Ciencia y Tecnología del Mar ISSN: 0716-2006 [email protected] Comité Oceanográfico Nacional Chile

RUDOLPH, ANNY; MEDINA, PAULINA; NOVOA, VANESSA; AHUMADA, RAMÓN; CORTÉS, ISEL CALIDAD ECOTOXICOLÓGICA DE SEDIMENTOS EN SECTORES DEL MAR INTERIOR DE CHILOÉ, CAMPAÑA (CIMAR 12 FIORDOS) Ciencia y Tecnología del Mar, vol. 33, núm. 1, 2010, pp. 17-29 Comité Oceanográfico Nacional Valparaíso, Chile

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Cienc. Tecnol. Mar, 33 (1): 17-29,ecotoxicológica 2010 Calidad de sedimentos en sectores del mar interior de Chiloé.

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CALIDAD ECOTOXICOLÓGICA DE SEDIMENTOS EN SECTORES DEL MAR INTERIOR DE CHILOÉ, CAMPAÑA CIMAR 12 FIORDOS* ECOTOXICOLOGICAL QUALITY OF SEDIMENTS IN PARTS OF THE MAR INTERIOR DE CHILOÉ (CIMAR 12 FIORDOS) ANNY RUDOLPH1 PAULINA MEDINA1 VANESSA NOVOA1 RAMÓN AHUMADA1 ISEL CORTÉS2 1

Departamento de Química Ambiental, Facultad de Ciencias, Universidad Católica Santísima Concepción. E-mail: [email protected]; [email protected]; [email protected]; [email protected]. 2 Centro Nacional del Medio Ambiente, Santiago. Chile. E-mail: [email protected]

Recepción: mayo de 2009 – Versión corregida aceptada: enero de 2010

RESUMEN Se analiza la calidad de los sedimentos en sectores centrales y costeros del mar interior de Chiloé a través de ensayos de toxicidad (i.e., análisis de fecundación con gametos de Arbacia spatuligera (Valenciennes, 1841), ensayos de supervivencia con juveniles de Ampelisca araucana (Gallardo, 1962) y Tisbe longicornis (George, 1993), densidad de las microalga Isochrysis galbana (Parke) y Dunaliella tertiolecta (Butcher, 1959), respecto de un grupo control), con el propósito de evaluar las posibles alteraciones producidas por la actividad antrópica. Se comparó los resultados entre ambos sectores y respecto de la información de la campaña del año anterior, CIMAR 11 Fiordos, 2005. El sedimento del sector central de los canales no mostró problemas de toxicidad y en ensayos con microalgas se observó un sobrecrecimiento respecto de los controles. En cambio, las muestras de sedimento recolectadas en la zona costera cercana a las balsas jaula, mostraron alteraciones que lleva a clasificarlos como “sedimentos tóxicos”, según la tabla de calidad propuesta por Aguirre et al. (2009). No se observó diferencias significativas en los resultados de los ensayos (A. spatuligera, T. longicornis y A. araucana) entre los valores promedio en el sector central para las áreas 3, 4 y 5, campañas CIMAR 11 Fiordos y CIMAR 12 Fiordos. Palabras claves: Ensayos de toxicidad, Arbacia spatuligera, Ampelisca araucana, Tisbe longicornis, Isochrysis galbana, Dunaliella tertiolecta, mar interior de Chiloé.

ABSTRACT We analyzed the sediment quality in central and coastal sectors of the Chiloé Inner Sea using a battery of toxicity assays: fecundation analysis using gametes of Arbacia spatuligera (Valenciennes, * Proyecto CONA-C12F 06-07.

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1841), survival using juveniles of Ampelisca araucana (Gallardo, 1962) and Tisbe longicornis (George, 1993) and microalga density with Isochrysis galvana (Parke) and Dunalilla tertiolecta (Butcher, 1959). This was done in order to evaluate possible harmful alterations produced by anthropogenic activity. We compared the results between our two sectors and with those from a previous campaign (CIMAR 11 Fiordos, 2005). The sediment in the central sector of the channels did not show problems of toxicity and growth in the microalga assays exceeded that of the controls. The sediment samples collected in the coastal zone near platform cages were classified as toxic according to the results of the fecundation (A. spatuligera) assay Aguirre et al. (2009). No significant differences were found between the results of the assays (A. spauligera, T. longicornis, A. araucana) and the average values in the central sector for areas 3, 4 and 5, or with the CIMAR 11 Fiordos and CIMAR 12 Fiordos campaigns. Key words: Toxicity assay, Arbacia spatuligera, Ampelisca araucana, Tisbe longicornis, Isochrysis galbana, Dunaliella tertiolecta, mar interior de Chiloé.

INTRODUCCIÓN La composición química de los sedimentos de un área depende de la constitución mineralógica de las rocas madre que lo originan, de los procesos advectivos, de la sedimentación de la materia orgánica generada en el área y de los aportes antropogénicos (Libes, 1992). En el agua de mar la materia orgánica puede encontrarse en forma disuelta, particulada y/o volátil, su impacto principal es el consumo de oxígeno durante sus procesos oxidativos. Puede constituir un peligro también, al reaccionar y formar partículas que arrastran xenobióticos y metales hacia los sedimentos, los que en función de la dinámica del sistema podrían formar sitios sedimentarios enriquecidos con contaminantes. Estos sitios, muestran en general una mayor toxicidad debido a tres factores: baja tensión de oxígeno, concentración de contaminantes y/o cambios en las condiciones químicas de los sedimentos (Bodineau, 1998). El mar interior de Chiloé se extiende entre los 41,5º S y los 44º S, presenta costas desmembradas por valles de ríos y glaciares que conforman canales, islas y cuencas protegidas, con un alto aporte de aguas de lluvia de origen continental (Silva et al., 1995). El origen geomorfológico de la región está asociado a una intensa erosión glaciar, por lo que las cuencas se encuentran preferentemente orientadas perpendiculares a la cordillera y la costa. Sus fiordos son elongados y profundos, con umbrales poco pronunciados y concentraciones de oxígeno disuelto en las aguas de fondo ma-

yores a 2,5 mlO2L–1 (Silva et al., 1997; Silva & Calvete, 2002). La productividad de la región muestra una alta biomasa, con valores de clorofila a entre 1–12 mg m–3 y una productividad primaria que fluctúa entre 1–26 mg C m–3 h–1 (Iriarte et al., 2007). Sectores del mar interior de Chiloé están siendo utilizados para la acuicultura por su productividad (Iriarte et al., 2007) y protección (sistemas semicerrados). La actividad productiva de carácter artesanal se inició en la década de los treinta en la localidad de Quetalmahue en Ancud, con la introducción de la ostra japonesa (Crassostrea gigas) y la creación de un semillero de ostra chilena (Tiostrea) (Manríquez, 2006). En la década de los 80, los cultivos se extendieron a algas, moluscos y peces. Finalmente en el último período, el cultivo de salmones inicia un desarrollo empresarial con alta tecnología y obtiene un incremento exponencial en la producción. En el año 2000 la producción era de 200.000 ton año–1 (Buschmann et al., 2001), cuatro años después alcanzaba las 550.000 ton año–1 (Buschmann et al., 2006) y una fuerte presión por expandirse en la zona sur del país, donde aún existen áreas costeras prístinas (Buschmann et al., 2006). Actualmente la salmonicultura atraviesa por una severa crisis debido a la anemia infecciosa del salmón. El análisis de la matriz sedimentos, a través del contenido de materia orgánica y/o a través de la presencia o ausencia de sustancias específicas, permite conocer la historia de los cambios recientes que generaron alteraciones en los

Calidad ecotoxicológica de sedimentos en sectores del mar interior de Chiloé.

sedimentos. En el área de estudio, la materia orgánica tiene como principales fuentes el continente, la producción primaria local y aportes de la actividad antropogénica de diverso origen, principalmente fecas de los organismos cultivados y restos de alimentos, ya que, dada la alta densidad de organismos en los centros de cultivo éstos generan entradas adicionales de materia orgánica que cambian las condiciones químicas y equilibrios de los sistemas naturales. La evaluación de la presencia y/o cantidad de xenobióticos, a través de análisis químicos específicos, no permite evaluar su biodisponibilidad y/o los efectos sinérgicos o antagónicos que pueden generarse entre ellos. Una aproximación integradora de los cambios, lo constituye los estudios de toxicidad no específica en la matriz sedimentos. Las pruebas de toxicidad realizadas a los sedimentos o al elutriado de ellos, se han constituido en una herramienta eficaz de vigilancia, que permite conocer y generar condiciones de alerta de los impactos deletéreos de la actividad antropogénica (Ponce-Velez & Botello, 1991; Chapman, 1995; Moreno-Garrido et al., 2007). McGree et al. (2008) plantea que el ideal sería enfrentar el problema, especialmente si se trata de sedimentos de estuarios, a través de la evaluación del riesgo ecológico, es decir, desde tres ángulos: la caracterización física y química de los sedimentos, el estudio de las comunidades bentónicas y el análisis de calidad toxicológica. El objetivo principal de este estudio fue analizar y comparar, a través de ensayos de toxicidad (i.e., pruebas de fecundación con gametos de Arbacia spatuligera, ensayos de supervivencia con juveniles de Ampelisca araucana y Tisbe longicornis, análisis de la densidad de las microalgas Isochrysis galbana y Dunaliella tertiolecta), la calidad de los sedimentos en sectores del mar interior de Chiloé con el objeto de evaluar si la actividad antropogénica ha generado alteraciones deletéreas detectables. MATERIALES Y MÉTODOS El muestreo durante la campaña CIMAR 12 Fiordos (noviembre-diciembre, 2006),

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se realizó en una sección longitudinal, en el sector central de canales y/o fiordos del mar interior de Chiloé (41,5º S y 44º S); a bordo del buque de investigación oceanográfico “Vidal Gormaz” de la Armada de Chile. Se recolectó un total de 11 muestras de sedimentos con sus respectivas réplicas, muestras que complementaron el trabajo realizado durante la campaña CIMAR 11 Fiordos para la misma área, en el año 2005. Las muestras fueron obtenidas mediante un box corer de 0,08 m 3, tomando los primeros 5 cm de sedimentos. Geográficamente, para el análisis de calidad de los sedimentos el área total de muestreo se dividió en cinco sectores (nomenclatura utilizada en el crucero CIMAR 11 Fiordos). En el área 3 (sector Castro) se extrajeron 4 muestras, en el área 4 (sector Quellón) un total de 4 muestras y en el área 5 (Estero Reloncaví) un total de 3 (Fig. 1). Cada muestra (compuesta por cuatro seudoréplica de ca., 300 g cada una), fueron guardadas en bolsas plásticas contenidas en envases de polietileno, rotuladas y congeladas hasta su análisis en el laboratorio. A mediados de 2007, gracias al proyecto INNOVA CHILE 05CN11IPM-25, fue posible contar con 10 muestras de sedimentos costeros. Estas correspondieron a muestras puntuales obtenidas en concesiones de acuicultura, en lugares próximos a las balsas jaulas. De este modo, se complementó este estudio usando los mismos procedimientos y técnicas, en sectores costeros con exposición más directa a la incidencia de la industria acuícola. De acuerdo a la nomenclatura utilizada en este estudio, correspondió a: 1 muestras en el área 4, 6 muestras en el área 3 y 3 muestras en el área 5. Los organismos “blancos” seleccionados para el estudio toxicológico fueron: Isochrysis galbana, Dunaliella tertiolecta, Ampelisca araucana, Tisbe longicornis y Arbacia spatuligera. Las algas unicelulares I. galbana y D. tertiolecta fueron adquiridas desde ceparios en la Universidad de Concepción. En tanto que A. araucana, T. longicornis y A. spatuligera fueron recolectados en un área de baja alteración antropogénica en la bahía Coliumo 36º

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N

60° 20°

90°W 53°W Antártica Chilena 60°

60°

O c é a n o

CIMAR 12 FIORDOS 43°

é

50°

Estero Castro

CL 3 LY 1 LY 2

Lemuy-Yal

LY 3 CQ 3 Golfo Corcovado

uinchao lcahue-Q l

s

QL 5

aitec

QL 6

QL 4

ÁREA 4

i

llón-L

ÁREA 3

CL 2

Da

Que

Golfo de Ancud

o

50°

ÁREA 5

l

40°

6 5

i

40°

Estero Reloncaví 7

h

30°

C

30°

a

42° S

80° W

P a c í f i c o

20° S

Boca del Guafo Bahía Tictoc

44° 75°W

74°

73°

Fig. 1: Ubicación aproximada de estaciones de muestreo de sedimentos y su agrupación por áreas. CIMAR 12 Fiordos, noviembre 2006. Fig. 1: Approximate location of sediment sampling stations and their groupings by area. CIMAR 12 Fiordos, November 2006.

50’ S; 72º 55` W (Fuentes-Ríos et al., 2005; Altamirano-Chovar et al., 2006) y aclimatadas a las condiciones de laboratorio, previo a realizar los ensayos de toxicidad. Se trabajó exponiendo los organismos directamente a los sedimentos o a un elutriado de ellos. El elutriado de cada muestra fue obtenido según la metodología de Dinnel & Strober (1985) agitando ca., 300 g de sedimento con 300 mL de agua de mar filtrada y aireada, en un Heidolph Unimax 2010 a 5 rpm por 10 m, para posteriormente dejar en frío (4 ºC) por 12 h, con el objeto que se separe la fase líquida (elutriado) de los sedimentos.

Prueba de fecundación con A. spatuligera. El ensayo se realizó según las especificaciones del método 1008, EPA/600/4-87/028 (1998) y modificaciones introducidas por Zúñiga (1999). Básicamente consiste en producir la fecundación artificial de los óvulos del erizo A. spatuligera, en presencia de un elutriado preparado con el sedimento bajo prueba. Se cuantifica la aparición de la membrana de fecundación. Los resultados se contrastaron con controles negativos. El análisis de sensibilidad se condujo con soluciones de CuSO4 de calidad p.a. entre 3,1 y 100 ug L –1. Los ensayos se condujeron en forma paralela

Calidad ecotoxicológica de sedimentos en sectores del mar interior de Chiloé.

por un periodo de 75 m, utilizando soluciones de 7 x 107 espermios/mL y 2.000 óvulos/mL, en cuadruplicado. Prueba de supervivencia con A. araucana. El ensayo se condujo según las especificaciones de Soto et al. (2000). Los organismos fueron colectados desde los sedimentos marinos con un tamiz de 500 µm. En el laboratorio los organismos de ca., 6 mm de longitud fueron mantenidos con aireación constante, a 13 ± 1 ºC y alimentación en base a microalgas. Para el ensayo se utilizó cubetas con 200 g de sedimentos y 300 mL de agua de mar filtrada en que se mantuvieron los organismos por un período de 10 días, sin aireación ni alimentación. Los resultados se contrastaron contra controles negativos, preparados con sedimentos del lugar de extracción de los organismos. Los ensayos de sensibilidad (control positivo) se condujeron con soluciones de K 2 Cr 2 O 7 grado p.a entre 0 y 100 ug L–1 por un período de 4 días. Los ensayos se realizaron en forma paralela, con 5 individuos por cubeta y en triplicado. Prueba de supervivencia con T. longicornis. El ensayo se realizó según las especificaciones de Larrain et al. (1998a). Hembras ovígeras adultas fueron recolectadas con un tamiz de 250 µm y cultivadas en acuarios de vidrio, hasta la eclosión de las larvas, con aireación constante y alimentación en base a microalgas. El ensayo se condujo con organismos juveniles de una misma cohorte de ca., 15 días de vida (i.e., 0,6 mm de longitud). Se utilizó 10 mL de elutriado preparado con el sedimento bajo prueba. Los resultados se contrastaron con controles negativos. Los ensayos de sensibilidad se condujeron con soluciones de K2Cr2O7 p.a entre 1 y 100 ug L –1. Los ensayos se condujeron por 48 h en forma paralela, con 5 individuos por cubeta y en triplicado. Prueba de crecimiento con I. galbana y D. tertiolecta. Los ensayos se condujeron según la metodología propuesta por la U.S. Environmental Protection Agency (USEPA, 1988 y 1991).

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Las microalgas fueron cultivadas con el medio de cultivo Guillar a 17 ºC ± 1 y luz PAR continua de 28.000 lux. Se utilizó 10 mL del elutriado preparado con el sedimento bajo prueba e inóculos de cultivo en fase de crecimiento exponencial. Los resultados se contrastaron con controles negativos. El análisis de sensibilidad se realizó con concentraciones de K2Cr2O7 p.a. entre 0 y 100 mgL –1 y entre 0 y 100 ugL–1 de sulfato de cobre. Los ensayos se realizaron en forma paralela y en cuadruplicado. La densidad celular (cel. mL –1) fue determinada mediante recuento de células con cámara de Neubauer estándar de 0,1 mm de altura y 1 mm2 de área, a tiempo cero y a 96 h. Análisis estadísticos. Los índices del ensayo de sensibilidad i.e., LC50 para A. araucana y T. longicornis; EC50 en el ensayo de A. spatuligera y el IC50 en I. galbana y D. tertiolecta, fueron calculados mediante el método Probit (Finney, 1971). Para analizar la normalidad de los datos se aplicó el test de Shapiro-Wilk y para observar la homogeneidad de la varianza el test de Cochrane. Posteriormente, se comparó los tratamientos respecto de los controles de los grupos de muestras recolectadas en el centro de los sectores muestreados y las muestras recolectadas cercano a las balsas jaula, a través de una prueba paramétrica de ANOVA. Se comparó además, para las áreas 3, 4 y 5 la información de las pruebas de fecundación con A. spatuligera y de supervivencia de A. araucana y T. longicornis, entre las campañas CIMAR 11 Fiordos y de ésta campaña, CIMAR 12 Fiordos. El trabajo estadístico se realizó aplicando el paquete estadístico Statistica versión 6.0 (StatSoft. Inc. 2001). RESULTADOS Prueba de fecundación con A. spatuligera. El análisis de sensibilidad de los gametos de A. spatuligera frente al sulfato de cobre arrojó un EC50 = 15,71 de ug L–1. Los controles negativos presentaron un promedio de fecundación de 99,8 ± 0,5%. El análisis realizado con el elutriado del sedimento de cada muestra tuvo

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porcentajes de fecundación significativamente menor respecto al grupo control en las estaciones Est. 6 y Est. 7, área 5 (prueba a posteriori de Dunnett) (F(12, 39)=4,4355; p=0,00019) (Fig. 2). En las muestras recolectadas cerca de las balsas jaulas (sector costero), el porcentaje de fecundación observado en los ensayos fue significativamente menor al obtenido en las muestras del sector central y diferente del grupo control. Los porcentajes de fecundación en función del lugar (control, sector central y sector cercano a las balsas jaulas) presentaron diferencias significativas (K-W: 16,27; g.l: 21; p: 0,0003) con mayores porcentajes de fecundación en los controles y sector central, respecto de las muestras cercanas a las balsas jaulas. Los porcentajes de fecundación en las muestras recolectadas cerca de las balsas jaulas, presentaron en promedio un 84,56% de fecundación (Fig. 2). La comparación de los resultados promedios por áreas, respecto de los porcentajes de fecundación en las pruebas con A. spatuligera, entre las campañas CIMAR 11 Fiordos y CIMAR 12 Fiordos, para las áreas 3, 4 y 5, no presentó diferencias significativas p > 0,05 (F(1,17) = 0,357; p = 0,557) (Fig. 3). Prueba de supervivencia con A. araucana. El análisis de sensibilidad de los organismos de A. araucana utilizados en este ensayo frente a soluciones de dicromato de potasio arrojó un LC50 de 44,37 mg/L. Los controles negativos presentaron un promedio de supervivencia de 100 ± 0 %. El porcentaje de supervivencia fue significativamente menor sólo en la estación QL9 del sector Quellón – Laitec (área 4) respecto al grupo control (prueba a posteriori de Dunnett) (F(12, 26)=13,21; p=0,000001), (Fig. 4), situación que no fue observada en los demás ensayos. El análisis de diferencias significativas en los ensayos de supervivencia de A. araucana, entre los resultados de esta campaña (CIMAR 12 Fiordos) respecto de los ensayos realizados en las mismas áreas durante la campaña CIMAR 11 Fiordos, no mostró diferencias significativas p > 0,05 (F(1,17) = 0,357; p = 0,557), pero si una mayor variabilidad (Fig. 5).

Prueba de supervivencia T. longicornis. El análisis de sensibilidad de los organismos de T. longicornis utilizados en este ensayo arrojó un LC50 de 46,92 µg L–1 para sulfato de cobre. Los controles negativos presentaron un promedio de supervivencia de 100 ± 0,0 %. En el análisis de toxicidad realizado con elutriado del sedimento de cada muestra el porcentaje de supervivencia fue significativamente menor respecto del control en las estaciones Est. 7 (área 5) y CL 3 (área 3) p >0,05 (prueba a posteriori de Dunnett) (F(12, 34)= 1,9894; p=0,05744) (Fig. 6). T. longicornis reveló problemas de toxicidad en dos muestras distintas que A. araucana, pero no mostró diferencias significativas respecto de las muestras analizadas en la campaña CIMAR 11 Fiordos (F1,17) = 2,089; p = 0,166 (Fig. 7 ). Prueba de crecimiento con I. galbana. El análisis de sensibilidad del cultivo de la microalga I. galbana frente a soluciones de dicromato de potasio mostró IC50 de 40 mg L–1. El crecimiento de la microalga fue significativamente mayor en los elutriados de los sedimentos recolectados en el sector central respecto al grupo control, menos CL2 (área 3) y LY3 (área 3); ambos no presentaron diferencias significativas en el crecimiento respecto de los controles negativos (prueba a posteriori de Tukey) (F(12, 26)= 10,871; p=0,000001), es decir, mostraron un crecimiento semejante (Fig. 8). En las muestras recolectadas cerca de las balsas jaulas, la comparación de los resultados con el sector central revelan diferencias significativas en el porcentaje de crecimiento en función del lugar (control, sector central y sector cercano a balsas jaulas), con mayor crecimiento en las muestras tomadas en el sector central (K-W: 18.40; g.l:23 p: 0,0001) (Fig 8). Se observó resultados semejantes en los ensayos con D. tertiolecta (Fig. 9), con diferencias significativas en el porcentaje de crecimiento de la microalga respecto de las áreas, siendo menor en los sedimentos recolectados en el sector cercano a las balsas jaulas. (K-W: 4.56; g.l:26 p=0.03).

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Calidad ecotoxicológica de sedimentos en sectores del mar interior de Chiloé.

Arbacia spatuligera 120 100

60 40

C.negativo

Área 3

Área 4

Área 5

Área 3

Sector Costero

Área 4

E7

E6

E5

QL9

QL6

QL5

QL4

LY 3

LY 2

CL3

18_3

16_3

20_1

98-2

126-1

96-3

81-1

78-1

80-3

99-1

0

CL2

20 Control

Fecundación (%)

80

Área 5

CIMAR 12 Fiordos

Fecundación (%) A. spatuligera

Fig. 2: Porcentaje de fecundación promedio (± d.e.) de los ensayos con A. spatuligera en control negativo, sedimentos recolectados en el sector costero cercano a balsas jaulas y sector central (campaña CIMAR 12 Fiordos, noviembre 2006) en el mar interior de Chiloé. Fig. 2: Average percentage of fecundation (± s.d.) for the A. spatuligera assays (negative control), with coastal sediments collected around the platform cages and sediments from the central sector (CIMAR 12 Fiordos, November 2006) of the mar interior de Chiloé.

100 80 CIMAR 11 Fiordos

60

CIMAR 12 Fiordos

40 20 0 Área 3

Área 4

Área 5

Áreas de muestreo

Fig. 3: Resultados promedios de los ensayos de fecundación con A. spatuligera en muestras recolectadas durante las campañas CIMAR 11 Fiordos (julio 2005) y CIMAR 12 Fiordos (noviembre 2006), para las áreas 3, 4 y 5. No se observa diferencias significativas (p > 0,05). Fig. 3: Average results of the fecundation assays with A. spatuligera in samples collected during the CIMAR 11 Fiordos (July 2005) and CIMAR 12 Fiordos (November 2006) for areas 3, 4 and 5. No significant differences were observed (p > 0.05).

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Ampelisca araucana 120

Supervivencia (%)

100 80 60 40 20 0 Control

CL2

CL3

LY2

Área 3

LY3

CQ3

QL4

QL5

Área 4

QL9

E5

E6

E7

Área 5

CIMAR 12 Fiordos

Fig. 4: Porcentaje supervivencia promedio (±d.e) de A. araucana en los ensayos con sedimentos del mar interior de Chiloé y sus controles. Campaña CIMAR 12 Fiordos, noviembre 2006. Fig. 4: Average survival (percentage ± s.d.) of A. araucana in the assays with sediments from the mar interior de Chiloé and its controls. CIMAR 12 Fiordos, November 2006.

Fig. 5: Resultados promedios de los ensayos de supervivencia con A. araucana en muestras recolectadas durante las campañas CIMAR 11 Fiordos (Julio 2005) y CIMAR 12 Fiordos (Noviembre 2006), para las áreas 3, 4 y 5. No se observa diferencias significativas (p > 0,05). Fig. 5: Average results of the fecundation assays with A. spatuligera in samples collected during the CIMAR 11 Fiordos (July 2005) and CIMAR 12 Fiordos (November 2006) for areas 3, 4 and 5. No significant differences were observed (p > 0.05).

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Calidad ecotoxicológica de sedimentos en sectores del mar interior de Chiloé.

Tisbe longicornis

120 Supervivencia (%)

100 80 60 40 20 0 Control

CL2

CL3

LY2

Área 3

LY3

CQ3

QL4

QL5

Área 4 CIMAR 12 Fiordos

QL6

QL9

E5

E6

E7

Área 5

Fig. 6: Porcentaje supervivencia promedio (±d.e) de T. longicornis en los ensayos con sedimentos del mar interior de Chiloé y sus controles. Campaña CIMAR 12 Fiordos, noviembre 2006. Fig. 6: Average percentage of growth (± s.d.) for T. longicornis in elutriates of control sediments taken near platform cages and in the central sector of the mar interior de Chiloé during CIMAR 12 Fiordos.

Fig. 7: Resultados promedios de los ensayos de supervivencia con T. longicornis en muestras recolectadas durante las campañas CIMAR 11 Fiordos (Julio 2005) y CIMAR 12 (Noviembre 2006), para las áreas 3, 4 y 5. No se observan diferencias significativas (p > 0,05). Fig. 7: Average results of the fecundation assays with T. longicornis in samples collected during the CIMAR 11 Fiordos (July 2005) and CIMAR 12 Fiordos (November 2006) for areas 3, 4 and 5. No significant differences were observed (p > 0.05).

26 400 360 320 280 240 200 160 120 80 40 0

Control negativo

Área 4

Área 5

Área 3

Área 4

Sector Costero

E7

E6

E5

QL9

QL6

QL5

LY3

QL4

LY2

CL3

CL2

18=3

16=3

20= 1

98- 2

Área 3

126-1

96- 3

81- 1

80- 3

99- 1

Isochrysis galbana

78- 1

Promedios Cel/mL* 104

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Área 5

CIMAR 12 Fiordos

Fig. 8: Porcentaje de crecimiento promedio (±d.e.) de I. galbana en elutriados de sedimentos control, sector cercano a balsas jaulas y sector central durante la campaña CIMAR 12 Fiordos en el mar interior de Chiloé. Fig. 8: Average percentage of growth (± s.d.) for I. galbana in elutriates of control sediments taken near platform cages and in the central sector of the mar interior de Chiloé during CIMAR 12 Fiordos.

Dunaliella tertiolecta

140

100 80 60 40

Control negativo

Área 3

Área 4

Sector Costero

Área 5

Área 3

Área 4

E7

E6

E5

QL9

QL6

QL5

QL4

LY3

LY2

CL 3

CL 2

18=3

16=3

98-2

96-3

81-1

80-3

99-1

78-1

0

20 =1

20 126-1

Promedios Cel/mL* 104

120

Área 5

CIMAR 12 Fiordos

Fig. 9: Porcentaje de crecimiento promedio (±d.e.) de D. tertiolecta en elutriados de sedimentos control, sector cercano a las balsas jaulas y sector central durante CIMAR 12 Fiordos en el mar interior de Chiloé. Fig. 9: Average percentage of growth (± s.d.) for D. tertiolecta in elutriates of control sediments taken near platform cages and in the central sector of the mar interior de Chiloé during CIMAR 12 Fiordos.

Calidad ecotoxicológica de sedimentos en sectores del mar interior de Chiloé.

DISCUSIÓN Los ensayos realizados con los sedimentos recolectados en los sectores centrales i.e., ensayos de fecundación con gametos de A. spatuligera (Fig. 2), de supervivencia con A. araucana (Fig. 4) y T. longicornis (Fig. 6) no mostraron problemas de toxicidad; salvo en puntos muy específicos. Por ejemplo, en el caso de los ensayos de fecundación, éstos mostraron diferencias estadísticamente significativas en dos estaciones (Est. 6 y Est. 7 del área 5). Sin embargo, de acuerdo a la escala de calidad propuesta por Aguirre et al. (2009) fecundaciones superiores al 95% podrían ser consideradas semejante a los controles negativos. Situación que no fue diferente de lo observado en los ensayos de toxicidad con sedimentos, del sector central de las áreas estudiadas en el mar interior de Chiloé durante la campaña CIMAR 10 Fiordos (Rudolph et al., 2007) y CIMAR 11 Fiordos (Rudolph et al., 2009). Del mismo modo, en el centro de los canales en las áreas 3, 4 y 5 (Fig. 1) no se observó diferencias significativas, al comparar los resultados promedios de los ensayos realizados con A. spatuligera, A. araucana y T. longicornis durante la campaña CIMAR 11 Fiordos (julio 2005) y campaña CIMAR 12 Fiordos (noviembre 2006) ver Figs. 3, 5 y 7. Aunque debe reconocerse que los promedios enmascaran el comportamiento de muestras aisladas y que este comportamiento puede ser significativo en el sector donde se detectan las anomalías (Chapman, 2002). Las diferencias observadas en el índice de crecimiento en los ensayos con I. galbana y D. tertiolecta, respecto de los controles, correspondió a un sobre-crecimiento de la microalga respecto de los controles preparados con agua de mar filtrada. Esto puede ser explicado por la presencia de nutrientes liberados durante la preparación de los elutriados de los sedimentos sometidos a prueba. En este estudio un 83% de las muestras de sedimentos habría formado un elutriado rico en nutrientes, lo que habría estimulado el crecimiento de las microalgas. Las muestras que no presentaron diferencias en el

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crecimiento de las microalgas, demostraron un crecimiento semejante a los controles, es decir, no se observó una disminución en su crecimiento, lo que podría ser atribuido a la ausencia de nutrientes y de tóxicos biodisponibles. Resultados semejantes se observó en los ensayos de toxicidad realizados con D. tertiolecta en estaciones de las áreas 3 y 4, campaña CIMAR 11 Fiordos (Rudolph et al., 2009). La acumulación de sedimentos ricos en nutrientes es un problema no menor, ya que puede conducir al desbalance del ecosistema. En las muestras recolectadas en la zona costera cerca de las balsas jaulas, los ensayos conducidos con A. spatuligera presentaron un porcentaje de fecundación promedio de sólo 84,56% (Fig. 2), muy por debajo del 95% que se considera sin alteración. La baja en los porcentajes de fecundación, de acuerdo al criterio de calidad propuesto por Aguirre et al. (2009) caería en la categoría de “muestras tóxicas”. Del mismo modo, los ensayos conducidos con las muestras recolectadas en la zona costera cerca de las balsas jaulas utilizando I. galbana y D. tertiolecta, mostraron diferencias significativas en su crecimiento, respecto del sector central en las mismas áreas, respuestas que hacen necesario un análisis mayor, que permita identificar y buscar mitigar la alteración producida. Sería necesario realizar en los sectores costeros en que se observó alteración una “evaluación del riesgo ecológico”, como lo plantea McGree et al. (2008), un análisis conjunto de las caracterización física y química de los sedimentos y del comportamiento de las comunidades bentónicas. Los cambios generados por el uso y usufructo de la zona costera, debe ser monitoreados con la máxima rigurosidad, con el propósito de hacer sostenible las actividades que allí se realizan. AGRADECIMIENTOS Los autores agradecen al Comité Oceanográfico Nacional por el financiamiento

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Revista Ciencia y Tecnología del Mar, Vol. 33 (1) - 2010

de esta investigación a través del Proyecto CONA-12F 06-07; al Proyecto INNOVA CHILE 05CN11IPM-25 al permitirnos trabajar muestras de sedimentos costeros. Por la toma de muestras durante el Crucero al Sr. R. Ahumada-Rudolph (UCSC) y al Prof. Pablo Venegas (Laboratorio de Acuicultura, UCSC), por permitirnos trabajar en su laboratorio con condiciones reguladas de temperatura. REFERENCIAS AGUIRRE-MARTÍNEZ, G., A. RUDOLPH, R. AHUMADA, R. LOYOLA R. & V. MEDINA. 2009. Toxicidad no específica en sedimentos portuarios, una aproximación al contenido de contaminantes críticos. Revista de Biología Marina y Oceanografía 44(3): 725-735. ALTAMIRANO-CHOVAR, C., A. RUDOLPH & R. SEPÚLVEDA. 2006. Diferential sensitivity to varying degrees of human influence in juvenile Semimytilus algosus (Gould, 1950) (Mollusca:Mytilidae): From four coastal sites in south-central Chile. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 77: 171-178. BODINEAU, L., G. THOUMELIN, V. BÉGHIN & M. WARTEL. 1998. Tidal time changes in the composition of particulate organic matter within the estuarine turbidity maximum zone in the macrotidal Seine Estuary, France: the use of fatty acid and sterol biomarkers. Est. Coastal Self Sci. 47: 37-49. BUSCHMANN, A. H., M. TROELL & N. KAUTSKY. 2001. Integrated algal farming: a review. Cah. Biol. Mar. 42: 83-90. BUSCHMANN, A. H., V. A. RIQUELME, M. C. HERNÁNDEZ, D. VARELA, J. E. JIMÉNEZ, L. A. HENRÍQUEZ, P. A. VERGARA, R. GUIÑEZ & L. FILEÚ. 2006. A review of the impacts of salmonid farming on marine coastal ecosystems in Southeast Pacific. ICES Journal of Marine Science 63: 1.338-1.345.

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