orgánica y porosidad.
47
Figura 14. Análisis de componentes principales. A Proyección de las variables
sedimentológicas. B Proyección de casos por estación.
48
Figura 15. Microperfiles de concentración de oxígeno medido (punto) y
modelado (línea) para cada estación.
49
Figura 16. Microperfiles de concentración de oxígeno (medido y modelado) y sus
respectivas tasas de consumo de oxígeno en las dos diferentes zonas de la capa
óxica.
52
Figura 17. Representación gráfica en dos dimensiones para el análisis de
Escalamiento Multidimensional no métrico sobre la matriz de similitud de
Jaccard. A. Diagrama de Sheppard B. Configuración final.
57
Figura 18. Concentración de quistes de Alexandrium catenella (nº quistes g-1) en
las secciones de sedimento datadas (210Pb) de cada estación analizada.
59
ÍNDICE DE TABLAS
Pág.
Tabla 1. Coordenadas geográficas de las estaciones muestreadas y sus respectivas
profundidades.
25
Tabla 2. Textura sedimentológica clásica en el primer centímetro superficial en
las estaciones analizadas
36
Tabla 3. Contenido de agua (%), porosidad y densidad (gr cm-3) en cada estación
analizada (Media ± D.S.)
37
Tabla 4. Contenido de materia orgánica (%) en todas las estaciones analizadas
(Media ± D.S.)
40
Tabla 5. Susceptibilidad en relación a la masa (SM) (cgs 10-6 g-1) y
susceptibilidad dependiente de la frecuencia (Factor F) (%) en todas las estaciones
analizadas (Media ± D.S.)
42
Tabla 6. Coeficiente de correlación lineal de Spearman entre las variables
sedimentológicas analizadas.
46
Tabla 7. Análisis de microperfiles de oxígeno para cada estación analizada.
51
Tabla 8. Listado de taxas y número de individuos encontrados en cada estación.
54
Tabla 9. Número de taxas, abundancia (ind m-2), índice de riqueza de especies
(Margalef) e índice de equitatividad (Pielou) para cada estación analizada.
55
Tabla 10. Similitud faunística entre estaciones. Matriz de Jaccard.
56
Tabla 11. Tasas de acumulación (g cm-2 año-1) y de sedimentación (cm año-1)
estimadas por Mulsow et al. (datos no publicados) en las estaciones analizadas.
59
1
RESUMEN
Los sedimentos marinos constituyen el sitio más importante de acumulación y transformación
biogeoquímica de material orgánico y contaminantes en ecosistemas bentónicos (Canfield,
1993). Por lo que su estudio constituye una herramienta fundamental al momento de evaluar las
características y/o consecuencias de algún evento ocurrido en la columna de agua. En la presente
investigación se ha obtenido un amplio set de datos referido a variables sedimentológicas,
metabólicas y ecológicas de los sedimentos colectados a fines de diciembre de 2007 en el fiordo
Reloncaví. A partir de análisis ex situ se describe el status biogeoquímico de los sedimentos
analizados y su potencial relación con el incremento de la carga de material orgánico y la
presencia o ausencia de quistes del dinoflagelado Alexandrium catenella (veneno paralítico de
los mariscos). Se encontró una relación significativa (p < 0,05) entre las variables
sedimentológicas analizadas en el área de estudio. Lo que implica que, en general, a mayor
porosidad (mayor contenido de agua y menor densidad) es mayor el contenido de material
orgánico total y menor la susceptibilidad magnética. El contenido de material orgánico total
varía entre ~4,5 y ~11%, no encontrándose valores extremos de sobrecarga orgánica. Una clara
dilución de la señal magnética natural fue evidenciada en la desembocadura de los ríos Cochamó
y Puelo, relacionada con el incremento de material orgánico a partir de los años 80’s. Los
sedimentos analizados aparentemente tienen una alta tasa de acumulación de material orgánico,
consistente con sedimentos costeros con cortos tiempos de exposición al oxigeno intersticial. El
cual en el área de estudio presentó un promedio de 1,9 ± 0,6 años. La profundidad de penetración
de oxígeno, la tasa de consumo de oxígeno y la tasa de mineralización de carbono orgánico
presentaron valores que concuerdan con sedimentos costeros no sometidos a sobrecarga de
2
material orgánico. Los ensambles comunitarios mostraron una clara dominancia por parte de
Familias de poliquetos oportunistas (Capitellidae y Spionidae), pertenecientes al estado de
sucesión I (Pearson y Rosemberg, 1978). Finalmente, la presencia de quistes de Alexandrium
catenella en los sedimentos analizados presenta una clara correlación temporal con el inicio de la
actividad acuícola al interior del fiordo Reloncaví. Por lo que esta investigación aporta de
manera sustancial a la discusión respecto a una probable relación entre la eutroficación y la
proliferación de las floraciones algales nocivas.
3
ABSTRACT
Marine sediments are the major site of accumulation and biogeochemical transformation of
organic material and pollutants on benthic ecosystems (Canfield, 1993). So their study is an
essential tool when evaluating the characteristics and / or consequences of any event occurring in
the water column. The present research has gained wide dataset referred to sedimentary,
ecological and metabolic variables of sediments collected in late December 2007 in the fiord
Reloncaví. From ex situ analysis, it is described the biogeochemical status of the sediments
analyzed and their potential relation to the increased load of organic material and the presence or
absence of cysts of the dinoflagellate Alexandrium catenella (paralytic shellfish poison). It was
found a significant (p <0.05) relationship between sediment variables analyzed in the study area.
Generally, a higher porosity (higher water content and lower density) is a greater content of total
organic material and lower magnetic susceptibility. The total organic material content varies
between ~ 4.5 and ~ 11%, not being organic overload outliers. A clear dilution of the magnetic
signal naturally was evidenced at the mouth of rivers Puelo and Cochamó, related to the increase
of organic material from the 80's. Analyzed sediments apparently have a high rate of
accumulation of organic material, consistent with coastal sediments with short interstitial oxygen
exposure. Which in the study area had an average of 1.9 ± 0.6 years. The depth of penetration of
oxygen, the oxygen consumption rate and the rate of organic carbon mineralization had values
that match coastal sediments not subjected to overload of organic material. Community
assemblages showed a clear dominance by opportunistic polychaete families (Capitellidae and
Spionidae), belonging to the state of succession I (Pearson and Rosenberg, 1978). Finally, the
presence of cysts of Alexandrium catenella in the analyzed sediments presents a clear temporal
4
correlation with starting of aquaculture activities into the fiord Reloncaví. Therefore, this
research contributes substantially to the discussion about a possible relationship between
eutrophication and the proliferation of Harmful Algal Blooms.
5
1. INTRODUCCIÓN
Los sedimentos marinos constituyen uno de los hábitat más importantes del planeta, siendo el
segundo de mayor tamaño después de la columna de agua del océano (Gray y Elliot, 2009).
Una innumerable diversidad de microbios, protozoos y metazoarios habita en los sedimentos
marinos, desde las zonas costeras hasta las profundidades abisales. En términos generales, este
vasto hábitat corresponde al material particulado que se deposita en el fondo de los cuerpos de
agua con influencia marina. De acuerdo a Gray y Elliot (2009), su conformación es el resultado
de diversos factores de interacción, con regímenes que van desde lo global a lo local. Donde
íntimos vínculos entre los diversos factores de la columna de agua y del sustrato juegan un rol
fundamental. Aquí, variables fisicoquímicas -como los movimientos de agua y el tipo de
sedimento- establecen condiciones que constituyen un nicho fundamental y bajo las cuales los
organismos bentónicos colonizan un área (relaciones biológico-ambientales) (Gray y Elliot,
2009).
La depositación del material particulado se produce de acuerdo a las condiciones sedimentarias
generadas por patrones hidrográficos de corrientes, mareas y fuerzas globales como Coriolis.
Tanto la velocidad de sedimentación de las partículas, cómo su capacidad de ser re-suspendidas,
trasladadas y depositadas nuevamente, dependen del régimen hidrográfico del cuerpo de agua
(Open University, 2002, en Gray y Elliot, 2009). Por lo que este régimen es, en gran parte, el
encargado de modelar las características de la extensa heterogeneidad de ambientes
sedimentarios que forman parte del lecho marino.
6
Texturalmente, los sedimentos marinos van de grava gruesa en zonas expuestas a mucho oleaje
y/o acción de las corrientes, a fango (limos y arcillas) en áreas estuarinas de baja energía y en
aguas profundas (Gray y Elliot, 2009). Por lo cual la presencia de partículas de pequeño tamaño
está directamente relacionada con una baja energía del fluido y corresponde a un indicador de
áreas o sitios de depositación en los fondos marinos. De modo que la composición textural,
estimada a través del tamaño de las partículas, constituye una de las variables más utilizadas en
la caracterización de los sedimentos marinos. Aunque éstos también pueden ser clasificados
según el origen (lítico, biológico) y/o la composición (cuarzo, carbonatos, arcillas, entre otras)
del material de depósito (Open University, 2002, en Gray y Elliot, 2009).
Además del régimen hidrográfico, los organismos bentónicos también cumplen un importante rol
en la modelación de las características de los sedimentos marinos. Ya que a partir de sus
múltiples actividades pueden modificar la estructura física y la composición química de los
sedimentos marinos (Rhoads, 1974). Lo cual ocurre a través del incremento de la cantidad de
material de depósito (Biodepositación); el incremento de la superficie de la interfase agua-
sedimento, la irrigación y la profundidad de penetración de oxígeno (Bioperturbación) y el
incremento de la cohesión y la estabilización (Bioestabilización) (Gray y Elliot, 2009). A partir
de lo cual la comunidad biológica es capaz de modificar las propiedades geológicas y
geoquímicas de los sedimentos marinos (Rhoads, 1974).
Una vez que el material particulado se deposita, ocurren múltiples procesos biogeoquímicos a
través de los cuales se produce la adaptación del material de depósito al entorno de acumulación.
Estos procesos se conocen como diagénesis temprana y su ocurrencia modifica las características
7
físicas, químicas y mineralógicas de los sedimentos marinos (Berner, 1980). Lo cual resulta en
un intercambio de sustancias disueltas -entre columna de agua y sedimentos- que juega un
importante rol en la biogeoquímica de los océanos (Martin y Sayles, 2003; Galaktionov et al.,
2004; Emerson y Hedges, 2008). Su desarrollo e intensidad depende, en gran medida, del tipo de
material de depósito, de las características del sustrato y del agua intersticial y de la comunidad
biológica dominante (Emerson y Hedges, 2008).
La depositación de material lábil y reactivo proporciona energía y nutrientes a los consumidores
heterótrofos que habitan en los sedimentos marinos (Middelburg y Levin, 2009). Los cuales
procesan este material, degradándolo a través de distintas vías metabólicas según sea la
disponibilidad de oxígeno en el agua intersticial. Lo cual se debe a que el oxígeno constituye el
primer y más eficiente agente oxidante (Froelich et al., 1979). Por lo que en condiciones de
buena oxigenación la mineralización del material orgánico depositado es llevada a cabo
mediante respiración aeróbica, ya.
A partir de la disminución del oxígeno, en los sedimentos marinos se inicia una cascada de uso
de agentes oxidantes alternativos por parte de los organismos anaeróbicos (principalmente
bacterias) (Middelburg y Levin, 2009). Por lo que a raíz de la falta de oxígeno la respiración
anaeróbica ocurre secuencialmente a base nitrato, (hidr)óxidos de manganeso (IV), (hidr)óxidos
de hierro (III) y sulfato, como aceptores de electrones (Froelich et al., 1979; Middelburg y Levin,
2009).
8
Estas distintas vías metabólicas de degradación del material orgánico ocurren simultáneamente a
diferentes profundidades de la columna de sedimento. La respiración aeróbica ocurre en la capa
superficial óxica, mientras que las vías anaeróbicas aparecen a mayor profundidad, hacia las
zonas subóxica y anóxica. Por lo que el espesor de la capa óxica controla la distribución en
profundidad de muchas de las reacciones redox (óxido-reducción) en los sedimentos marinos
(Cai y Sayles, 1996). De modo que la base de esta capa, definida por la profundidad de
penetración de oxígeno, constituye el límite redox más importante (Cai y Sayles, 1996). Su
espesor, puede variar de unos pocos milímetros en sedimentos costeros a más de 10 cm en
sedimentos abisales (Glud, 2008). Aunque se ha descrito que puede alcanzar varios metros en
giros oceánicos centrales (Ferdelman et al., en Glud, 2008).
La mineralización del material orgánico, en particular la respiración anaeróbica, resulta en la
formación de diversas sustancias inorgánicas reducidas (amonio, hierro (II), manganeso (II),
hidrógeno sulfurado y metano) (Middelburg y Levin, 2009). Las cuales, una vez formadas, son
transportadas por difusión molecular hacia la zona superficial de los sedimentos marinos.
Proceso en el cual, normalmente, son eficientemente re-oxidadas debido a que contienen una
cantidad considerable de energía contenida originalmente en la materia orgánica (Jorgensen,
1982).
La re-oxidación de estas sustancias reducidas ocurre en gran medida a base de oxígeno (Canfield
et al., 1993; Glud, 2008). Ya sea directamente, o a través de una cascada redox que implica una
serie de complejos procesos de óxido-reducción, catalizados abiótica y microbianamente
(Fenchel y Jorgensen 1977; Jorgensen, 2000). Por lo cual una alta producción de sustancias
9
reducidas implica también una alta demanda de oxígeno para los procesos de re-oxidación
(Middelburg y Levin, 2009).
Consecuentemente, el consumo de oxígeno en los sedimentos marinos puede representar una
integración de los procesos aeróbicos y anaeróbicos de mineralización de carbono (Canfield et
al., 1993; Dedieu et al., 2006; Glud, 2008). Razón por la cual es el proxy más utilizado en la
determinación del metabolismo béntico y la mineralización de material orgánico en sedimentos
marinos (Rasmussen y Jorgensen, 1992; Glud, 2008; Berg et al., 2009). Donde la estimación de
los flujos de intercambio de oxígeno a través de la interfase agua-sedimento ha adquirido un rol
protagónico hace ya varias décadas.
Los flujos de oxígeno a través de la interfase agua-sedimento generalmente pueden ocurrir por
medio de tres mecanismos de transporte. Difusión molecular: dependiente de la existencia de un
gradiente de concentraciones, bioirrigación: resultado del bombeo de agua oxigenada por la
macrofauna a través de sus madrigueras o tubos; y advección: conducido por un gradiente
diferencial de presión (Foster et al., 1996). Todos estos mecanismos de transporte de oxígeno
dependen de las características y composición de los sedimentos, del agua intersticial y de la
columna de agua y de la comunidad biológica dominante.
En sedimentos finos y cohesivos, indicadores de sitios de depositación, la difusión molecular es
el mecanismo de transporte de solutos predominante en la interfase agua-sedimento (Huettel et
al., 2003). Mientras que en ambientes arenosos y permeables, asociados a condiciones de alta
energía, los flujos advectivos gobiernan el transporte de solutos a través de la interfase (Huettel y
10
Webster, 2001; Meysman et al., 2006). La bioirrigación, por su parte, es fuertemente
dependiente de la permeabilidad de los sedimentos. En lodos, el agua de la madriguera no puede
penetrar a los sedimentos por lo que la bioirrigación es intrínsecamente impulsada por el
transporte difusivo a través de la pared de la misma (Meysman et al., 2006).
El oxígeno en los sedimentos es entonces utilizado para la actividad heterotrófica aeróbica y para
la re-oxidación de productos inorgánicos reducidos, formados durante la mineralización
anaeróbica (Glud, 2008). Por lo que la demanda de oxígeno en la interfase agua-sedimento
depende de la tasa de utilización para los procesos oxidativos y de la respiración por
infauna/epifauna, cuando está presente (Canfield, 1993). De manera que la utilización del
oxígeno para las distintas vías metabólicas se relaciona directamente con la magnitud del proceso
de mineralización. Que a la vez depende principalmente del suministro de material orgánico
particulado y reactivo proveniente de la columna de agua (Hensen et al., 2000).
La mineralización del material orgánico depositado conduce muchas de las reacciones que
controlan los procesos diagenéticos y los flujos de solutos a través de la interfase agua-sedimento
(Emerson y Hedges, 2008). El exceso en la depositación de material orgánico incrementa la
demanda de oxígeno en la interfase agua-sedimento (Mulsow et al., 2006). Situación que limita
la disponibilidad de este elemento para su utilización en la mineralización a través respiración
aeróbica. Por lo que en estas circunstancias la mineralización es llevada a cabo principalmente a
través de vías metabólicas anaeróbicas. Lo cual favorece la utilización del oxígeno para la re-
oxidación de sustancias inorgánicas reducidas provenientes de la mineralización anaeróbica.
11
Así, el desarrollo de la mineralización del material orgánico se lleva a cabo de forma particular
en sedimentos con distinta carga de material orgánico. En sedimentos de zonas pelágicas
oligotróficas la mineralización ocurre casi por completo a través del oxígeno como aceptor de
electrones (Bender y Heggie, 1984; Jahnke y Jackson, 1992). Es decir que en sedimentos con
menor carga de material orgánico el consumo de oxígeno se produce principalmente mediante
respiración aeróbica.
Por el contrario, en sedimentos de zonas costeras eutróficas la mayor parte de la mineralización
ocurre a través de vías metabólicas anaeróbicas (Jorgensen, 1982, Canfield, et al., 1993). De
hecho en sedimentos costeros, normalmente, más del 75% del consumo de oxígeno es atribuible
a procesos de re-oxidación (Heip et al., 1995; Soetaert et al., 1996; Glud, 2008). Por lo que en
este tipo de sedimentos la reducción de sulfato generalmente corresponde a la vía metabólica de
mineralización dominante (Jorgensen, 1982; Soetaert et al., 1996).
En general, la mayor parte del material orgánico que se produce en la capa eufótica (producción
primaria) de los océanos es degradado en la columna de agua (~90%) (Suess, 1980; Emerson y
Hedges, 2008). De manera que sólo una pequeña cantidad de este material es depositado en la
superficie de los sedimentos marinos (~1.5% de la PP en mar abierto y ~30% en los márgenes
continentales) (Wollast, 1998). Donde la mayor parte del material orgánico que se deposita es
procesado y sólo una pequeña fracción escapa de la oxidación y es eventualmente acumulado
(Hedges y Keil, 1995; Seiter et al., 2004; Muller-Karger et al., 2005; Middelburg y Meysman,
2007; Emerson y Hedges, 2008).
12
Según se ha descrito, el tiempo de exposición al oxígeno juega un rol fundamental en la
eficiencia de degradación y en la tasa de acumulación del material orgánico en sedimentos
marinos. De acuerdo a Hedges y Keil (1995), la eficiencia de degradación del material orgánico
está directamente relacionada con su tiempo de exposición al oxígeno. Mientras que Harnett et
al. (1998) señalan que la tasa de acumulación de carbono orgánico está fuertemente
correlacionada de forma inversa con el tiempo de exposición del material de depósito al oxígeno
en el agua intersticial.
El material orgánico, entonces, resulta menos degradado en sedimentos costeros que en
sedimentos de mar abierto, donde la profundidad de la capa óxica y el tiempo de exposición al
oxígeno son mayores (Hedges et al., 1999). Del mismo modo, cómo la degradación del material
orgánico es menor, en los sedimentos costeros existe una mayor tasa de acumulación que en los
sedimentos de mar abierto (Hedges y Keil 1995, Hedges et al., 1999). Al respecto, Wollast
(1998) señala que en los sedimentos costeros el 10% del material orgánico que se deposita
escapa de la oxidación y es enterrado. Mientras que en los sedimentos de mar abierto sólo el 1%
(Wollast, 1998).
En total, el 80 - 90% de todo la acumulación de carbono orgánico en los océanos se produce en
los sedimentos depositados en deltas, plataformas continentales y márgenes superiores del talud
continental (Berner, 1992; Hedges y Keil, 1995; Hedges et al., 1999). Este material orgánico,
enterrado y conservado en los depósitos sedimentarios, es de gran importancia por ser la base
para la formación de combustibles fósiles en un futuro tiempo geológico. Aunque su importancia
también radica en la facultad de convertirse en un registro de la historia de la Tierra.
13
De acuerdo a Canfield (1993), los sedimentos marinos constituyen el sitio más importante de
acumulación y transformación biogeoquímica de materia orgánica y contaminantes en
ecosistemas bentónicos. Por lo cual, debido a la naturaleza multidimensional de la interfase
agua-sedimento (ancho, largo, profundidad y tiempo), los cambios en los regímenes
hidrológicos, así como la cantidad y calidad de material entrante, pueden ser caracterizados por
su magnitud y ser definidos en el tiempo (geocronología) (Mulsow, 2005).
En circunstancias adversas (e.g. sobrecarga de materia orgánica) el ecosistema reacciona como
una serie de eventos transitorios difíciles de detectar en la columna de agua. Pero que en función
de su intensidad y periodicidad pueden quedar registrados en los sedimentos (Mulsow et al.,
2006). De modo que todos los eventos ecológicos y geológicos que ocurren en la columna de
agua tienen el potencial de quedar registrados en los sedimentos marinos (Mulsow, 2005). Por lo
que el estudio de estos ambientes constituye una herramienta fundamental al momento de
evaluar las características y/o consecuencias de algún evento ocurrido en la columna de agua.
Existe abundante literatura en la que se describen características, consecuencias y temporalidad
de algún evento ocurrido en la columna de agua, a través de evaluaciones en los sedimentos
marinos. En Chile, este tipo de investigaciones se ha desarrollado principalmente en estuarios,
fiordos y canales australes. Donde a partir de la evaluación de características físicas, químicas y
biológicas de los sedimentos se han descrito diversos eventos ocurridos en escalas de tiempo
geológica y ecológica.
14
Araya-Vergara et al. (2008) describen la morfogénesis del fiordo Norpatagónico Reloncaví
como una secuencia de formas glaciares producidas por una rápida e interrumpida recesión
glacial, a través del Tardi-Glacial y del Holoceno. Lo cual fue descrito a partir de la
fundamentación de los procesos sedimentarios, evidenciados a través de análisis acústicos de
registros de perfilador de subfondo y observaciones de topografía submarina digitalizada. Del
mismo modo, a través de perfiles sísmicos de alta resolución, St-Onge et al. (2012) describen la
ocurrencia de turbiditas provocadas por los terremotos de 1575, 1837 y 1960 en los sedimentos
del fiordo Reloncaví. Donde los autores enfatizan la sensibilidad del fiordo para registrar eventos
de subducción, incluso sin que éstos hayan generado subsidencia significativa ni tsunami, como
el de 1837.
Por otro lado, en escala de tiempo ecológico, Mulsow et al. (2006) evidenciaron severas
modificaciones de las condiciones biogeoquímicas de los sedimentos del fiordo Norpatagónico
Pillán. Las cuales fueron descritas como elevadas tasas de consumo de oxígeno, rápido
incremento de las concentraciones de hidrógeno sulfurado (H2S) y valores negativos del
potencial Redox en los primeros milímetros superficiales del sedimento. Situación atribuida a la
excesiva depositación de materia orgánica, evidenciada mediante el análisis de imágenes del
perfil del sedimento (SPI, por su sigla en inglés), microperfiles (oxígeno, H2S, pH y redox) y
susceptibilidad magnética. Además, dichas modificaciones de las condiciones biogeoquímicas de
los sedimentos fueron correlacionadas temporalmente con las actividades de salmonicultura
intensiva desarrolladas desde fines de la década del 80’s en la zona (Mulsow et al., 2009). Esto a
partir de la datación de los sedimentos realizada mediante el análisis del registro de los perfiles
de actividad del Plomo 210 (210
Pb).
15
En Mulsow et al. (2009) se presenta otro caso, situado en sedimentos del Santuario de la
Naturaleza Carlos Anwandter, ubicado en el humedal-estuario del río Cruces, cercano a la ciudad
de Valdivia. Aquí los autores describen la existencia de una correlación temporal entre una
modificación química de los sedimentos y el inicio de la descarga de efluentes de una planta de
producción de celulosa Kraft. Para lo cual también fue realizado un análisis del registro del perfil
de la actividad del 210
Pb. Mientras que la modificación química fue evidenciada a través de
imágenes de perfil del sedimento, como un drástico cambio de color en los primeros milímetros
de la columna de sedimento. Situación que corresponde según se señala, a un cambio en todos
los perfiles de metales pesados (principalmente Fe, Mn y Al) descrito para la misma estación en
UACH (2005).
En las investigaciones descritas se ejemplifica claramente el potencial que tienen los sedimentos
para registrar eventos ocurridos en la columna de agua en diferentes escalas de tiempo. Sin
embargo el trabajo que se presenta a continuación se concentra exclusivamente en la evaluación
de probables modificaciones de las condiciones biogeoquímicas de los sedimentos fiordo
Reloncaví, en escala de tiempo ecológica. Situación motivada por el conocido incremento en la
magnitud de las actividades antrópicas en este cuerpo de agua durante los últimos años.
El desarrollo de esta investigación contempla el análisis ex-situ de diversas variables
biogeoquímicas en testigos cortos de sedimento colectados a fines de diciembre del año 2007.
Textura, contenido de agua, porosidad, densidad, contenido de material orgánico, susceptibilidad
magnética, microperfiles de oxígeno y composición macrofaunística son las principales variables
que guían esta investigación. Aunque además se incluyen los resultados del análisis de
16
acumulación (concentración) de quistes de Alexandrium catenella y su relación con la datación
de la columna de sedimento (210
Pb) (realizado por Mulsow et al. con sedimentos colectados en
las mismas estaciones durante el año 2000, datos no publicados).
La estimación de tasas de consumo/producción de oxígeno proporciona información relevante en
la comprensión de los procesos metabólicos que ocurren en los sedimentos marinos. Ya que
permite determinar qué vías metabólicas dominan la mineralización del material orgánico y
estimar las tasas a las cuales es consumida la materia orgánica entrante a la interfase agua-
sedimento (Bravo, 2007).
Por su parte la evaluación de variables sedimentológicas (textura, contenido de materia orgánica,
susceptibilidad magnética, contenido de agua, densidad, porosidad, etc.) y ecológicas
(composición faunística y estimación de parámetros comunitarios) complementan la
caracterización y descripción eficaz de la biogeoquímica de los sedimentos marinos. Con lo cual
se espera obtener una evaluación que permita describir las condiciones biogeoquímicas de este
fiordo y compararlas con la evaluación realizada anteriormente por Bravo (2007). Además de
aportar con información pertinente para futuras investigaciones en la materia.
El análisis de acumulación de quistes de Alexandrium catenella y su relación con la edad de la
columna de sedimento permite evaluar posibles relaciones temporales entre Floraciones Algales
Nocivas (FAN) y eventos de eutroficación. Con lo cual se espera contribuir a la abierta discusión
respecto a la probable relación entre la eutroficación y la proliferación de las FAN. En la cual
algunos autores sugieren que existen pocas evidencias para relacionar eventos de FAN con
17
procesos de eutroficación local en ambientes marinos costeros (e.g. Smayda., 2008). Mientras
que otros han evidenciado claramente la relación entre el incremento de nutrientes y FAN
(Glibert et al., 2008; Lewitus et al., 2008). Aunque la mayor parte de estos autores coincide en
que aún falta mucho por explorar en esta materia.
En Chile, la información al respecto se limita a aspectos meramente descriptivos. Y aunque se ha
planteado una posible relación entre la salmonicultura, como fuente puntual de eutroficación, y
el incremento de la frecuencia e intensidad de las FAN en canales y fiordos australes
(Buschmann, 2005), ésta no ha sido investigada. De manera que los análisis que aquí se
presentan no sólo pretenden contribuir a la discusión global, sino además buscan aportar con
antecedentes que permitan incrementar la discusión a nivel local.
A modo muy general, el fiordo Reloncaví es un cuerpo de agua localizado en la Norpatagonia.
En sus aguas se desarrollan diversas actividades antrópicas -económicas, culturales y recreativas-
que lo han sometido durante décadas a una creciente carga de contaminantes orgánicos e
inorgánicos. Los cuales probablemente modifican las condiciones biogeoquímicas de los
sedimentos de este cuerpo de agua. Más aún, considerando el sucesivo incremento en la
magnitud de estas actividades. En particular las de acuicultura, que a través de grandes aportes
de materia orgánica y nutrientes a los sedimentos es la genera mayor impacto sobre este tipo de
sistemas (León, 2006). Lo cual es relevante si consideramos que el fiordo Reloncaví es uno de
los primeros cuerpos receptores de la salmonicultura intensiva en Chile (Kol, 2007).
18
Con los antecedentes expuestos se plantea la siguiente hipótesis:
Las condiciones biogeoquímicas de los sedimentos del fiordo Reloncaví son modificadas
cuantitativamente por el incremento de la carga de material orgánico desde la columna de agua.
19
2. OBJETIVOS
Objetivo general
Describir las condiciones biogeoquímicas de los sedimentos del fiordo Reloncaví, a partir de
análisis ex-situ de variables sedimentológicas, ecológicas y metabólicas.
Objetivo específico 1
Determinar y evaluar espacialmente las variables sedimentológicas de porosidad, densidad,
contenido de agua, susceptibilidad magnética y contenido de material orgánico en las estaciones
muestreadas.
Objetivo específico 2
Evaluar posibles relaciones funcionales entre las variables sedimentológicas en el área de
estudio.
Objetivo específico 3
Determinar y evaluar espacialmente las tasas de consumo/producción de oxígeno, flujo de
oxígeno a través de la interfase agua-sedimento y mineralización de carbono orgánico en las
estaciones muestreadas.
20
Objetivo específico 4
Cuantificar, caracterizar y evaluar espacialmente los ensambles macrofaunísticos, a través de la
estimación de parámetros e índices comunitarios en las estaciones muestreadas.
Objetivo específico 5
Analizar la acumulación de quistes de Alexandrium catenella en la columna de sedimento y su
probable relación temporal (210
Pb) con eventos de eutroficación en el área de estudio.
21
3. MATERIAL Y MÉTODOS
3.1 Área de estudio
El fiordo Reloncaví está localizado a los 41,6° S en la Cordillera de los Andes, en la zona
Norpatagónica con jurisdicción del Estado de Chile (St-Onge et al., 2012). Su boca se encuentra
~45 km al Este de la ciudad de Puerto Montt, Décima región de Los Lagos, Chile.
Este fiordo es uno de los más ecuatoriales del planeta (St-Onge et al., 2012). Tiene una
circulación claramente estuarina (Valle-Levinson et al., 2007; Castillo et al., 2009), con
variaciones de mareas entre 6 y 7 m durante sicigia y ~1 m durante cuadratura (León, 2005;
Valle-Levinson et al., 2007). Situación por la cual es denominado, común y estatalmente, como
Estuario del Reloncaví.
La forma del fiordo es similar a una "J" obtusa, con un brusco cambio de orientación de ~70º
Tierra ~27 km al sur de la desembocadura del río Puelo (Valle-Levinson et al., 2007) (Figura 1).
Cubre un área total de ~170 km2 en ~55 km de largo y ~2 km de ancho promedio (N-S y E-O,
respectivamente) (León, 2005).
Posee tres tributarios importantes. El río Petrohué al Norte, hacia la cabeza del fiordo, y los ríos
Cochamó y Puelo al Este, en la zona media. Hidrológicamente, los ríos Puelo y Petrohué son los
más importantes y en conjunto descargan un volumen medio anual de 948 m3 s-1 (Puelo = 670 m3
s-1 y Petrohué = 278 m3 s-1) (León, 2005). Por el lado Sur, la boca del fiordo se conecta
22
directamente con el seno Reloncaví, en el Mar Interior de Chiloé. Del cual se encuentra separado
por una morrena que se eleva hasta ~300 m de profundidad de la columna de agua (Valle-
Levinson et al., 2007).
Geomorfológicamente es el resultado de una rápida e interrumpida recesión glacial, ocurrida
principalmente por cambios ambientales, durante el Holoceno (Araya-Vergara et al., 2008).
Lapsos glaciares de terminal estacionario, más algunos importantes reavances, dieron origen un
escalonado perfil longitudinal del fondo del fiordo (Araya-Vergara et al., 2008; Castillo et al.,
2009; St-Onge et al., 2012). Conformado por 4 subcuencas, con profundidades cercanas a 500 m
hacia la boca y menores de 20 m hacia la cabeza (Castillo et al., 2009; St-Onge et al., 2012).
Figura 1. Ubicación geográfica del fiordo Reloncaví, con escala de altitud de la zona Norpatagónica
en que se encuentra localizado y batimetría del sistema Reloncaví (seno y fiordo). Imagen obtenida
desde St-Onge et al., 2012.
23
El fiordo Reloncaví presenta una marcada estratificación vertical del flujo submareal, con una
salida neta superficial y un ingreso neto más profundo (Valle-Levinson et al., 2007; Castillo et
al., 2009). De acuerdo a Castillo et al. (2009), las corrientes que salen son más intensas pero se
restringen a una delgada capa superficial. Mientras que las que ingresan son más débiles pero
ocupan una fracción mayor de la columna de agua.
Valle-Levinson et al. (2007) y Castillo et al. (2009) coinciden en que los patrones de
estratificación del flujo submareal presentan diferencias espaciales a lo largo del fiordo. Con una
estratificación mucho más evidente hacia la boca que en las cercanías de la cabeza. Donde se
describe la existencia de corrientes con baja intensidad y generalmente en dirección hacia la boca.
Situación que, entre otros factores, se debe a la influencia de la batimetría y los cambios de
orientación que presenta el fiordo a lo largo de su geomorfología.
En las aguas de este fiordo se desarrollan múltiples actividades antrópicas productivas y de
subsistencia. Originalmente la pesca y la recolección de recursos bentónicos fueron las
actividades dominantes. Sin embargo desde la década de los 80´s las actividades de acuicultura
comenzaron a ocupar un lugar importante en el uso de este cuerpo de agua. De acuerdo al
Ministerio de Defensa Nacional el 60% de la superficie del fiordo corresponde a Áreas
Apropiadas para el Ejercicio de la Acuicultura (A.A.A) (MINDEF D.S. Nº 507/2003). Al año
2007 existen 85 concesiones de acuicultura otorgadas al interior del fiordo, 39 para salmónidos y
49 para mitílidos (SUBPESCA, 2007). Las cuales sólo representan ~4% de la superficie
establecidas como A.A.A. por el Ministerio de Defensa Nacional.
24
3.2 Estaciones de muestreo y obtención de muestras
El muestro fue realizado a bordo de la embarcación “Don Este” (17m eslora) durante los días 28
y 29 de diciembre de 2007. Un total de 10 estaciones fueron muestreadas entre frente a Punta
Limpia (IF1) y frente a isla Marimelli (IF10) (Tabla 1; Figura 2).
Las estaciones de muestreo fueron seleccionadas dirigidamente en busca de colectar sedimentos
provenientes sólo desde áreas de depositación de material fino. Para colectar los sedimentos fue
utilizado un equipo automático, tipo “HAPs corer”, que permite la obtención de muestras sin
alteración de la interfase agua-sedimento (Figura 3).
En cada estación se colectaron 4 testigos de 12 cm de diámetro y 30 cm de largo, con
aproximadamente 20 cm de sedimento y 10 cm de agua (ca. 2000 cm3 de sedimento).
Uno de los testigos de cada estación fue conservado sin alteración de la interfase agua-sedimento
para ser utilizado en los análisis de variables metabólicas y sedimentológicas. Los testigos
colectados fueron almacenados inmediatamente en contenedores isotérmicos (40 L) llenados con
agua del mismo sitio, a fin de amortiguar posibles golpes en el traslado. Una vez en el laboratorio
se mantuvieron bajo aireación constante hasta el momento de su análisis.
Los otros tres testigos fueron fijados en formalina al 10% y almacenados en bolsas plásticas para
ser utilizados en los análisis de macrofauna.
25
Tabla 1. Coordenadas geográficas de las estaciones muestreadas y sus respectivas profundidades. Nota:
debido a la perdida de los datos in-situ, las profundidades fueron estimadas a partir de un mapa batimétrico
elaborado mediante perfiles acústicos (sparker 1 Khz; pinger 3,5 Khz) (St-Onge et al., 2012).
Figura 2. Áreas de depositación muestreadas al interior del fiordo Reloncaví.
Estación Latitud Longitud Profundidad (m)IF 1 41° 25` 07.00 S 72° 17` 35.60 W 10IF 2 41° 26` 15.70 S 72° 18` 35.60 W 15IF 3 41° 27` 30.40 S 72° 18` 32.80 W 13IF 4 41° 29` 40.00 S 72° 19` 21.20 W 40IF 5 41° 30` 44.80 S 72° 17` 51.00 W 56IF 6 41° 33` 23.30 S 72° 20` 21.00 W 60IF 7 41° 36` 09.50 S 72° 21` 04.30 W 70IF 8 41° 38` 18.80 S 72° 19` 56.10 W 135IF 9 41° 41` 18.00 S 72° 23` 45.10 W 86
IF 10 41° 42` 28.60 S 72° 26` 12.10 W 259
26
Figura 3. Colector de testigos automático tipo HAPs corer utilizado.
3.3 Análisis de laboratorio
La mayor parte de los análisis fueron realizados en el Laboratorio de Estudios Espaciales y
Temporales, Facultad de Ciencias, Universidad Austral de Chile. Sólo el análisis de presencia de
quistes de Alexandrium catenella fue realizado en el Laboratorio de Ciencias Biomédicas,
Facultad de Medicina, Universidad de Chile.
Los análisis estadísticos fueron realizados mediante la utilización del programa computacional
STATISTICA 8.0. Mientras que las representaciones gráficas fueron construidas a partir del
programa computacional SIGMA PLOT 10.
27
3.3.1 Variables sedimentológicas
Todas las variables sedimentológicas fueron analizadas en los testigos colectados sin alteración
de la interfase agua sedimento. Los cuales fueron cortados transversalmente (Figura 4) después
de haber obtenido los microperfiles de oxígeno (ver 3.3.2). Los cortes transversales se realizaron
en secciones de 0,5 cm en los 2 cm superficiales del sedimento, de 1 cm entre los 2 cm y 10 cm
de profundidad y de 2 cm en profundidad > 10 cm. Muestras representativas de cada sección
fueron almacenadas en placas Petri, previamente rotuladas y pesadas en una balanza analítica
(Scaltec SBA 31 ± 0,0001).
Figura 4. Esquema del proceso de corte de los testigos (obtenido desde Bravo, 2007). Cada vuelta del
embolo equivale a 0,2 cm de la columna de sedimento.
Análisis de facies texturales
Se analizaron submuestras (2 - 3 g) de las dos secciones superficiales de cada testigo (0 - 0,5 cm
y 0,5 - 1cm). En cada submuestra fueron separadas las fracciones grava (<-1,0Φ), arena (>-1,0Φ -
<4Φ) y fango (>4Φ) mediante tamizaje húmedo.
28
Contenido de agua, porosidad y densidad
Todas las muestras fueron pesadas en una balanza analítica (Scaltec SBA 31 ± 0,0001) para
obtener el peso húmedo de cada sección. Luego fueron liofilizadas durante ~48 hrs y pesadas
nuevamente para obtener su respectivo peso seco. Con estos datos se estimó el contenido de agua,
la porosidad y la densidad de cada sección de la columna de sedimento. A partir de lo cual se
construyeron perfiles verticales de estas variables para cada estación analizada. Además se
analizaron posibles diferencias espaciales entre estaciones mediante estadística no paramétrica
(Kruskall-Wallis y a posteriori Dunn-test).
Los resultados para cada estación analizada se presentan como la media (± desviación estándar)
de los datos obtenidos a distintas profundidades de la columna de sedimento.
La porosidad y la densidad fueron corregidas a partir de la densidad del agua de mar (asumida
como 1,082 g cm-3
) y la densidad teórica para cualquier sedimento marino (2,45 g cm-3
) (Folk,
1974).
Contenido de material orgánico
Se analizaron submuestras (2 - 3 g) de todas las secciones de cada testigo mediante combustión
en una mufla a 550 ºC por 4 h. El contenido de material orgánico fue estimado mediante la
pérdida de peso por ignición. Se construyeron perfiles verticales de contenido de materia
29
orgánica para cada estación analizada. También se analizaron posibles diferencias espaciales
entre estaciones mediante estadística no paramétrica (Kruskall-Wallis y a posteriori Dunn-test).
Los resultados para cada estación analizada se presentan como la media (± desviación estándar)
de los datos obtenidos a distintas profundidades de la columna de sedimento.
Susceptibilidad magnética
Se analizaron submuestras (2 - 3 g) de todas las secciones de cada testigo, con la finalidad de
interpretar el origen del material depositado (autóctono y/o alóctono). Para lo cual se utilizó un
susceptómetro Bartington MS2B de doble frecuencia (alta =4,65 Khz y baja =0,465 Khz). Cuya
dualidad de frecuencia permite la estimación de la susceptibilidad dependiente de la frecuencia
(χfd o factor F). Utilizada para la detección de minerales ferrimagnéticos superparamagnéticos
muy finos (~<0,03 μm).
En cada submuestra se obtuvieron 3 mediciones del susceptómetro a alta frecuencia y 3
mediciones a baja frecuencia. Las estimaciones fueron realizadas utilizando el promedio de las
mediciones, corregido respecto a un estándar de 10 g y susceptibilidad magnética 51 x 10-6
cgs.
Se construyeron perfiles verticales de susceptibilidad magnética en relación a la masa (baja
frecuencia) y del Factor F para cada estación analizada. Además se analizaron posibles
diferencias espaciales entre estaciones mediante estadística no paramétrica (Kruskall-Wallis y a
posteriori Dunn-test).
30
Los resultados para cada estación analizada se presentan como la media (± desviación estándar)
de los datos obtenidos a distintas profundidades de la columna de sedimento.
3.3.2 Microperfiles de oxígeno
Para la obtención de los microperfiles se utilizaron 2 microelectródos de oxígeno tipo Clark
(Unisense OX100). Los cuales fueron previamente calibrados bajo condiciones de saturación y
ausencia de oxígeno (inyección de O2 (gas) y N2 (gas), respectivamente).
Los perfiles fueron generados automáticamente utilizando un micromanipulador de alta precisión,
que permite realizar movimientos verticales a micro escala (100 a 200 μm). La señal emitida por
los microelectródos fue obtenida en forma simultánea a partir de un picoamperímetro (Unisense
PA2000) de dos canales polarizados independientemente. El micromanipulador y los
microelectródos fueron controlados desde una CPU. A través del programa PROFIX 2.1,
especializado en la obtención de microperfiles de elementos o compuestos (para más detalles, ver
Bravo, 2007).
En cada testigo se midieron seis microperfiles de concentración de oxígeno a partir de un registro
de señal cada 200 μm. Construidos gráficamente estos perfiles se procedió a su análisis visual en
búsqueda de aquellos con aumentos atípicos de la concentración (bioperturbados). Estos perfiles
fueron descartados de la estimación de tasas de consumo/producción de oxígeno. Debido a que
los parámetros necesarios para estimar los efectos de la fauna sobre el consumo/producción de
oxígeno (biodifusividad e irrigación) no fueron considerados en este estudio. Por lo cual los
31
resultados sólo son representativos del oxígeno difundido molecularmente a través de la interfase
agua sedimento.
A partir de los perfiles no bioperturbados se procedió a la estimación de la tasa de
consumo/producción de oxígeno en cada estación. Para lo cual se utilizó una ecuación de
conservación de masa (1) que considera difusión molecular, bioperturbación e irrigación. Pero
que asume condiciones constantes de flujo de oxígeno a través de la interfase agua-sedimento y
no considera los efectos de la cinética del agua intersticial (ignora los efectos del movimiento de
agua intersticial por hundimiento, compactación y acción del agua).
(1)
Donde φ = porosidad, α = coeficiente de irrigación, x = profundidad de la columna de sedimento, Ds = difusión
molecular, Db = biodifusividad, C = concentración de oxígeno en agua intersticial, Co = concentración de oxígeno
en el agua de fondo, R = tasa neta de consumo/producción de oxígeno (– o + respectivamente) (más detalles ver
Berg et al., 1998).
Para resolver matemáticamente esta ecuación se utilizaron los modelos diagenéticos propuestos
por Berg et al. (1998), mediante el programa computacional PROFILE 1.0 (diseñado por los
mismos autores). Estos modelos se basan en la construcción de curvas de ajuste polinomial
calculadas a través de mínimos cuadrados y comparadas estadísticamente mediante F-test.
32
Procedimiento que permite la determinación de zonas biogeoquímicas de igual
consumo/producción de oxígeno.
A partir de las tasas de consumo de oxígeno fue estimada estequiometricamente la tasa de
mineralización de carbono orgánico en cada estación. Para lo cual se utilizó la relación
estequiométrica de Redfield modificada a 117:170 (C:O2) por Anderson y Sarmiento (1994). Esta
modificación se encuentra dentro del rango de valores descrito para el océano Pacífico (0,53 -
0,85) (Li y Peng, 2002).
Además fue estimado el tiempo de exposición al oxígeno del material de depósito en cada
estación. Para lo cual fueron consideradas las profundidades de penetración de oxígeno estimadas
en la presente evaluación y las tasas de sedimentación estimadas por Mulsow et al. (datos no
publicados) en las mismas estaciones. Esto debido a que el tiempo de exposición al oxígeno
corresponde una medida de la profundidad de penetración de oxígeno normalizada por la tasa de
sedimentación (Hartnett et al., 1998; Hedges et al., 1999).
Posibles Diferencias espaciales entre estaciones fueron analizadas mediante estadística no
paramétrica (Kruskall-Wallis y a posteriori Dunn-test).
3.3.3 Descripción de los ensambles macrofaunísticos
Los sedimentos fijados durante el terreno en formalina al 10% fueron tamizados en una malla de
300 μm. Luego se procedió a la identificación y contabilización de toda la macrofauna (> 300
33
μm) presente en los tres testigos de cada estación. Para facilitar la observación e identificación se
utilizó una lupa con aumento 10x y 30x.
La clasificación de la macrofauna se realizó a un nivel taxonómico intermedio, agrupándose las
unidades taxonómicas en grupos funcionales del bentos. Este agrupamiento permite reconocer
morfotipos de igual función ambiental, descriptores de los ensambles macrofaunísticos. Lo cual
se ha descrito como frecuentemente suficiente para la detección impacto ambiental o de patrones
de variabilidad espacial y temporal en ensambles de macrofauna bentónica (Lindegarth y Hoskin,
2001). Para el reconocimiento de Familias de poliquetos fue utilizada la guía de identificación de
Rozbaczylo (1980).
La estimación de los índices y parámetros comunitarios fue realizada utilizando el promedio de
especies e individuos entre testigos de una misma estación.
Para todas las estaciones fue estimado el índice de riqueza de especies de Margalef. Que
considera el número de especies (unidades taxonómicas) y el número total de individuos de cada
estación. También fue estimado el índice de equitatividad de Pielou. El cual indica que tan
equitativamente están distribuidos los individuos de las distintas unidades taxonómicas en cada
estación.
El grado de similitud faunística entre estaciones fue estimado mediante el coeficiente de similitud
de Jaccard, que se basa en los registros de presencia/ausencia de taxa. Mientras que la existencia
34
de agrupaciones de estaciones por similitud faunística se analizó mediante un análisis de
Escalamiento Multidimensional no-métrico (nMDS) sobre la matriz de Jaccard.
3.3.4 Acumulación de quistes de resistencia de Alexandrium catenella y datación radiactiva.
Los sedimentos utilizados para analizar la acumulación de quistes de resistencia de Alexandrium
catenella fueron colectados en las mismas estaciones en diciembre del año 2000. La obtención de
los sedimentos fue realizada sin alterar la interfase agua sedimento, mediante el mismo colector
automático mostrado en la figura 3 (tipo “HAPs corer”). Asimismo, los testigos colectados fueron
cortados transversalmente en secciones idénticas a las descritas en el punto 3.3.1 (Figura 4).
La presencia de quistes de Alexandrium catenella fue analizada en el Laboratorio de Ciencias
Biomédicas de la Facultad de Medicina, Universidad de Chile. Para lo cual se utilizó la técnica
palinológica descrita por Matzuoka y Fukuyo (2000), en cada sección de la columna de
sedimento. Se analizaron submuestras de cada sección (0,5 – 1,0 g), obteniéndose perfiles de
concentración de quistes por gramo de sedimento (nº de quistes g-1
).
La geocronologia de los sedimentos fue realizada en el Laboratorio de Estudios Espaciales y
Temporales, Universidad Austral de Chile. Para lo cual se estimó la actividad de 210
Pb usando el
método de dilución isotópica (Mulsow et al., 1999). Se analizaron submuestras de cada sección
(0,3 – 0,5 g), en las cuales obtuvo el registro de la actividad de 210
Pb medido mediante
espectroscopía Alfa (ORTEC-Ortece).
35
4. RESULTADOS
En este capítulo se presentan los resultados de todos los análisis cuantitativos realizados a los
sedimentos colectados en el fiordo Reloncaví, a fines de diciembre del 2007. En general los
resultados se muestran en forma de perfiles verticales de la columna de sedimento. Con la
finalidad de evidenciar gráficamente los posibles cambios temporales en las variables
biogeoquímicas analizadas.
En primer lugar se presentan los resultados correspondientes a las variables sedimentológicas
(análisis textural, contenido de agua, porosidad, densidad, contenido de materia orgánica y
susceptibilidad magnética) y sus relaciones funcionales. Posteriormente se presentan los
resultados correspondientes a las variables ecológicas (análisis de macrofauna, índices y
parámetros comunitarios) y luego los correspondientes a las variables metabólicas (análisis de
microperfiles de oxígeno).
Finalmente, se presentan los resultados de los análisis de acumulación de quistes de Alexandrium
catenella y de datación de los sedimentos (210
Pb). Resultados obtenidos desde sedimentos
colectados en las mismas áreas de depositación en diciembre del año 2000 (Mulsow et al., datos
no publicados).
36
4.1 Variables sedimentológicas
Análisis de facies texturales
Este análisis define fango como la fracción textural predominante, seguido de arena y grava
prácticamente ausente. La mayor parte de las estaciones analizadas presenta textura fango-
arenosa (ca. 70 - 80% de fango) en el primer centímetro superficial de la columna de sedimento.
Sólo la estación IF1 -frente a Punta Limpia- presenta textura areno-fangosa (ca. 70% arena) y IF7
-frente al sector Cascajal- presenta igual proporción de fango y arena. La estación IF2 -frente a
río rollizo- es la única que presenta la fracción grava, pero sólo un 0,28%.
El análisis de facies texturales del sedimento para todas las estaciones analizadas se resume en la
Tabla 2 y la Figura 5.
Tabla 2. Textura sedimentológica clásica en las estaciones analizadas (IF3 y IF4 no se muestran debido a la
destrucción accidental de la interfase agua-sedimento, mientras que IF5, IF9 y IF10 por la destrucción
accidental de las submuestras colectadas para este análisis).
profundidad (cm) IF 1 IF 2 IF 6 IF 7 IF 8
0,0 - 0,5 69,6 29,83 22.45 48.59 23.52
0,5 - 1,0 69,48 30,52 21.75 52.86 22.50
promedio 69,54 30,17 22,1 50,725 23,01
profundidad (cm) IF 1 IF 2 IF 6 IF 7 IF 8
0,0 - 0,5 30.40 69.60 77.55 51.41 76.48
0,5 - 1,0 30.52 69.48 78.25 47.14 77.50
promedio 30,46 69,54 77,9 49,275 76,49
profundidad (cm) IF 1 IF 2 IF 6 IF 7 IF 8
0,0 - 0,5 0 0,57 0 0 0
0,5 - 1,0 0 0 0 0 0
promedio 0 0,285 0 0 0
Granulometría Grava (%)
Granulometría Fango (%)
Granulometría Arena (%)
37
Figura 5. Proporción granulométrica (%) en el primer centímetro superficial de la columna de sedimento en
las estaciones analizadas.
Contenido de agua, porosidad y densidad
En la Tabla 3 se presenta la media y la desviación estándar del contenido de agua, porosidad y
densidad en todas las estaciones analizadas.
Tabla 3. Contenido de agua (%), porosidad y densidad (g cm-3
) en cada estación analizada (Media ± D.S.)
(Las estaciones IF3 y IF4 no se muestran debido a la destrucción accidental de la interfase agua sedimento).
La variabilidad de estas variables sedimentológicas se presenta en forma de perfiles verticales de
la columna de sedimento de todas las estaciones analizadas (Figuras 6 y 7).
Estación Contenido agua (%) Porosidad Densidad (gr cm-2 )
IF 1 28,80 ± 2,04 0,49 ± 0,03 1,25 ± 0,06
IF 2 20,72 ± 10,02 0,36 ± 0,16 1,55 ± 0,38
IF 5 40,88 ± 4,77 0,62 ± 0,05 0,93 ± 0,11
IF 6 41,88 ± 6,77 0,63 ± 0,07 0,91 ± 0,16
IF 7 43,24 ± 6,53 0,64 ± 0,06 0,88 ± 0,16
IF 8 18,59 ± 14,91 0,32 ± 0,20 1,66 ± 0,49
IF 9 22,18 ± 5,05 0,40 ± 0,07 1,47 ± 0,18
IF 10 31,35 ± 3,54 0,52 ± 0,04 1,18 ± 0,10
Proporción granulométrica (%)
0 20 40 60 80 100 120
Est
ació
n
IF 8
IF 7
IF 6
IF 2
IF 1
GRAVA
ARENA
FANGO
38
Kruskal-Wallis y a posteriori Dunn test (p < 0,05)
Figura 6. Contenido de agua intersticial (%) de la columna de sedimento en cada estación analizada. A
Perfiles verticales. B Gráfico de cajas con media y distribución de datos por cuartíles.
Los perfiles verticales de contenido de agua y de porosidad se observan idénticos en todas las
estaciones analizadas (Figuras 6A y 7A, respectivamente). Mientras que los perfiles de densidad
se observan opuestos, como imagen especular, de los perfiles de contenido de agua y de
porosidad (Figura 7B).
Figura 7. Perfiles verticales de porosidad y densidad (cm3 g
-1) de la columna de sedimento en cada estación
analizada. A Porosidad. B Densidad.
Median
25%-75%
Min-Max IF1 IF2 IF5 IF6 IF7 IF8 IF9 IF10
Estación
0
10
20
30
40
50
60
Conte
nid
o A
gua (
%)
Contenido agua (%)0 10 20 30 40 50 60
Pro
fundid
ad s
edim
ento
(cm
s)
-20
-15
-10
-5
0
IF 1
IF 2
IF 5
IF 6
IF 7
IF 8
IF 9
IF 10
AB
Densidad (gr cm-3)
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5
Pro
fundid
ad s
edim
ento
(cm
)
-20
-15
-10
-5
0
IF 1
IF 2
IF 5
IF 6
IF 7
IF 8
IF 9
IF 10
Porosidad0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0
Pro
fund
idad
se
dim
en
to (
cm
)
-20
-15
-10
-5
0
IF 1
IF 2
IF 5
IF 6
IF 7
IF 8
IF 9
IF 10
A B
39
Todos los perfiles de estas variables sedimentológicas presentan una evidente heterogeneidad con
la profundidad de la columna de sedimento. Aunque sólo en las estaciones IF2 -frente al río
Rollizo- y IF8 -desembocadura del río Puelo- se observa claramente una disminución de
porosidad y contenido de agua y un aumento de densidad hacia las secciones más profundas de la
columna de sedimento. Además de IF5 -desembocadura del río Cochamó- y IF9 -frente a Punta
Iglesia-, donde se observa la misma tendencia pero en menor magnitud.
Las estaciones IF5, IF6 y IF7 -entre la desembocadura del río Cochamó y frente al sector
Cascajal- presentan significativamente mayor contenido de agua (> 40%), mayor porosidad (>
0,6) y menor densidad (< 1 g cm-3
) del área de estudio. A excepción de IF10 que sólo se
diferencia significativamente con IF7 (Kruskal-Wallis y a posteriori Dunn test p < 0,05) (Tabla 3;
Figuras 6B, 8A y 8B).
Por su parte las estaciones IF2 y IF8 -frente a río Rollizo y desembocadura del río Puelo,
respectivamente- presentan menor contenido de agua (ca. 20%), menor porosidad (< 0,4) y mayor
densidad (ca. 1,6 g cm-3
) que el resto de las estaciones. Sin embargo sólo se diferencian
significativamente de IF5, IF6 y IF7 (Kruskal-Wallis y a posteriori Dunn test, p < 0,05) (Tabla 3;
Figura 6B, 8A y 8B).
40
Kruskal-Wallis y a posteriori Dunn test (p < 0,05)
Figura 8. Gráfico de cajas de porosidad y densidad (cm3 g
-1) con media y distribución de datos por cuartíles,
en cada estación analizada. A Porosidad. B Densidad.
Contenido de material orgánico
En la Tabla 4 se presenta la media y la desviación estándar del contenido de material orgánico
total en las estaciones analizadas. Los valores promedio varían entre 4,6% en IF9 y 10,8% en IF6.
Tabla 4. Contenido de materia orgánica (%) en todas las estaciones analizadas (Media ± D.S.) (Las
estaciones IF3 y IF4 no se muestran debido a la destrucción accidental de la interfase agua sedimento).
Median 25%-75%
Min-Max IF 1 IF 2 IF 5 IF 6 IF 7 IF 8 IF 9 IF 10
Estación
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
2,0
2,2
2,4
Densid
ad (
gr
cm
-3)
Median
25%-75%
Min-Max IF 1 IF 2 IF 5 IF 6 IF 7 IF 8 IF 9 IF 10
Estación
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
Poro
sid
ad
A B
Estación Materia orgánica (%)
IF 1 5,29 ± 0,23
IF 2 7,09 ± 0,32
IF 5 10,36 ± 1,10
IF 6 10,83 ± 0,84
IF 7 10,74 ± 0,51
IF 8 8,27 ± 1,44
IF 9 4,62 ± 0,42
IF 10 7,90 ± 0,55
41
El contenido de materia orgánica total (MOT) se muestra en forma de perfiles verticales de la
columna de sedimento (Figura 9). En general estos perfiles evidencian gran variabilidad con la
profundidad de la columna de sedimento. Con algunos patrones comunes que podrían
corresponder a regímenes similares de depositación entre las estaciones.
Kruskal-Wallis y a posteriori Dunn test (p < 0,05)
Figura 9. Contenido de materia orgánica total (%) de la columna de sedimento en cada estación analizada. A
Perfiles verticales. B Gráfico de cajas con media y distribución de datos por cuartíles. Las estaciones IF3 y
IF4 no se muestran debido a la destrucción accidental de la interfase agua sedimento.
Las estaciones IF5, IF6 y IF 8 son las únicas que presenta una clara tendencia de disminución de
MOT con la profundidad. Lo cual podría estar vinculado a una alta eficiencia de enterramiento de
materia orgánica en el área de estudio. Además podría corresponder a un incremento en la
depositación de materia orgánica hacia el tiempo reciente.
Materia orgánica total (%)
2 4 6 8 10 12 14
Pro
fundid
ad s
edim
ento
(cm
)
-20
-15
-10
-5
0
IF 1
IF 2
IF 5
IF 6
IF 7
IF 8
IF 9
IF 10 Median
25%-75%
Min-Max IF 1 IF 2 IF 5 IF 6 IF 7 IF 8 IF 9 IF 10
Estación
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
Mate
ria o
rgánic
a tota
l (%
)
A B
IF1 IF2 IF9 IF5 IF6 IF7 IF8 IF10
42
Las estaciones IF5, IF6 y IF7 -entre la desembocadura del río Cochamó y frente al sector
Cascajal- presentan significativamente mayor MOT que el resto de estaciones (> 10%). A
excepción de IF8 con la cual no presentan diferencias significativas y IF10 que no presenta
diferencias significativas con IF5 (Kruskal Wallis y a posteriori Dunn test, p < 0,05) (Tabla 4;
Figura 9B).
La estación IF9 -frente a Punta Iglesia- presenta significativamente menor MOT que el resto de
las estaciones (ca. 4,6%). A excepción de IF1 y IF2 con las cuales no presenta diferencias
significativas (Kruskal Wallis y a posteriori Dunn test, p < 0,05) (Tabla 4; Figura 9B).
Susceptibilidad Magnética
Se presentan los resultados de susceptibilidad magnética en relación a la masa (SM) (cgs 10-6
g-1
)
y de susceptibilidad dependiente de la frecuencia (Factor F) (%). A continuación, en la Tabla 5,
se presenta la media y la desviación estándar de estas variables en todas las estaciones analizadas.
Tabla 5. Susceptibilidad en relación a la masa (SM) (cgs 10-6
g-1
) y susceptibilidad dependiente de la
frecuencia (Factor F) (%) en todas las estaciones analizadas (Media ± D.S.) (Las estaciones IF3 y IF4 no se
muestran debido a la destrucción accidental de la interfase agua sedimento).
Estación SM (cgs 10-6 gr-1) Factor F (%)
IF 1 52,82 ± 1,38 8,27 ± 2,71
IF 2 40,86 ± 1,29 7,48 ± 2,32
IF 5 31,93 ± 1,43 7,50 ± 2,59
IF 6 29,64 ± 1,25 6,21 ± 3,71
IF 7 35,59 ± 1,25 5,72 ± 2,97
IF 8 59,99 ± 4,27 7,75 ± 2,63
IF 9 48,15 ± 1,29 8,29 ± 2,38
IF 10 39,50 ± 1,30 8,04 ± 2,68
43
Los resultados de estas 2 variables se muestran en forma de perfiles verticales de la columna de
sedimento (Figura 10A). Los perfiles de SM muestran una señal magnética con notorias
oscilaciones que podrían estar relacionadas con cambios composicionales en el material
depositado. Por lo cual patrones comunes de la señal magnética entre estaciones podrían
corresponder a regímenes similares de depositación.
Kruskal-Wallis y a posteriori Dunn test (p < 0,05)
Figura 10. Susceptibilidad magnética en relación a la masa (cgs 10-6
g-1
) en cada estación analizada. A
Perfiles verticales de la columna de sedimento. B Gráfico de cajas con media y distribución de datos por
cuartíles.
La estación IF8 -desembocadura del río Puelo- presenta una notoria disminución (ca. 15%) de la
señal magnética hacia las secciones superficiales del sedimento. Lo cual podría corresponder a
fuertes variaciones mineralógicas, con procesos que debilitan la señal magnética. Una situación
similar se observa en la estación IF5 -desembocadura del río Cochamó-, en la cual la señal
magnética también disminuye (ca. 10%) hacia las secciones superficiales del sedimento.
Susceptibilidad magnética (cgs 10-6 g-1)
0 20 40 60
Pro
fund
idad
sed
imen
to (
cm)
-20
-15
-10
-5
0
IF 1
IF 2
IF 5
IF 6
IF 7
IF 8
IF 9
IF 10
Median 25%-75%
Min-Max IF 1 IF 2 IF 5 IF 6 IF 7 IF 8 IF 9 IF 10
Estación
25
30
35
40
45
50
55
60
65
70
Susceptibilid
ad m
agnética (
cgs 1
0-6
g-1
)
AB
IF1 IF8 IF9 IF2 IF10 IF7 IF6 IF5
44
Las estaciones IF5, IF6 y IF7 -entre la desembocadura del río Cochamó y el sector Cascajal-
presentan significativamente los menores valores de SM del área de estudio (< 40 cgs 10-6
g-1
)
(Kruskal-Wallis y a posteriori Dunn test, p < 0,05). Aunque IF7 no se diferencia de IF2 -frente a
río Rollizo- ni IF10 -frente a isla Marimelli-. Por el contrario, las estaciones IF1 y IF8 -frente a
Punta Limpia y desembocadura del río Puelo, respectivamente- presentan los mayores valores de
SM del área de estudio (> 50 cgs 10-6
g-1
) (Kruskal-Wallis y a posteriori Dunn test, p < 0,05).
Aunque no se diferencian significativamente de IF2 ni IF9 -frente a Punta Iglesia- (Tabla 5;
Figura 10B).
La susceptibilidad dependiente de la frecuencia promedio por estación varía entre 5,7% en IF7 -
frente al sector Cascajal- y 8,3% en IF9 -frente a Punta Iglesia- (Tabla 5; Figura 11). No se
encontraron diferencias espaciales significativas (Kruskal-Wallis, p > 0,05). Los perfiles
verticales de la susceptibilidad dependiente de la frecuencia (Factor F) también presentan
notorias oscilaciones con la profundidad de la columna de sedimento (Figura 11).
45
Figura 11. Perfiles de susceptibilidad dependiente de la frecuencia (%) en cada estación analizada.
4.2 Relaciones funcionales entre variables sedimentológicas
Fue evaluada la relación entre contenido de materia orgánica, susceptibilidad magnética y
porosidad en el área de estudio. El análisis de regresión lineal no paramétrico evidencia
relaciones inversas entre SM y MOT y entre SM y porosidad (Spearman, n = 115, p < 0,05).
Mientras que entre porosidad y MOT evidencia una relación directa (Spearman, n = 115, p <
0,05).
Los coeficientes de correlación resultantes de este análisis se muestran a continuación en la Tabla
6.
46
Tabla 6. Coeficiente de correlación lineal de Spearman entre las variables sedimentológicas analizadas.
La representación gráfica de estas relaciones lineales se muestra diferenciando las estaciones de
muestreo analizadas (Figuras 12A, 13A y 13B). En general, las estaciones con mayor MOT
presentan menor susceptibilidad magnética y mayor porosidad.
Figura 12. Relación entre contenido de materia orgánica y susceptibilidad magnética. A Regresión lineal B
Detalle de secciones por estación (a = sección superficial y así sucesivamente hasta el final del testigo. La
figura circular encierra las secciones superficiales de cada estación).
Probables cambios composicionales en el material de depósito se evidencian en las estaciones IF5
y IF8 -desembocaduras de los ríos Cochamó y Puelo, respectivamente-. Donde la SM disminuye
y la MOT aumenta hacia las secciones superficiales de la columna de sedimento (Figura 12B).
Porosidad Materia orgánica
Susceptibilidad -0,70 -0,78
Materia orgánica 0,77
Materia orgánica (%)0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
Su
sce
ptib
ilid
ad
ma
gné
tica
(cg
s 1
0-6
g-1
)
0
10
20
30
40
50
60
70
IF 1
IF 2
IF 5
IF 6
IF 7
IF 8
IF 9
IF 10
Regr
95% Conf
Materia ogánica (%)0 2 4 6 8 10 12 14
Su
sce
ptib
ilid
ad
ma
gné
tica
(cg
s 1
0-6
g-1
)
0
20
40
60
abcdefg
hij k lm
abcdefghij klmno
abcdefgh ijk l mnop
abcdef ghijklmno
pabcd efghij
klmn
o
a bc
defgh
i
abcdef
ghijk lmn
ab c defghij klm nopq
n = 115, r = -0,78, p < 0,05
A B
47
Figura 13. Regresión lineal entre variables sedimentológicas. A Porosidad y susceptibilidad magnética. B
Contenido de materia orgánica y porosidad.
Complementariamente se realizó un análisis de componentes principales, donde los factores 1 y
2 explican el 90,9 % de la varianza total de los datos. Este análisis permite confirmar la relación
encontrada entre variables sedimentológicas. La cual se ve mayormente representada en el factor
1, que relaciona negativamente la susceptibilidad magnética con el contenido de material
orgánico y la porosidad (Figura 14A). Además, a partir de este análisis las estaciones fueron
agrupadas en función de sus similitudes sedimentológicas (Figura 14B).
Porosidad
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0
Susceptibili
dad m
agnética (
cgs 1
0-6
g-1
)
0
10
20
30
40
50
60
70
IF 1
IF 2
IF 5
IF 6
IF 7
IF 8
IF 9
IF 10
Regr
95% Conf
Materia orgánica (%)
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
Po
rosid
ad
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
IF 1
IF 2
IF 5
IF 6
IF 7
IF 8
IF 9
IF 10
Regr
95% Confn = 115, r = 0,77, p < 0,05
A
n = 115, r = -0,70, p < 0,05
B
48
Figura 14. Análisis de componentes principales. A Proyección de las variables sedimentológicas. B
Proyección de casos por estación (estación IF1 = 1 y así sucesivamente).
La más clara agrupación de estaciones con similitudes sedimentológicas está constituida por IF5,
IF6 y IF7 -entre la desembocadura del río Cochamó y frente al sector Cascajal-. Las cuales
presentan los valores más bajos de SM y los más altos de MOT y porosidad.
Las estaciones IF1 -frente a Punta Limpia- y IF9 -frente a Punta Iglesia- se distinguen por
presentar valores bajos de materia orgánica, altos de susceptibilidad magnética y medios de
porosidad. En tanto que IF2 -frente a río Rollizo- y IF10 -frente a isla Marimelli- se caracterizan
por presentar valores medios de materia orgánica y susceptibilidad magnética, aunque difieren en
la porosidad.
Finalmente, la estación IF8 -desembocadura del río Puelo- se diferencia del resto por presentar
los valores más altos de susceptibilidad magnética, Además de valores medios de materia
orgánica y bajos de porosidad.
49
4.3 Microperfiles de oxígeno
En la Figura 15 se muestran todos los perfiles obtenidos a partir del registro de los microlectrodos
de oxígeno en cada estación analizada. Todas las estaciones presentan al menos 2 perfiles
bioperturbados, que no fueron considerados en la modelación de los perfiles medidos. Las
estaciones IF7, IF8 y IF10 presentaron 4 perfiles bioperturbados, IF1 y IF2 presentaron 3 y IF5,
IF6 y IF9 presentaron 2. Todos los perfiles de concentración de oxígeno disminuyen con la
profundidad, a partir de la interfase agua-sedimento. En general, se observa una disminución
exponencial del oxígeno, con ciertas diferencias en las pendientes.
Figura 15. Microperfiles de concentración de oxígeno medido (punto) y modelado (línea) para cada estación. La
interfase agua-sedimento se encuentra a profundidad de sedimento 0,0 cm. Las estaciones IF3 y IF4 no se analizaron
debido a la destrucción accidental de la interface agua sedimento.
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
Pro
fun
did
ad
se
dim
en
to (
cm
)
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
0 50 100 150 200 250 300
Pro
fun
did
ad
se
dim
en
to (
cm
)
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
IF 1 IF 2 IF 5 IF 6
IF 7 IF 8 IF 9 IF 10
50
Los perfiles modelados presentan coeficientes de determinación (R2) > 0,94 (promedio ca.
99,5%), con un nivel de confianza > 99% (F-test) respecto a los microperfiles medidos. Por lo
que los parámetros estimados a partir del modelamiento se consideran altamente representativos
de los microperfiles medidos. El resumen de estos parámetros para cada estación analizada se
muestra en la Tabla 7.
La profundidad de penetración de oxígeno (PPO) es < 5 mm en todas las estaciones analizadas.
La más baja PPO se observa en la estación IF7 (2,1 ± 0,4 mm) y la más alta en IF2 (4,5 ± 1,0
mm). Aunque no se encontraron diferencias espaciales significativas para la PPO (Kruskal-
Wallis, p > 0,05). En promedio, la PPO para el área de estudio es 3,06 ± 0,8 mm.
Las tasas de consumo de oxígeno (TCO) varían entre 14,5 mmol O2 m-2
d-1
en la estación IF2 -
frente a río Rollizo- y 74,5 mmol O2 m-2
d-1
en IF5 -desembocadura río Puelo-. Únicas estaciones
que presentan diferencias significativas en el consumo de oxígeno (Kruskal-Wallis y a posteriori
Dunn test, p < 0,05).
En todas las estaciones analizadas es posible distinguir 2 zonas con diferente consumo de
oxígeno en la capa óxica de los sedimentos. Una zona superficial ubicada inmediatamente bajo la
interfase agua sedimento y una zona inferior cercana a la interfase óxica anóxica (Tabla 7, Figura
16 y Anexo 1). Situación que se repite en todos los perfiles construidos, a excepción de 1
perteneciente a la estación IF7 en que el consumo de oxígeno es constante en toda la capa óxica
del sedimento. Ambas zonas de la capa óxica difieren en tamaño entre estaciones e incluso entre
perfiles de una misma estación.
51
Tabla 7. Análisis de microperfiles de oxígeno para cada estación analizada. Número de perfiles medidos,
bioperturbados y modelados, profundidad de penetración de oxígeno (mm), tiempo de exposición al oxígeno
(año), tasa de consumo de oxígeno en la capa óxica (mmol O2 m-2
d-1
), tasa de consumo de oxígeno en las
zonas superficial e inferior de la capa óxica (mmol O2 m-2
d-1
) y la tasa de carbono orgánico mineralizado (mg
C m-2
d-1
) (Media ± Desv. Est.).
En la zona inferior, el consumo de oxígeno es ca. 2 y 59 veces mayor que en la zona superficial.
Donde el 50% de las estaciones presentan TCO < 1 mmol O2 m-2
d-1
y sólo 2 estaciones presentan
TCO > 10 mmol O2 m-2
d-1
(IF5 y IF7). En la zona inferior las TCO presentan valores entre 13,8 y
54,9 mmol O2 m-2
d-1
(IF2 y IF5, respectivamente). En promedio, el 86,1% del consumo de
oxígeno de los sedimentos analizados ocurre en la zona inferior de la capa óxica.
Estación
Nº perfiles medidos /
bioperturbados / modelados
Profundidad penetración
O2 (mm)
Tiempo de exposición O2
(año)
Consumo O2 (mmol m-2 d-1 )
Consumo O2 zona
superficial capa óxica
(mmol m-2 d-1 )
Consumo O2 zona inferior capa óxica
(mmol m-2 d-1)
Corg mineralizado (mg m-2 d-1)
IF 1 6 / 3 / 3 2,7 ± 0,5 1,6 ± 0,3 30,2 ± 15,5 0,5 ± 0,7 29,7 ± 15,1 249,5 ± 127,8
IF 2 6 / 3 / 3 4,5 ± 1,0 2,5 ± 0,6 14,5 ± 5,9 0,7 ± 0,6 13,8 ± 6,2 119,6 ± 48,3
IF 5 6 / 2 / 4 2,6 ± 0,3 2,3 ± 0,3 74,5 ± 19,0 19,7 ± 38,7 54,9 ± 25,3 615,5 ± 157,1
IF 6 6 / 2 / 4 3,3 ± 0,4 1,0 ± 0,1 42,3 ± 5,6 1,9 ± 2,0 40,5 ± 3,9 350,1 ± 45,9
IF 7 6 / 4 / 2 2,1 ± 0,4 1,6 ± 0,3 44,9 ± 12,6 13,5 ± 19,0 31,5 ± 6,4 371,2 ± 104,1
IF 8 6 / 4 / 2 3,9 ± 0,7 2,4 ± 0,4 22,1 ± 11,2 0,00 ± 0,00 22,1 ± 11,2 182,2 ± 92,2
IF 9 6 / 2 / 4 3,0 ± 0,6 2,1 ± 0,4 21,7 ± 5,4 0,6 ± 0,7 21,1 ± 5,5 179,4 ± 44,9
IF 10 6 / 4 / 2 2,5 ± 0,1 1,7 ± 0,1 28,9 ± 1,1 1,7 ± 2,4 27,2 ± 1,3 238,3 ± 9,0
52
Figura 16. Microperfiles de concentración de oxígeno (medido y modelado) y sus respectivas tasas de
consumo de oxígeno en las dos diferentes zonas de la capa óxica. Sólo se muestra 1 perfil por estación. En el
Anexo 1 se presentan todos los microperfiles de cada estación.
En cuanto las tasas de mineralización de carbono orgánico (TMCO), los valores varían entre
119,6 y 615, 5 mg C m-2
d-1
en las estaciones IF2 y IF5, respectivamente. Al igual que para las
TCO, estas estaciones son las únicas estaciones que presentan diferencias significativas (Kruskal-
Wallis y a posteriori Dunn test, p < 0,05).
IF1 P1
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300P
rofu
ndid
ad
se
dim
ento
(cm
)
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF2 P1
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF5 P4
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF6 P4
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF7 P2
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
Pro
fun
did
ad s
ed
imen
to (
cm
)
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF8 P1
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF9 P3
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF10 P2
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
53
Los tiempos de exposición al oxígeno varían entre 1,0 y 2,5 años en las estaciones IF6 y IF2,
respectivamente. Sólo se encontraron diferencias significativas entre las estaciones IF5 y IF6
(Kruskal-Wallis y a posteriori Dunn test, p < 0,05).
4.4 Descripción de los ensambles macrofaunísticos
Fueron identificados un total de 29 taxa en las 10 estaciones analizadas. Los niveles taxonómicos
intermedios variaron entre Familia para poliquetos, Orden para bivalvos, Clase y Orden para
equinodermos y crustáceos y Phyllum para nematodos (Tabla 8). De los 29 taxa encontrados, 19
corresponden a la Clase Polychaeta, 4 a la Clase Malacostracea, 5 a la Clases Echinoidea,
Ofiuroidea, Ostracoda, Copepoda y Bivalvia, además del Phylum Nematoda.
Los taxa más abundantes corresponden a las Familias de poliquetos Spionidae y Capitellidae. Los
cuales presentan las mayores abundancias en todas las estaciones analizadas, Capitellidae en IF1,
IF2, IF3, IF4 y IF6 y Spionidae en IF5, IF7, IF8, IF9 y IF10. Esto con la particularidad de que en
general coincide la presencia de uno con la ausencia del otro.
54
Tabla 8. Listado de taxa y número de individuos encontrados en cada estación (suma de los tres testigos).
Otros taxa importantes, aunque menos abundantes, corresponden a crustáceos del orden Cumacea
y Amphipoda. Presentes en todas las estaciones, a excepción de IF7 y IF10 (sin individuos
Cumacea y Amphipoda, respectivamente). Los bivalvos del Orden Veneroida sólo están ausentes
IF 1 IF 2 IF 3 IF 4 IF 5 IF 6 IF 7 IF 8 IF 9 IF 10
Clase Polychaeta
Familia Nephtydae 5 0 0 4 7 0 7 7 1 1
Familia Spionidae 61 0 0 0 394 0 45 932 379 165
Familia Terebellidae 0 1 1 2 2 0 2 3 0 1
Familia Nereidae 0 1 7 7 1 1 2 5 1 0
Familia Sabellariidae 2 0 0 0 0 0 0 0 1 1
Familia Capitellidae 86 200 140 48 0 124 0 0 0 0
Familia Orbiniidae 0 0 2 0 0 0 0 0 3 1
Familia Phyllodocidae 0 0 0 0 18 0 0 82 2 74
Familia Cossuridae 0 0 0 0 6 0 0 4 1 2
Familia Amphinomidae 0 0 0 0 5 0 0 2 1 4
Familia Glyceridae 0 0 0 0 2 0 0 8 0 5
Familia Polynoidae 0 0 0 0 0 0 0 3 0 0
Familia Sabellidae 0 0 0 0 0 0 0 2 0 1
Familia Sphaerodoridae 0 0 0 0 0 0 0 3 0 12
Familia Acrocirridae 0 0 0 0 0 0 0 3 3 1
Familia Pisionidae 0 0 0 0 0 0 0 0 5 2
Familia Maldanidae 0 0 0 0 0 0 0 0 2 4
Familia Dorvilleidae 0 0 0 0 0 0 0 0 3 3
Familia Lumbrineridae 0 0 0 0 0 0 0 2 0 0
Poliqueto x (no
identificable)0 0 0 0 0 0 0 5 0 0
Clase Echinoidea
Orden Echinoida 0 0 0 0 0 0 0 2 3 0
Clase Ofiuroidea 0 0 0 0 0 0 0 2 1 0
Clase Malacostracea
Orden Cumacea 7 9 12 6 10 7 0 2 29 3
Orden Amphipoda 5 10 3 11 3 2 14 33 10 0
Orden Isopoda 0 2 1 0 0 0 9 1 0 1
Orden Decapoda 0 2 3 0 0 0 1 0 0 0
Clase Ostracoda 0 14 5 5 1 0 0 8 5 0
Clase Copepoda 0 0 0 0 6 0 0 2 0 0
Clase Bivalvia
Orden Veneroida 5 6 3 4 0 7 6 0 7 1
Phyllum Nematoda 0 0 0 28 32 0 0 69 12 5
171 245 177 115 487 141 86 1180 469 287TOTAL
55
en dos estaciones (IF5 y IF8). Las Familias de poliquetos, Nephtydae, Nereidae y Terebellidae,
aunque en baja abundancia, están presentes en la mayor parte de las estaciones analizadas.
La mayor parte de las estaciones analizadas presenta una baja riqueza de especies. En 7 de las 10
estaciones analizadas se estimaron índices de Margalef < 2 y se encontraron entre 5 y 13 taxa por
estación. El menor número de taxa (5 taxa) y riqueza de especies (Margalef ca. 0,8) del área de
estudio se observa en la estación IF6 -frente al sector factoría- (Tabla 9).
La riqueza de especies aumenta en las estaciones ubicadas al sur de la desembocadura del río
Puelo. Las estaciones IF8, IF9 y IF10 -entre la desembocadura del río Puelo y frente a isla
Marimelli- presentan mayor número de taxa (> 19 taxa) y riqueza de especies (Margalef > 2,9)
que las demás estaciones.
Tabla 9. Número de taxa, abundancia (ind m-2
), índice de riqueza de especies (Margalef) e índice de
equitatividad (Pielou) para cada estación analizada. Color gris oscuro representa el valor más bajo y gris
claro el más alto.
Estación N° Taxas Abundancia Riqueza Equitatividad
IF 1 7 590 1,17 0,62IF 2 9 845 1,45 0,36IF 3 10 610 1,74 0,40IF 4 9 397 1,69 0,77IF 5 13 1679 1,94 0,34IF 6 5 486 0,81 0,31IF 7 8 297 1,57 0,72IF 8 22 4069 2,97 0,31IF 9 19 1617 2,93 0,32
IF 10 19 990 3,18 0,47
56
En general los sedimentos analizados presentan bajos índices de equitatividad (Pielou < 0,5). Lo
cual refleja algún grado de dominancia por parte de Spionidae o Capitellidae en la mayor parte de
las estaciones. Sólo IF1, IF4 y IF7 presentan índices de equitatividad mayores a 0,5. Mientras que
el menor índice de equitatividad se observa en las estaciones IF6 y IF8 (Pielou ca. 0,3).
La mayor abundancia se observa en la estación IF8 -desembocadura del río Puelo- (4.069 ind m-
2). Seguida por las estaciones IF5 -desembocadura del río Puelo- y IF9 -frente a Punta Iglesia-,
con ca. 2,5 veces menos abundancia (1.679 ind m-2
y 1.617 ind m-2
). Por el contrario, las menores
abundancias del área de estudio se observan en las estaciones IF4, IF6 y IF7 (< 500 ind m-2
).
En cuanto a la similitud faunística entre estaciones, se resume en la matriz de similitud de Jaccard
(Tabla 10). El análisis de Escalamiento Multidimensional (MDS) no-métrico sobre la matriz de
similitud de Jaccard presenta valor de stress de 0,069. Lo que asegura que los datos dispuestos en
dos dimensiones son apropiados para describir la similitud faunística entre las estaciones. Esto
también se puede observar en el ajuste expresado en el diagrama de Shepard (Figura 17A).
Tabla 10. Similitud faunística entre estaciones. Matriz de Jaccard.
57
La representación gráfica en dos dimensiones para el análisis MDS no-métrico sobre la matriz de
similitud de Jaccard permite agrupar por similitud faunística a las estaciones IF5, IF8, IF9 y IF10
(Figura 17B). Las cuales presentan los mayores valores de abundancia, n° de taxa y riqueza de
especies del área de estudio. En estas estaciones el taxa dominante corresponde a poliquetos
pertenecientes a la Familia Spionidae.
La misma representación gráfica nos permite agrupar las estaciones IF2, IF3, IF4 y IF7. Las
cuales presentan bajos valores de abundancia y valores intermedios de n° de taxa y de riqueza de
especies. En el caso de IF2 y IF3, el taxa dominante corresponde a la Familia Capitellidae,
mientras que IF4 y IF7 no presentan dominancia.
También es posible agrupar las estaciones IF1 y IF6. Que presentan los menores números de taxa
y riqueza de especies, además de bajos valores de abundancia. IF1 no presenta dominancia,
mientras que en IF6 domina la Familia Capitellidae.
Figura 17. Representación gráfica en dos dimensiones para el análisis de Escalamiento Multidimensional no
métrico sobre la matriz de similitud de Jaccard. A. Diagrama de Sheppard B. Configuración final.
58
4.5 Acumulación de quistes de resistencia de Alexandrium catenella
La concentración de quistes de resistencia se presenta como el número quistes por gramo de
sedimento (nº quistes g-1
) en cada sección de las estaciones analizadas. Además se presentan las
sedimentación estimadas por Mulsow et al. (datos no publicados), a partir del registro de
actividad del 210
Pb, en las estaciones analizadas (Tabla 11).
A excepción de IF7, todas las estaciones presentan quistes en al menos una sección de la columna
de sedimento. IF1, IF 5 y IF 8 presentan quistes en 1 sección, IF2 en 3, IF6 y IF10 en 4 y IF9 en
6. Las mayores concentraciones de quistes se observan en la sección 1,0 - 1,5 cm de la estación
IF10 (10 quistes g-1
) y en la sección 0,5-1,0 cm de la estación IF9 (5 quistes g-1
).
En general, la presencia de quistes se reduce a las secciones superficiales de la columna de
sedimento (< 2 cm). Sólo las estaciones IF6 y IF9 presentan quistes bajo los 2 cm de la columna
de sedimento.
De acuerdo a la datación de los sedimentos (210
Pb), la presencia de quistes se encuentra limitada
principalmente desde el año 1986 en adelante. Ya que sólo las estaciones IF6 y IF9 presentan
quistes en años anteriores (IF6 en 1972 y IF9 en 1979 y 1902) (Figura 18).
59
Figura 18. Concentración de quistes de Alexandrium catenella (nº quistes g-1
) en las secciones de sedimento
datadas (210
Pb) de cada estación analizada.
Tabla 11. Tasas de acumulación (g cm-2
año-1
) y de sedimentación (cm año-1
) estimadas por Mulsow et al.
(datos no publicados) en las estaciones analizadas.
Nº quistes g-1
0 2 4 6 8 10 12
Añ
o
1880
1900
1920
1940
1960
1980
2000
IF 1
IF 2
IF 5
IF 6
IF 7
IF 8
IF 9
IF 10
Estación Tasa sedimentación
(cm año-1)
IF 1 0,17 ± 0,06
IF 2 0,18 ± 0,07
IF 5 0,11 ± 0,05
IF 6 0,32 ± 0,08
IF 7 0,13 ± 0,06
IF 8 0,16 ± 0,05
IF 9 0,14 ± 0,04
IF 10 0,15 ± 0,04
60
5. DISCUSIÓN
Fueron estimados diversos parámetros biogeoquímicos relacionados con análisis de variables
sedimentológicas, metabólicas y ecológicas de los sedimentos muestreados. Los resultados
obtenidos permiten describir el status biogeoquímico de los sedimentos analizados y su potencial
relación con el incremento de la carga de material orgánico y la presencia o ausencia de quistes
del dinoflagelado Alexandrium catenella (veneno paralítico de los mariscos).
En cuanto a las variables sedimentológicas, el análisis granulométrico define fango como la
fracción textural predominante, seguido de arena y grava prácticamente ausente. Situación
esperada considerando que las estaciones de muestreo fueron seleccionadas en busca de áreas de
depositación de material fino. De ahí que la mayor parte de las estaciones analizadas presenta
textura fango-arenosa con ca.70 - 80% fango.
Las variables porosidad, densidad y contenido de agua presentan perfiles verticales con una
evidente heterogeneidad con la profundidad de la columna de sedimento. Lo cual probablemente
se relaciona con la actividad de organismos macrobentónicos (bioperturbación, bioirrigación)
(Rhoads, 1974; Shull, 2009). Debido a que la macrofauna puede aumentar/disminuir la porosidad
de los sedimentos mediante la inyección de agua durante su desplazamiento y/o hábitos
alimenticios (Rhoads y Boyer 1982).
En los perfiles de las estaciones IF2, IF5, IF8 y IF9 se observa una clara disminución de la
porosidad hacia las secciones más profundas de la columna de sedimento. Tendencia idéntica a
61
los perfiles de contenido de agua e inverso a los de densidad. Esta tendencia de los perfiles
verticales evidencia la existencia de procesos de compactación, comunes en sedimentos marinos
(Berner, 1980; Berg et al., 2001).
Las estaciones IF5, IF6 y IF7 -entre la desembocadura del río Cochamó y frente al sector
Cascajal- presentan significativamente (p < 0,05) mayor porosidad, mayor contenido de agua y
menor densidad que los valores de las otras estaciones. A excepción de IF10 que sólo se
diferencia con IF7. Por el contrario, las estaciones IF2 y IF8 -frente al río Rollizo y
desembocadura del río Puelo, respectivamente- presentan menor porosidad, menor contenido de
agua y mayor densidad del área de estudio. Aunque sólo se diferencian significativamente de las
estaciones IF5, IF6 y IF7.
Esta variación espacial coincide con las variaciones encontradas para las demás variables
sedimentológicas analizadas en los sedimentos del área de estudio. Situación que se ve
claramente representada en las significativas relaciones lineales encontradas entre dichas
variables. Directa entre porosidad y materia orgánica total (MOT), directa entre susceptibilidad
magnética (SM) y MOT e inversa entre porosidad y SM. Por lo que las estaciones con mayor
porosidad, mayor contenido de agua y menor densidad presentan también mayor contenido de
MOT y menor SM del área de estudio -IF5, IF6 y IF7-.
Los valores de MOT encontrados en los sedimentos analizados varían entre ca. 4,5% frente a
Punta Iglesia -IF9- y ca. 11% frente al sector Factoría -IF6-. Valores que concuerdan con los
62
reportados en sedimentos del fiordo Reloncaví y con los descritos para la zona norte de la
Norpatagonia chilena (MOT > 5%) (Bravo, 2007; Silva y Astorga, 2010).
Estos valores de MOT pueden ser considerados como moderados respecto a valores reportados en
sedimentos enriquecidos con material orgánico (Holmer y Kristensen, 1992; Karakassis, 1998).
Sin embargo, el contenido de MOT en las estaciones IF5, IF6 y IF7 sobrepasa el límite de
aceptabilidad normativa para ser considerados sedimentos con condición aeróbica, en Chile
(MOT < 9%)1 (SUBPESCA, 2009). Situación que pone en cuestionamiento la certeza en la
aplicación de esta normativa. Pues de acuerdo a la literatura revisada no existe una asociación
directa entre este límite de MOT y la condición anaeróbica de los sedimentos. Incluso, se ha
señalado que el contenido de MOT no es un buen indicador para evidenciar eventos de
eutroficación (Mulsow et al., 2009). Precisamente al contrario de lo que pretende demostrar la
aplicación de este límite de aceptabilidad normativa de MOT.
En general, los perfiles verticales de MOT presentan evidentes oscilaciones con la profundidad
en la columna de sedimento. Lo cual podría estar relacionado con la depositación de sedimento
con características físicas y químicas diferentes en el tiempo (Rojas y Silva, 2003). Donde
algunos patrones comunes podrían corresponder a regímenes similares de depositación entre las
estaciones. En particular en estaciones ubicadas en sitios con energías hidrodinámicas similares.
1 RES. EXE. (SUBPESCA) Nº 3612/2009, Aprueba resolución que fija las metodologías para elaborar la
Caracterización Preliminar de Sitio (CPS) y la Información Ambiental (INFA), Numeral 31, Inciso Primero,
La evaluación de las variables exigidas en las distintas categorías deberán cumplir con los siguientes límites
de aceptabilidad, para evaluar el centro en condición aeróbica. El no cumplimiento de cualquiera de los
límites de aceptabilidad de una variable implicará que el centro de cultivo se encuentra en condición
anaeróbica. Variable: Materia Orgánica, Límite de aceptabilidad < 9%.
63
Las estaciones IF5, IF6 y IF 8 son las únicas que presentan una clara tendencia de disminución de
MOT con la profundidad. Lo que probablemente está vinculado a la existencia de una alta tasa de
acumulación de materia orgánica en el área de estudio. Tal como se ha descrito en sedimentos
costeros, donde ocurre el 80 - 90% de toda la acumulación de carbono orgánico de los océanos
(Berner, 1992, Hedges y Keil 1995; Hedges et al., 1999).
Al respecto, se ha descrito que la tasa de acumulación de materia orgánica está fuerte e
inversamente correlacionada con el tiempo de exposición al oxígeno intersticial (Hedges y Keil,
1995; Hartnett et al., 1998; Hedges et al., 1999). El cual presenta un valor promedio de 1,9 ± 0,6
años en los sedimentos analizados. Valor que se considera como un corto tiempo de exposición al
oxígeno, coincidente con el reportado en otros sedimentos costeros con altas tasas de
acumulación de materia orgánica (Hartnett et al., 1998).
En relación a la susceptibilidad magnética (SM), los valores encontrados varían entre ca. 30 y 60
cgs 10-6
g-1
en las estaciones IF6 y IF8, respectivamente. Las estaciones IF5, IF6 y IF7 presentan
significativamente (p < 0,05) las menores SM del área de estudio. Aunque IF7 no presentan
diferencias con las estaciones frente a río Rollizo -IF2- ni frente a isla Marimelli -IF10-.
El material depositado en estas estaciones presenta la menor concentración de minerales
ferrimagnéticos de los sedimentos analizados (Mulsow et al., 2006; Vázquez et al., 2008).
Probablemente debido a que este material contiene una mayor proporción de material orgánico de
origen autóctono, con carácter lábil y reactivo (sílice, carbonato de calcio).
64
Al contrario, la estación ubicada en la desembocadura del río Puelo -IF8- presenta la mayor SM
del área de estudio. De modo que el material depositado en esta estación presenta mayor
concentración de minerales ferrimagnéticos que el material depositado en las otras estaciones
(Mulsow et al., 2006; Vázquez et al., 2008). Situación que coincide con que el río Puelo
corresponde al tributario más importante del fiordo Reloncaví (León, 2005). Por lo cual puede ser
considerado como la principal fuente de ingreso de material alóctono al interior del fiordo.
Las estaciones frente a Punta Limpia -IF1- y frente a Punta Iglesia -IF9- presentan altos valores
de SM y bajos de MOT. Probablemente debido al ingreso de material con alta proporción de
minerales ferrimagnéticos desde los ríos Petrohué y Puelo, respectivamente. Esto considerando
que IF1 se ubica en la boca de la bahía Ralún, que corresponde al sitio donde el río Petrohué
desemboca en el fiordo Reloncaví. Mientras que IF9 se ubica hacia el Sur de la desembocadura
del río Puelo. Precisamente, hacia donde se ha descrito que por influencia de Coriolis ocurre la
depositación del material proveniente de este río (Valle-Levinson et al., 2007).
Las estaciones frente a río Rollizo -IF2- y frente a isla Marimelli -IF10- presentan valores medios
de MOT y SM. Los cuales podrían corresponder a un gradiente de SM generado por el material
que ingresa desde los ríos Petrohué y Puelo, respectivamente. Esto considerando que IF2 se ubica
al Sur de la boca de la bahía Ralún y IF10 al Sur de la desembocadura del río Puelo.
Estos resultados concuerdan con lo reportado por Silva y Astorga (2010). Quienes señalan que
además del aporte autóctono marino local, los sedimentos del fiordo Reloncaví contienen un
importante componente terrígeno.
65
Los perfiles de susceptibilidad magnética (SM), al igual que los de MOT, presentan notorias
oscilaciones con la profundidad de la columna de sedimento. Lo que probablemente se relaciona
con alteraciones de la señal magnética ocurridas por cambios composicionales en el material de
depósito (Mulsow et al., 2006).
Esta situación se evidencia claramente en las desembocaduras de los ríos Cochamó -IF 5- y Puelo
-IF 8-. Donde se observa una considerable disminución de la SM hacia las secciones superficiales
de la columna de sedimento (ca. 10% y 15%, respectivamente). Situación interpretada como
resultado de un proceso de dilución de la señal magnética natural, que sólo puede ocurrir debido a
la depositación de una gran cantidad de material no magnético (sílice o carbono orgánico)
(Mulsow et al., 2006; Mulsow et al., 2009).
Precisamente, en estas estaciones se observa un incremento del contenido de MOT hacia las
secciones superficiales de la columna de sedimento. Por lo que es probable que este material
contenga una mayor proporción de material orgánico de origen autóctono. El cual estaría
provocando la dilución de la señal magnética en el tiempo más reciente.
De acuerdo a las tasas de sedimentación en estos sitios (Mulsow et al., datos no publicados), la
dilución de la señal magnética comienza aproximadamente a partir los años 80´s. Coincidente
con la época en que comienza el desarrollo de las actividades de acuicultura al interior del fiordo
Reloncaví. Lo cual concuerda con lo reportado en el fiordo Norpatagónico Pillán, donde la
dilución de la señal magnética es relacionada temporal (210
Pb) y directamente con la eutroficación
generada por la salmonicultura intensiva (Mulsow et al., 2006; Mulsow et al., 2009).
66
Es sabido que las actividades acuícolas generan grandes aportes de materia orgánica y nutrientes
a los fondos de los cuerpos de agua (GESAMP, 2008). Situación que no es ajena al fiordo
Reloncaví, donde Kol (2007) estimó una carga de materia orgánica de 25711 Ton año-1
(2700
Ton año-1
de nitrógeno) procedente de 18 concesiones para engorda de salmónidos. La cual
representa ca. 980 Ton km-3
año-1
(~103 Ton km-3
año-1
de nitrógeno), considerando el volumen
total del fiordo (~26,1 km3) (CIEP, 2011). Sólo en 18 de las 29 concesiones para engorda de
salmónidos en operación durante el periodo en que fue realizada la estimación (Kol, 2007).
Es evidente, entonces, que el fiordo Reloncaví ha sido sometido a elevadas cargas de material
orgánico y nutrientes derivados de las actividades acuícolas, principalmente de la salmonicultura.
Por lo que la dilución de la señal magnética natural, en la desembocadura de los ríos Cochamó y
Puelo, podría estar relacionada con eventos de eutroficación proveniente de estas actividades.
Aunque con la información disponible no es posible evaluar la existencia de una relación causa
efecto.
Respecto a la susceptibilidad dependiente de la frecuencia (χfd o Factor F), no se encontraron
variaciones espaciales entre los sedimentos analizados. Los valores de esta variable varían entre
5,7% frente al sector Cascajal -IF7- y 8,3% frente a Punta Iglesia -IF9-. Valores que representan
una importante presencia de partículas magnéticas con granos superparamagnéticos de pequeño
tamaño (Dearing et al., 1996). Los cuales no presentan remanencia a temperatura ambiente
(Vázquez et al., 2008). Este resultado sugiere la presencia de minerales magnéticos de origen
volcánico, transportados fluvial y eólicamente a los sedimentos del área de estudio (Pérez y
Urrutia, 2009).
67
En relación a las variables metabólicas, todos los microperfiles de oxígeno presentan una abrupta
disminución exponencial de la concentración a partir de la interfase agua sedimento. La
profundidad de penetración de oxígeno (PPO) no presenta diferencias espaciales significativas y
su valor promedio para el área de estudio es ca. 3,0 mm. Valor que concuerda con los reportados
para sedimentos costeros de grano fino, con distintos niveles de contenido orgánico (Revsbech et
al., 1980b; Jorgensen y Revsbech, 1985; Rasmussen y Jorgensen, 1992; Gundersen, datos no
publicados, en Nielsen y Glud, 1996; Berg et al., 1998; Glud et al., 2003; Lee et al., 2009;
Docmac, 2010). Además concuerda con las PPO reportadas por Bravo (2007) en sedimentos del
fiordo Reloncaví.
Sin embargo, esta PPO es 1 orden de magnitud menor a la PPO que define normativamente las
condiciones aeróbicas o anaeróbicas del sedimento bajo la influencia de actividades acuícolas, en
Chile (3 cm)2 (MINECOM, 2001). Por lo cual según la normativa vigente todos los sedimentos
analizados se encuentran en condiciones anaeróbicas.
Esta situación nuevamente pone en cuestionamiento la certeza en la aplicación de la normativa
relacionada con las actividades acuícolas. Pues de acuerdo a la literatura revisada no existe
relación alguna entre este límite de PPO (3 cm) y las condiciones aeróbicas o anaeróbicas del
sedimento. De hecho, normalmente la PPO en sedimentos costeros se encuentra limitada a los
2 D.S. (MINECON) Nº 320/2001, Reglamento Ambiental para la Acuicultura, Artículo 2°, Inciso único,
Literal g) Condiciones aeróbicas: condición que indica la presencia de oxígeno disuelto en el agua intersticial
de los primeros tres centímetros del sedimento; Literal h) Condiciones anaeróbicas: condición que indica la
ausencia de oxígeno disuelto en el agua intersticial de los primeros tres centímetros del sedimento.
68
primeros milímetros de la columna de sedimento (Glud, 2008). Sin que esto constituya
necesariamente una condición anaeróbica de los mismos.
En cuanto a las tasas de consumo de oxígeno (TCO), los valores varían entre 14,5 mmol O2 m-2
d-
1 en la estación IF2 -frente a río Rollizo- y 74,5 mmol O2 m
-2 d
-1 en IF5 -desembocadura río
Puelo-. Valores que coinciden con los reportados para sedimentos costeros no sometidos a
sobrecarga orgánica, cuyas tasas son < 60 mmol O2 m-2
d-1
(Rasmussen y Jorgensen, 1992; Berg
et al., 1998; Christensen et al., 2000; Glud et al., 2003). A excepción de la estación ubicada en la
desembocadura del río Puelo que presenta > 70 mmol O2 m-2
d-1
. Aunque en sedimentos costeros
sometidos a sobrecarga orgánica desde granjas de peces se han reportado TCO de hasta 278 y
1200 mmol O2 m-2
d-1
(Christensen et al., 2000; Mulsow et al., 2006).
Las TCO estimadas son considerablemente mayor a las estimadas 2 años antes por Bravo (2007)
en el seno y fiordo Reloncaví. Al interior del fiordo, Bravo (2007) reporta TCO < 4 mmol m-2
d-1
en la desembocadura del río Puelo y < 0,1 mmol m-2
d-1
frente a isla Marimelli. Respectivamente
ca. 5 y 450 veces < TCO estimadas para los mismos sitios en la presente evaluación. Lo cual
podría estar relacionado con procesos y/o eventos naturales y no naturales ocurridos en el periodo
entre-evaluaciones.
Ambas evaluaciones fueron realizadas en verano, enero del 2005 y diciembre del 2007. De modo
que es posible descartar la influencia de una probable variación estacional del consumo de
oxígeno béntico. Situación que ha sido reportada en zonas costeras con una marcada
estacionalidad de productividad primaria y sedimentación de carbono orgánico (Rasmussen y
69
Jorgensen, 1992; Glud et al., 2003). Tal como se ha descrito que ocurre en el fiordo Reloncaví.
Donde la productividad primaria incrementa al doble y el flujo vertical de carbono orgánico
particulado hasta 2 órdenes de magnitud, entre invierno y primavera (González et al., 2010).
Por otro lado, estas diferencias podrían estar relacionadas con incrementos en la carga de material
orgánico en el periodo entre evaluaciones. Pues existen claros antecedentes respecto al ingreso de
altas cargas de material orgánico y nutrientes en la columna de agua del fiordo Reloncaví.
Principalmente provenientes de actividades acuícolas, señaladas como las que generan los
mayores impactos sobre este tipo de sistemas (León, 2006). Precisamente, debido al ingreso de
grandes cantidades de material orgánico y nutrientes a los sedimentos (León, 2006).
En el fiordo Reloncaví se desarrollan 2 tipos de actividades acuícolas: mitilicultura extensiva3 y
salmonicultura intensiva4. Ambos han sido relacionados directamente con el incremento del
consumo de oxígeno en sedimentos costeros (e.g. mitilicultura extensiva: Giles y Pilditch, 2006;
salmonicultura intensiva: Christensen et al., 2000; Mulsow et al., 2006). Aunque estas
actividades se realizan desde los años 80`s en las aguas del fiordo, mucho antes de la evaluación
realizada por Bravo (2007). Por lo cual se dificulta relacionarlas con las diferencias en el
consumo béntico descrito entre las dos evaluaciones.Sin embargo, existen antecedentes respecto a
3 D.S. (MINECON) Nº 320/2001, Reglamento Ambiental para la Acuicultura, Artículo 2°, Inciso único,
Literal r) Sistema de producción extensivo: cultivo de recursos hidrobiológicos cuya alimentación durante la
etapa de engorda se realiza en forma natural o con una escasa intervención antrópica.
4 D.S. (MINECON) Nº 320/2001, Reglamento Ambiental para la Acuicultura, Artículo 2°, Inciso único,
Literal s) Sistema de producción intensivo: cultivo de recursos hidrobiológicos cuya alimentación en etapa de
engorda se basa principalmente en dietas suministradas antrópicamente y/o en la fertilización de las aguas en
que se realiza.
70
considerables incrementos de la producción acuícola al interior del fiordo Reloncaví durante el
periodo entre evaluaciones. Conforme a los Informes Ambientales5 elaborados en 2005 y 2006, la
producción acuícola incrementó ~16% (SUBPESCA, 2007). La producción salmonera
incrementó de 39994 a 45769 Ton año-1
y la mitilicultura de 1062 a 1940 Ton año-1
. Situación
que probablemente se relaciona con las diferencias en el consumo de oxígeno béntico entre las
dos evaluaciones. Aunque desde los antecedentes disponibles no es posible establecer una
relación causa efecto entre ambos eventos.
A partir la estimación de las TCO, es posible distinguir 2 zonas con diferente consumo de
oxígeno en la capa óxica de los sedimentos de todas las estaciones analizadas. Una zona
superficial ubicada inmediatamente bajo la interfase agua sedimento y una zona inferior cercana a
la interfase óxica anóxica. Las TCO en la zona inferior son entre ca. 2 y 59 veces mayor que en la
zona superficial.
En promedio, el 86,1% del consumo de oxígeno béntico del área de estudio ocurre en la zona
inferior de la capa óxica. Probablemente, debido a la oxidación de compuestos reducidos que son
transportados por difusión desde la zona anóxica (Rasmussen y Jorgensen 1992; Berg et al.,
1998, Glud et al., 2003). Situación que ha sido ampliamente reportada en sedimentos de
márgenes continentales. Donde la mayor parte del consumo de oxígeno béntico es atribuible a
procesos de re-oxidación y normalmente menos del 25% a respiración aeróbica (Heip et al.,
5 D.S. (MINECON) Nº 320/2001, Reglamento Ambiental para la Acuicultura, Artículo 2°, Inciso único,
Literal p) Información ambiental (INFA): Informe de los antecedentes ambientales de un centro de cultivo en
un período determinado.
71
1995; Soetaert et al., 1996; Glud et al., 2007; Glud, 2008). Tal como ocurre en el área de estudio
de acuerdo a los resultados obtenidos.
El consumo de oxígeno en los sedimentos marinos puede representar una integración de procesos
aeróbicos y anaeróbicos de mineralización de carbono (Canfield et al., 1993; Dedieu et al., 2006;
Glud, 2008). De manera que una alta demanda de oxígeno para procesos de re-oxidación implica
una alta tasa de producción de compuestos reducidos (Middelburg y Levin, 2009). Lo cual
sugiere que los procesos anaeróbicos están dominando la mineralización del material orgánico en
los sedimentos analizados. Al igual como en la mayoría de los sedimentos costeros. Donde la
mineralización anaeróbica domina debido a que la alta carga de carbono crea una demanda de
oxígeno no equilibrada por el suministro (Soetaert et al., 1996).
Las tasas de mineralización de carbono orgánico (TMCO) estimadas varían entre 615,5 mg C m-2
d-1
en la estación IF2 y 119,6 mg C m-2
d-1
en IF5. Valores concuerdan con los reportados para
sedimentos en condiciones normales, en que el bentos utiliza entre 50 a 300 g C m-2
año-1
(ca. 136
a 820 mg C m-2
d-1
) (Gray et al., 2002).
La TMCO promedio (247,5 mg C m-2
d-1
) representa el 13,1% de la productividad primaria (PP)
estimada por González et al. (2010) en primavera (Noviembre 2006: 1893 mg C m-2
d-1
). Lo cual
podría ser interpretado como evidencia de un bajo acoplamiento bento-pelágico en el área de
estudio. Al menos, considerablemente menor que el acoplamiento reportado en otras zonas
costeras, donde > 30% de la productividad primaria es regenerada en la superficie de los
sedimentos (Wollast 1998; Glud et al., 2003; Lee et al., 2009).
72
Las tasas de consumo de oxígeno y de mineralización de carbono orgánico sólo evidenciaron
diferencias espaciales significativas (p > 0,05) entre las estaciones IF2 y IF5. Sin embargo
igualmente es posible distinguir zonas con diferente TCO y TMCO en el área de estudio.
Principalmente las estaciones entre la desembocadura del río Cochamó y frente al sector Cascajal
-IF5, IF6 y IF7-, que presentan mayor TCO y TMCO que las otras estaciones analizadas.
Situación que concuerda con las diferencias espaciales encontradas para las variables
sedimentológicas. Debido a que estas estaciones también presentan los mayores contenidos de
MOT, las menores susceptibilidades magnéticas y las mayores porosidades del área de estudio.
Esta variabilidad espacial no parece responder a la existencia de un gradiente común en los
sedimentos del área de estudio. Sino más bien parecen responder a características propias de las
áreas de depositación muestreadas. Que aparentemente son moderadas de acuerdo a las
características geomorfológicas y oceanográficas del fiordo Reloncaví.
En cuanto al análisis de macrofauna, un total de 29 taxa fueron encontrados los sedimentos
analizados. Los más abundantes corresponden a pequeños poliquetos tubícolas de las Familias
Spionidae y Capitellidae. Considerados como organismos oportunistas pertenecientes al estado de
sucesión I (Pearson y Rosemberg, 1978). Los cuales colonizan un ambiente seguido a su
perturbación, se alimentan cerca de la superficie del sedimento y no son eficientes en mezclar el
sedimento (Rhoads y Boyer, 1982). Consecuentemente, ambas Familias han sido descritas como
bioindicadoras de ambientes enriquecidos con distintos niveles de contenido orgánico (Méndez,
2002).
73
De acuerdo al Índice de Equitatividad, Spionidae y Capitellidae presentan algún grado de
Dominancia en la mayor parte de los sedimentos analizados. Sólo las estaciones IF1, IF4 y IF7 no
presentan dominancia por parte alguna de las dos Familias. Aunque sí están presentes y con las
mayores abundancias. De acuerdo a la descripción realizada por Rhoads y Germano (1982), todas
las estaciones analizadas se encuentran en el estado sucesional I - II.
Estos resultados difieren con lo reportado previamente por Bravo (2007), para la desembocadura
del río Puelo y frente a isla Marimelli. En estos lugares, Bravo (2007) estimó altos índices de
equitatividad y baja dominancia. Además, describió como taxa más abundante a la Familia de
poliquetos Orbiniidae. Cuyos representantes han sido considerados como organismos de
equilibrio pertenecientes al estado de sucesión III (Rhoads y Germano, 1982).
Estas diferencias probablemente están relacionadas con los mismos factores que influyen las
diferencias en el consumo de oxígeno béntico entre ambas evaluaciones. Donde el incremento de
la producción acuícola en el periodo entre evaluaciones es uno de los factores discutidos. Al
respecto, la salmonicultura y la mitilicultura han sido relacionadas directamente con cambios en
el ensamblaje comunitario de sedimentos costeros.
Weston (1990) y Karakassis y Hatziyanni (2000) reportan el incremento en la dominancia de
organismos oportunistas (Capitellidae) en sedimentos bajo la influencia de granjas de
salmónidos. Mientras que Ysebaert et al. (2009) describen un cambio, hacia pequeñas especies
oportunistas, en la composición faunística de sedimentos bajo la influencia de actividades
mitilicultoras. Tal como se observa en los sedimentos analizados.
74
En general, el área de estudio presenta una baja riqueza de especies. En 7 estaciones se
encontraron entre 5 y 13 taxa por estación, con índices de Margalef < 2. La riqueza de especies
aumenta en las estaciones ubicadas desde la desembocadura del río Puelo hacia el Sur -IF8, IF9 y
IF10-. Donde se encontraron entre 19 y 22 taxa por estación y se estimaron índices de Margalef
ca. 3.
En cuanto a la abundancia, el mayor valor se observa en la estación desembocadura del río Puelo
-IF8- con ca. 4000 ind m-2
. Seguido por las estaciones desembocadura del río Cochamó -IF5- y
frente a Punta Iglesia -IF9-, con ca 1600 ind m-2
. Los valores encontrados concuerdan con las
abundancias reportadas por Bravo (2007) al interior del fiordo Reloncaví. Aunque son
considerablemente menores a los reportados en sedimentos costeros bajo la influencia de granjas
de salmónidos (Weston, 1990; Karakassis y Hatziyanni, 2000) y de mitílidos (Ysebaert et al.,
2009).
Por similitud faunística, es posible agrupar a las estaciones desde la desembocadura del río Puelo
hacia el Sur -IF8, IF9 y IF10-, con la desembocadura del río Cochamó -IF5-. Las cuales presentan
las mayores abundancias, riquezas de especies y número de taxa. Además, todas tienen algún
grado de dominancia por parte de la Familia Spionidae.
Otra agrupación la constituyen las estaciones entre frente a río Rollizo y Punta Serapio -IF2, IF3,
IF4-, con la estación frente al sector Cascajal -IF 7-. Que presentan bajos valores de abundancia,
75
intermedios de número de taxa y de riqueza de especies. En IF2 y IF3, el taxa dominante
corresponde a la Familia Capitellidae, mientras que IF4 y IF7 no presentan dominancia.
También es posible agrupar las estaciones IF1 y IF6. Que presentan los menores números de taxa
y riqueza de especies, además de bajos valores de abundancia. IF1 no presenta dominancia,
mientras que en IF6 domina la Familia Capitellidae.
Estas diferencias espaciales tampoco parecen responder a la existencia de un gradiente común del
área de estudio. Sino que parecen responder a características geomorfológicas y oceanográficas
propias de las áreas de depositación muestreadas. Aunque llama la atención la particular
diferencia espacial entre las estaciones con dominancia por parte de las Familias Capitellidae y
Spionidae. La primera en las estaciones más cercanas a la cabeza del fiordo y la segunda en las
estaciones ubicadas hacia la boca. Además, con la particularidad de que la presencia de una
Familia generalmente coincide con la ausencia de la otra. Lo cual sugiere una aparente
competencia por alimento o espacio entre ambas Familias.
Finalmente, respecto a la acumulación quistes de Alexandrium catenella, el análisis muestra su
presencia en al menos 1 sección de todas las estaciones analizadas, a excepción de IF7. La
presencia de quistes de A. catenella se limita principalmente a los 2 centímetros superficiales de
la columna de sedimento. De acuerdo a la datación de los sedimentos (210
Pb), la presencia de
quistes ocurre principalmente desde mediados de los años 80´s en el área de estudio. De hecho,
sólo 2 estaciones presentan quistes en años anteriores a 1986 (IF6 en 1979 y IF9 en 1972 y 1902).
76
A nivel mundial, existe un consenso en que la aparición de las FAN está estrechamente
relacionada con condiciones óptimas para el crecimiento poblacional y/o germinación de quistes
(Molinet et al., 2003; Sellner et al., 2013). Por lo cual los resultados obtenidos sugieren que la
presencia de A. catenella en el fiordo Reloncaví está relacionada con eventos recientes que
estarían aportando las condiciones óptimas para su desarrollo. Situación que se hace evidente
considerando la ausencia de quistes en años previos a 1980 en la mayor parte de las estaciones.
Lo cual concuerda con el incremento de frecuencia e intensidad de las Floraciones Algales
Nocivas (FAN) en aguas costeras del planeta y de Chile, en las últimas décadas (Sar et al., 2002;
Sellner et al., 2003; Molinet et al., 2003; Buschmann, 2005).
En Chile, el 90% de los eventos FAN detectados están asociados al florecimiento del
dinoflagelado A. catenella (Stead et al., 2005). De acuerdo a Molinet et al. (2003), oscilaciones
en el océano adyacente afectan las características de circulación de las aguas interiores y las de la
columna de agua (e.g., temperatura), favoreciendo o inhibiendo las floraciones de A. catenella.
Sin embargo esto no explica la presencia de quistes de A. catenella principalmente desde
mediados de los años 80´s en los sedimentos del fiordo Reloncaví. La cual parece estar más
relacionada con el incremento de nutrientes al que ha sido sometido este cuerpo de agua en este
mismo periodo.
Precisamente, esta es una discusión abierta a nivel científico mundial. Donde algunos autores han
evidenciado claramente la relación entre eventos de eutroficación y FAN (Glibert et al. 2008;
Lewitus et al., 2008). Mientras que otros autores sugieren que existen pocas evidencias para
77
relacionar eventos de FAN con procesos de eutroficación local en ambientes marinos costeros
(e.g. Smayda, 2008).
Aquí, la relación temporal es clara. El fiordo Reloncaví ha sido sometido a una alta carga de
nutrientes a partir de la actividad acuícola, principalmente salmonicultura, desde principios de los
años 80´s. Justamente el periodo en el cual se concentra la presencia de quistes de A. catenella en
los sedimentos analizados. Esta relación temporal entre eventos puntuales de eutroficación y
FAN no ha sido documentada anteriormente. Por lo que a partir de los resultados obtenidos se
contribuye en forma sustancial a la discusión de la probable relación entre la eutroficación y la
proliferación de las FAN.
Sin embargo, se debe dejar claro que esta relación temporal no constituye una relación causa
efecto entre el inicio de la actividad de salmonicultura y las FAN de A. catenella. Tal vez
estudios con trazadores naturales, isótopos estables (Vizzini y Mazzola, 2004; Holmer et al.,
2007) podrían traer más claridad a los eventos discutidos en esta tesis.
78
6. CONCLUSIONES
• En los sedimentos del área de estudio existe una significativa (p < 0,05) relación entre las
variables sedimentológicas analizadas.
• En la desembocadura de los ríos Cochamó y Puelo fue evidenciada una clara dilución de la
señal magnética natural, relacionada con el incremento del contenido de material orgánico total a
partir de los años 80’s.
• Aparentemente los sedimentos analizados presentan una alta tasa de acumulación de materia
orgánica, consistente con sedimentos costeros con cortos tiempos de exposición al oxigeno
intersticial.
• Las tasas de consumo de oxígeno y mineralización de carbono orgánico en los sedimentos
analizados son consistentes con las descritas para zonas costeras no sometidas a cargas orgánicas.
• Las tasas de consumo de oxígeno son mayores a las estimadas 2 años antes por Bravo (2007),
aparentemente debido a un incremento de la carga de material orgánico de carácter lábil y
reactivo.
• La mayor parte del consumo de oxígeno se debe a la re-oxidación de compuestos reducidos,
indicando que la mineralización de carbono orgánico es dominada por procesos anaeróbicos en
los sedimentos analizados.
79
• La composición de los ensambles macrofaunísticos indica que los sedimentos analizados
presentan dominancia por parte de Familias de poliquetos oportunistas (Spionidae y
Capitellidae), pertenecientes al estado de sucesión I (Pearson y Rosemberg, 1978).
• La composición de los ensambles macrofaunísticos difiere de lo reportado 2 años antes por
Bravo (2007), quien describió la presencia mayoritaria de Familias de poliquetos de equilibrio
(Orbinidae), pertenecientes al estado de sucesión III (Pearson y Rosemberg, 1978).
• La presencia de quistes de Alexandrium catenella se limita principalmente a los primeros 2 cm
de los sedimentos analizados.
• La datación de los sedimentos (210
Pb) muestra una relación temporal entre la presencia de
quistes de A catenella y el inicio de la actividad acuícola en el fiordo Reloncaví.
80
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96
ANEXO
Se presentan todos los microperfiles de concentración de oxígeno de cada estación analizada.
IF1 P1
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
Pro
fun
did
ad
se
dim
en
to (
cm
)
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF1 P2
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF1 P3
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF2 P1
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF2 P2
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
Pro
fun
did
ad
se
dim
en
to (
cm
)
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF2 P3
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF5 P1
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF5 P2
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF5 P3
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
Pro
fun
did
ad
se
dim
en
to (
cm
)
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF5 P4
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF6 P1
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF6 P2
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
97
IF8 P1
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
Pro
fun
did
ad
se
dim
en
to (
cm
)
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF8 P2
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF9 P1
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF9 P2
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF9 P3
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
Pro
fun
did
ad
se
dim
en
to (
cm
)
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF9 P4
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF10 P1
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF10 P2
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF6 P3
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
Pro
fun
did
ad
se
dim
en
to (
cm
)
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF6 P4
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF7 P1
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO
IF7 P2
Consumo O2 (mmol m-2 d-1)
0 50 100 150 200 250 300
Concentración O2 (uM)
0 50 100 150 200 250 300
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
CONSUMO O2
O2 MEDIDO
O2 MODELADO