CONDICIONES BIOGEOQUÍMICAS DE LOS FONDOS BLANDOS DEL ...

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.


Evaluar posibles relaciones funcionales entre las variables sedimentológicas en el área de

estudio.


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


Cuantificar, caracterizar y evaluar espacialmente los ensambles macrofaunísticos, a través de la

estimación de parámetros e índices comunitarios en las estaciones muestreadas.


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).



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



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


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


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


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%


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.


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%


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


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.


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%


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


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

-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


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


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF5 P4


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF6 P4


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF7 P2


0 50 100 150 200 250 300


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


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF9 P3


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF10 P2


0 50 100 150 200 250 300


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.

Eugenio

Línea

Eugenio

Línea

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).


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


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.


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.,


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


0 50 100 150 200 250 300


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


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF1 P3


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF2 P1


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF2 P2


0 50 100 150 200 250 300


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


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF5 P1


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF5 P2


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF5 P3


0 50 100 150 200 250 300


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


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF6 P1


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF6 P2


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

97

IF8 P1


0 50 100 150 200 250 300


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


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF9 P1


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF9 P2


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF9 P3


0 50 100 150 200 250 300


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


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF10 P1


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF10 P2


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF6 P3


0 50 100 150 200 250 300


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


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

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0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF7 P1


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

IF7 P2


0 50 100 150 200 250 300


0 50 100 150 200 250 300

-0,6

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CONSUMO O2

O2 MEDIDO

O2 MODELADO

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