informe ampliatorio del denominado: anÁlisis crÍtico del Área seleccionada para la instalaciÓn...
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Ampliación de estudios a pedido del opds, Informe IADOTRANSCRIPT
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INFORME AMPLIATORIO DEL DENOMINADO: ANÁLISIS CRÍTICO DEL
ÁREA SELECCIONADA PARA LA INSTALACIÓN DE LA PLANTA DE
REGASIFICACIÓN DE GNL EN PUERTO CUATREROS
INTRODUCCION
El presente documento se genera como respuesta a la solicitud realizada por el
Organismo Provincial de Desarrollo Sostenible (OPDS) por medio de la Carta
Documento Nº CD 787806525 con fecha 07 de febrero de 2012. El mismo contiene
información complementaria y aclaratoria del denominado informe “Análisis crítico del
área seleccionada para la instalación de la planta de regasificación de GNL en Puerto
Cuatreros”, elaborado por la Comisión Científica del Instituto Argentino de
Oceanografía con fecha 14 de noviembre de 2011.
Este documento esta organizado en cinco aéreas temáticas: Geografía, Hidrodinámica,
Sísmica de Alta Resolución, Química Marina y Biología Marina. A su vez, cada una de
ellas incluye subtemas específicos relacionados con el potencial dragado de la zona
interna del estuario y algunos comentarios que devienen del análisis del Estudio de
Impacto Ambiental (EIA).
Esta Comisión Científica reafirma, por las razones expuestas en ambos documentos
presentados al OPDS, que el sitio propuesto para el emplazamiento del muelle
regasificador, que implicaría el dragado del Canal Principal hasta Puerto Cuatreros, es
inapropiado. En tal sentido se recomienda la relocalización de la obra y una evaluación
integral del proyecto que armonice con una planificación regional adecuada.
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GEOGRAFÍA
El arroyo Napostá Chico Este es un curso de agua que nace en el extremo sur del cordón
de Ventana, la cuenca hidrográfica tiene una superficie de 920 km2 y desemboca en la
laguna Unamuno (Bohn et al., 2004), en el partido de Coronel Rosales, a unos 35 km
del cordón mencionado (Fig. 1). Por lo tanto no se continúa en el Napostá Grande, no
comienza en el centro urbano de la ciudad de Bahía Blanca ni desemboca en el canal
Principal del estuario de Bahía Blanca, en cercanías de la Termoeléctrica. Este error se
observa tanto en la cartografía como en el texto del EIA (Cap. 4 LBA pág. 111 y 112).
Fig. 1 Cursos hídricos en la
región de Bahía Blanca, al
Este el Arroyo Napostá Chico.
(Fuente: Base GIS IADO)
El arroyo Maldonado no es un curso que nace en la planicie surventánica (Cap. 4 LBA
pág. 111). Éste es un curso urbano que se desprende del arroyo Napostá Grande, en el
área del Parque de Mayo, localizado a quince cuadras del centro de la ciudad. Se lo
canalizó a mediados del siglo XX para aliviar el drenaje de la ciudad. (Varela &
Cercana, 2008).
Los arroyos que desembocan en forma permanente en el estuario de Bahía Blanca son el
Napostá Grande y los dos brazos del Sauce Chico. Los arroyos Bahía del Pejerrey y
Galván no forman parte de los principales arroyos que arriban al canal Principal (Cap. 4
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LBA pág. 112, Fig. 63) y no existen como tales sino que son canales de marea, aunque
se los denomine arroyos, que no se continúan en el continente.
La toponimia de las unidades morfológicas del estuario de Bahía Blanca obedece en su
mayor parte a las expresiones utilizadas por los pescadores (Melo et al., 2006)
generalmente inmigrantes arribados desde el siglo XIX a la región de Bahía Blanca. De
esta manera, bautizaban por asociación o semejanzas a las geoformas estuariales y por
esta razón nacen términos tales como “ría” para el Canal Principal y “arroyos” para los
canales de marea menores. Esta situación también ha sido malinterpretada debido a que
algunos cursos continentales, como el arroyo Maldonado y el Saladillo de García, tienen
su continuidad como canales de marea en el área estuarial. Dicha terminología fue
recuperada para la totalidad del estuario en la carta “Ría de Bahía Blanca” realizada por
Bernárdez en 1984 (Melo et al., 2006). Actualmente, en la toponimia cartográfica se
sigue empleando los términos utilizados por los pescadores y con el agregado del
término tradicional como parte del nombre de la geoforma. Es así que se reconoce un
canal de marea como “Bahía del Pejerrey” y al canal de marea Galván como “Arroyo
Galván”. Esta situación se ve reflejada en la carta de 1969 del Instituto Geográfico
Militar (IGM, hoy IGN) que nombra a los cursos mencionados en el área estuarial como
“arroyos”. Se debe aclarar que esta institución cartografió con gran detalle el área
continental, y con menor precisión las áreas litorales, estuariales y marítimas. En este
contexto, el IGM mencionó en la carta de Bahía Blanca de 1969 al “Canal Principal”
como “Estuario de la Bahía Blanca” y a la compleja red de planicies de marea e islas
como “Mar Argentino”.
Dado que los canales de marea contienen áreas de importante valor ecológico y son
extremadamente sensibles a los cambios causados por factores naturales o interferencia
humana, es muy importante su debido reconocimiento para entender los complejos
procesos que actúan en ellos (Ginsberg et al., 2009) Asimismo, son los cursos hídricos
(ríos y arroyos en su sentido estricto) los que definen como tal a los estuarios (Perillo,
2004), razón por la cual la toponimia utilizada para definir una geoforma no debe ser
confundida en su funcionalidad ambiental.
El Canal Principal tiene aproximadamente 800 km2 de superficie cubierta por agua; sin
embargo, en condiciones de pleamar las aguas no cubren una superficie de 2300 km2
(Cap. 4 LBA pág. 108), ya que esta cifra corresponde no al canal sino a la totalidad del
estuario.
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El estuario se localiza entre las coordenadas de los 38º 40´ y los 39º 20´ de latitud Sur y
no entre los 30º S y 40º S. Esto es un importante error pues la latitud de 30 º está
localizada 1000 km al norte del estuario (Cap. 4 LBA pág. 8). Asimismo, en el capítulo
“Hidrología” del EIA se lo localiza entre los 38º y los 35º de latitud Sur y sin embargo
este último valor está a escasos kilómetros de la ciudad de La Plata. Las coordenadas de
la estación meteorológica del aeropuerto de Bahía Blanca (Bahía Blanca Aero), están
ubicadas a 38º 44´ de latitud sur y 62º 01´ de longitud oeste. La posición expresada
como 38,44º y 62,1º (Cap. 4 LBA pág. 9) se corresponde con el formato de décimas de
grado donde el error de posicionamiento representa aproximadamente 32 km de
desplazamiento.
En la caracterización climática de la región de Bahía Blanca, las precipitaciones no
presentan un descenso marcado de Oeste a Este, (Cap. 4 LBA pág. 9) sino que es a la
inversa de Este a Oeste (Bohn et al., 2011). Si bien esto podría tomarse como un error
de escritura, modifica completamente su interpretación y puede acarrear consecuencias
negativas.
En el medio antrópico, se aclara que la jurisdicción del área bajo estudio no solo
pertenece al partido de Bahía Blanca (Cap. 4 LBA pág. 188). Las áreas continentales al
sur del Canal Principal pertenecen al partido de Villarino, donde el límite entre ambos
son un brazo del arroyo Sauce Chico y luego su continuación por el eje central del
mencionado canal.
Históricamente el área costera tuvo un uso recreacional intenso. Los balnearios
Boulevard, Maldonado, Colón, el área de Puerto Galván-Ing. White y la zona ocupada
actualmente por la central termoeléctrica eran los balnearios populares de la ciudad,
generándose en estas áreas proyectos urbanísticos que no pudieron llevarse finalmente a
cabo por diversas razones (Dozo, 2011). Estos sitios desaparecieron como áreas
recreacionales con los proyectos de crecimiento portuario en la década de 1970,
sobreviviendo solo el Balneario Maldonado (Ercolani & Seguí Llinas, 2005). Durante
esta misma década, la planicie de marea que se desarrolla entre Puerto Galván y el
balneario Maldonado se seleccionó como sitio para el basural municipal denominado
“Belisario Roldán”. A su vez, desde el balneario Maldonado hasta Puerto Cuatreros,
último sitio libre de la franja costera periurbana, no existen caminos de acceso que
permitan el ingreso del público a la costa. De esta manera, los bahienses se vieron
obligados a retirarse del uso costero recreativo extensivo, donde sólo en los clubes
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náuticos y el Balneario Maldonado se permitió un uso recreativo oficial. Esto provocó
que la relación de la población con el estuario en materia de esparcimiento se haya visto
limitada. Por lo tanto, a excepción de Pto. Cuatreros (área en riesgo de ejecutarse el
dragado), en Bahía Blanca las posibilidades de acceso a la “ría” históricamente no han
estado asociadas a la actividad portuaria (Cap. 4 LBA pág. 280 y Cap. 6. Evaluación de
Impactos, pág. 73), sino justamente todo lo contrario.
Las visuales del estuario que están dominadas por la expansión portuaria, como
ciertamente lo indica el EIA, no presentan una calidad estética elevada (Cap. 6.
Evaluación de Impactos, pág. 73). Por lo tanto, esto también estaría señalando que
dicha expansión hacia la zona interna afectaría la visual en su totalidad y el uso del
frente costero que aún le puede quedar a la ciudad. A su vez, en el proyecto Adefrance
(Adefrance, 2010), en cuyo desarrollo intervino personal del IADO y en el “Plan de
Desarrollo Local de Bahía Blanca 2009-2028” (MBB, 2009), si bien ambos proyectos
proponen un impulso portuario regional, también formulan la creación de la Reserva
Parque Paseo del Estuario desde Puerto Cuatreros hasta el canal Maldonado.
Contrariamente a lo que expresa el EIA (Cap. 6. Evaluación de Impactos, pág. 72), esta
situación sumada a expresiones vertidas por los participantes en la Audiencia Pública y
a los movimientos de grupos de ciudadanos, hace suponer que la incorporación de usos
portuarios/industriales al este de Puerto Cuatreros, entendiendo con ello la presencia de
un muelle y la operatoria del buque regasificador, no resultarían compatibles con los
objetivos asociados al modelo territorial deseado.
Bibliografía citada
Adefrance. 2010. Esquema de ordenamiento y desarrollo de la “Bahía Blanca 2028 »
Síntesis. Seminario del 16 abril 2010 Bahía Blanca. http://www.adefrance.fr/
Bohn V.Y., Piccolo M.C. & Perillo G.M.E. 2011. Análisis de los períodos secos y
húmedos en el sudoeste de la provincia de Buenos Aires (Argentina). Revista de
Climatología. Vol. 11 (2011): 31-43 ISSN 1578-8768
Bohn V.Y., Perillo G. M.E. & Piccolo M. C. 2004. Calidad y aprovechamiento del agua
de la laguna Unamuno (Buenos Aires, Argentina). Papeles de Geografía, 40; pp.
173-184
Cuadrado D.G. & Melo, W.D. 2004. Deriva Litoral en Punta Tejada (Estuario de Bahía
Blanca). X Reunión Argentina de Sedimentología. San Luis. Argentina: 49
6
Dozo A.L. 2011. Conociendo la ciudad: Agustín de Arrieta. Aeroposta Nº23. Lahitte y
Asoc. http://www.aeroposta.com.ar
Ercolani P. & Seguí Llinás M. 2005. El Espacio Del Ocio En La Ciudad: El Ejemplo De
Bahía Blanca, Provincia De Buenos Aires, Argentina. Anais do X Encontro de
Geógrafos da América. São Paulo
Ginsberg S.S., Aliotta S. & Lizasoain G. 2009. Sistema interconectado de canales de
marea del estuario de Bahía Blanca, Argentina: evaluación de la circulación de
sedimento como carga de fondo por métodos acústicos. Lat. Am. J. Aquat. Res.,
37(2): 231-245
MBB. 2009. “Plan de Desarrollo Local de Bahía Blanca 2000-2028”. Ideas para
consensuar la Bahía Bicentenaria 2009/2028.
http://www.bahiablanca.gov.ar/obras/bahiabicentenaria.php
Melo W.D., Piccolo M.C. & Perillo G.M.E. 2006. Cartografía del estuario De Bahía
Blanca. XXIII Reunión Científica Asociación Argentina de Geofísicos y
Geodestas.
Perillo, G.M.E. 2004. "¿Por qué Bahía Blanca es un estuario?" En: Piccolo, M.C. y
Hoffmeyer, M.S. (Comp.) Ecosistema del Estuario de Bahía Blanca. Bahía
Blanca, Instituto Argentino de Oceanografía. 11-19 pp.
Varela H. & Cercana J. L. 2008. Valle del arroyo Napostá. Análisis y Conclusiones.
Municipalidad de Bahía Blanca. Dirección de Planeamiento Urbano UTN-
FRBB-DIC-EPU
HIDRODINÁMICA
NOTA: todos los comentarios, salvo indicación específica, se refieren al Capítulo 04
LBA Rev0 del EIA DRAGADO.
En el EIA se toman textualmente párrafos de publicaciones realizadas por más de 30
años por los diferentes grupos del IADO sin mencionar de donde fueron extraídos.
Con respecto a la bibliografía utilizada en la parte hidrodinámica, todo el informe se
basa fundamentalmente en el trabajo de Montesarchio & Lizasoain (1981). Sobre el
mismo se deben hacer las siguientes observaciones: esta bibliografía es antigua y
desactualizada (ver más adelante), en temas de dinámica y de transporte de sedimentos.
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El trabajo citado es un Informe Técnico interno del IADO el cual no fue evaluado por
pares externos, por lo que no se le puede dar el carácter de una publicación equivalente
a los trabajos publicados en revistas nacionales e internacionales con jurados que los
evalúan. En dicho trabajo, se aprecian errores de concepto y en él se extraen textos de
otras publicaciones sin citarlas e incluso con errores de traducción o interpretación. En
varias oportunidades se utilizaron las tablas de datos que figuran en Montesarchio &
Lizasoain (1981) para trabajos posteriores (Perillo & Sequeira, 1989; Cuadrado et al.,
1994), pero antes de poder utilizarlos hubo que hacer un significativo reanálisis de los
mismos con sus consecuentes correcciones. Como se indica en el EIA, esos fueron los
datos utilizados para validar el modelo, entonces dicho modelo puede tener errores
significativos que no se pueden apreciar de la información presentada en el EIA. Estos
aspectos solamente son suficientes como para considerar que la bibliografía de base
empleada (Montesarchio & Lizasoain, 1981) es inadecuada para su uso en un EIA.
Como ejemplo de los errores de concepto que aparecen en el EIA, se puede mencionar
la discusión en la pág. 42, sobre la estimación del número de Reynolds. Sin embargo,
en ningún trabajo sobre estuarios se analiza este número porque es conocido que, salvo
que la velocidad sea cero, los estuarios son siempre turbulentos (ver e.g., Dyer, 1998).
Pero lo que involucra un error conceptual es que en el primer párrafo de la pág. 43
consideran que el régimen es turbulento cuando "Re > 103". En todo libro que incluya
conceptos básicos de hidrodinámica (e.g., Streeter & Wylie, 1979; Daily & Harleman,
1966) se demuestra que un sistema es turbulento cuando Re > 105 (100.000).
En el EIA se analizan además las corrientes medidas para un estudio de impacto y
modelización de la instalación de la Planta Termoeléctrica durante el año 1983 basados
en el trabajo de Montesarchio & Lizasoain (1981). Desde esa fecha a la actualidad el
Canal Principal y los canales secundarios que desembocan en aquel han sufrido
numerosas modificaciones geomorfológicas naturales y artificiales (ver Ginsberg &
Perillo, 1990, 2004) que han cambiado parcialmente el patrón de circulación del
estuario. Los datos de Perillo et al. (2010) en esa misma zona muestran que los valores
publicados en 1981 no se corresponden con los actuales.
Los autores del EIA utilizan la descripción geomorfológica basada en Bróndolo &
Bazán (2000). Ambas profesionales son geógrafas que realizaron la obra "Geografía de
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Bahía Blanca y Partido de Coronel Rosales" con un criterio regional, general y
descriptivo basado sobre la recopilación de otros estudios. En este texto no se
profundiza sobre los aspectos particulares de los ambientales estuariales, por lo tanto su
interpretación geomorfológica presenta errores. Sin embargo, en el EIA no se utilizan
las descripciones realizadas en trabajos más actualizados, si bien son citados dentro de
la bibliografía del mencionado informe, y que están en concordancia con los estándares
internacionales. Parte de esta bibliografía se cita a continuación:
Perillo, G.M.E., M.C. Piccolo, E. Parodi & R.H. Freije. 2001. The Bahía Blanca
estuary, Argentina. En: U. Seeliger y B. Kjerfve (eds.) Coastal Marine Ecosystems of
Latin America, Springer-Verlag, Heidelberg.
Perillo, G.M. 1995. Definitions and geomorphologic classifications of estuaries. En:
Perillo, G. (ed). Geomotphology and sedimentology of estuaries. Developments
in Elsevier Science, pp 17-47.
Perillo, G.M.E. & Piccolo M.C. 1999. Geomorphological and Physical Characteristics
of the Bahía Blanca Estuary, Argentina. The Argentina estuaries: a review. In:
G.M.E. Perillo, M.C. Piccolo y M. Pino-Quivira (eds.), Estuaries of South
America: Their Geomorphology and Dynamics. Germany: Springer. pp. 195-
216.
En la pág. 27 del EIA se presenta el siguiente texto "Es decir que actualmente la
cantidad de sedimento que sale del sistema estuarial es mayor al que ingresa. Sin
embargo, ello no significa que la totalidad del estuario se encuentra en erosión, ya que
las planicies de marea son ambientes depositacionales principalmente para el material
más fino (limo y arcilla), así como lo son los bancos submareales para la arena”. Esta
expresión, no se fundamenta y no tiene cita bibliográfica que demuestre lo contrario a lo
que se viene explicando desde Perillo (1989) y en trabajos sucesivos donde se
demuestra claramente que la mayor parte de las planicies de marea están en un estado
erosivo (e.g., Minkoff et al., 2006)
En la misma pág. 27 y referido a amplitudes de marea, dice: “...desde 2,5 m en el
sector exterior a las islas hasta incluso superar los 5 m en el sector más interior del
Canal Principal.” No hay cita que demuestre el valor de 5 m. Los únicos que midieron
9
valores de marea de 4 m fueron Perillo & Piccolo (1991). No hay otros estudios
posteriores que demuestren valores mayores a 4 m.
En la página 47 y siguientes, se hace un análisis del transporte de sedimentos
fundamentalmente en suspensión, con serias confusiones sobre la formulación a aplicar
y con interpretaciones erróneas. Para ello se indican solo algunos ejemplos de esos
errores de concepto:
En cualquier trabajo y aún en un informe técnico como el caso de un EIA, en las figuras
y textos que no fueron elaborados por los autores se deben citar las referencias de donde
fueron extraídos. Las figuras 24 a 29 no tienen citas, si bien todas ellas han sido
extraídas de Montesarchio & Lizasoain (1981).
La ecuación presentada debajo de la Fig. 24 en la página 47 no se corresponde con la
realidad. Para asegurar este tipo de aproximación, los autores deberían haber hecho al
menos un análisis de correlación (con sus estimaciones estadísticas correspondientes).
En ningún lugar del EIA se muestran los datos que demuestren esas correlaciones.
Tampoco existe en la bibliografía alguna cita que avale esa relación. El comportamiento
de las olas en las planicies y marismas del estuario es sumamente complejo como lo
demuestran Pratolongo et al. (2010) y bajo ningún aspecto la correlación entre la
concentración y u* debido a las olas se puede considerar lineal. Tampoco se tiene en
claro que quieren decir los autores cuando describen la variable como el "aumento de
la concentración del sedimento en suspensión" cuando esa variable no figura en la
ecuación, mientras que en la misma figura la variable C.
El último párrafo de la página 47 (sigue en la 48) constituye una interpretación errónea;
donde dice: "Del análisis de la dirección del viento con respecto a la orientación de los
canales, se puede afirmar que si la dirección promedio del viento es perpendicular al
canal considerado, se deberá producir mayor erosión en la orilla opuesta a la que
sopla el viento y en consecuencia, la pendiente de ese lado debería presentar mayor
gradiente”. Sin embargo, el fuerte gradiente que se observa en el veril sur del Canal
Principal se debe fundamentalmente a un control estructural relacionado a las
características de los depósitos antiguos y no a los efectos de las olas (generadas por el
viento) cuya influencia solo alcanza el borde superior del flanco del canal. La situación
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descripta previamente es consecuencia de la conformación geológica del estuario, que
ha sido determinado como un antiguo delta (e.g., Melo et al., 2003, 2006).
Para analizar la granulometría del sedimento en suspensión los autores del EIA
emplearon los datos y figuras presentados en el trabajo de Montesarchio & Lizasoain
(1981). Sin embargo cabe aclarar que en este ultimo trabajo se empleo una tecnología
que se ha descartado hace mas de 20 años como son los Tubos Oden. Por lo tanto,
aparece como insinuando que los autores del EIA no tomaron datos actuales en la zona
de estudio. Por lo menos ello no se muestra en la metodología ni se presentan datos
actualizados.
En la páginas 49 a 51 se hace un análisis de las velocidades de caída, los efectos de la
salinidad y las velocidades terminales de flóculos. Aquí también se incurre en errores
conceptuales. En primer lugar, las concentraciones típicas en el estuario de Bahía
Blanca son del orden de 100 mg/l, que son muy bajas como para que se puedan formar
flóculos (Winterwerp & van Kesteren, 2004). Ningún estudio realizado hasta la
actualidad en el estuario ha demostrado la presencia de flóculos. De hecho, la zona de
Puerto Cuatreros, raramente presenta sedimentos de fondo que representen depositación
reciente de sedimentos en suspensión.
El análisis del transporte de sedimentos volcado en las páginas 51 a 56 es extractado
directamente del trabajo de Montesarchio & Lizasoain (1981). Tanto en dicho trabajo
como en el EIA se hacen análisis empleando ecuaciones (e.g., la ecuación de Rouse
mostrada al final de la pág. 55) y se presentan gráficos totalmente desactualizados (ver
e.g., Dyer, 1998; Perillo, 2003) como el caso del diagrama de Hjulstrom. En el texto se
mezclan conceptos de valores medios, como el caso de la ecuación indicada con
conceptos de turbulencia (e.g., uso de la longitud de mezcla) que no se corresponden en
si mismo porque se plantean escalas de tiempo y espacio totalmente diferentes.
Los cálculos de distribución de la concentración de sedimento en suspensión realizados
entre las páginas 56 y 58 se basan en datos de estaciones tomadas en la zona exterior del
estuario cuyas condiciones dinámicas y geomorfológicas difieren marcadamente de las
correspondientes a la zona de estudio. Inclusive, los datos de Cardini (1988) - trabajo
que se menciona en el EIA pero no aparece en la cita bibliográfica- o del estudio de
1987 indicado en el EIA (final página 58) no corresponden a la zona de estudio.
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Con respecto a la sedimentología de fondo analizada en las páginas 60 y 61 se basan
otra vez en datos de Montesarchio & Lizasoain (1981) y se ignora un estudio de mucho
mayor detalle, con técnicas de muestreo y técnicas de procesamiento mucho más
modernas como el presentado por Gómez et al. (1996). Esto hace suponer que no se
contó con muestras de sedimento de la propia zona de trabajo.
MODELADO HIDRODINÁMICO
Con respecto al modelo MOHID se pueden hacer varias consideraciones. En primer
lugar, no pueden hacerse conjeturas sobre otros fines para los cuales se emplearía el
modelo ni sobre aspectos avanzados de ajustes de detalle que no figuran en el mismo.
Por otra parte, la capacidad del MOHID para realizar estas simulaciones debería haberse
sustentado en publicaciones internacionales de alto impacto que demuestren la
capacidad de dicho modelo para resolver el problema en cuestión, no en un gráfico de
batimetría (con graves fallas) del Mar Argentino totalmente irrelevante para el EIA. La
misma consultora aclara que no existe relación entre el modelo de Plataforma y el del
Estuario, por lo tanto su inclusión sólo confunde al lector/evaluador. Asimismo, en el
EIA se considera que no es relevante una figura indicando los alcances de las grillas en
un mapa. La Comisión Científica entiende que esta información es muy importante para
interpretar los resultados del modelo numérico. ¿Por qué no se utilizó el espacio
brindado a la figura del Mar Argentino para mostrar claramente los alcances (en un
mapa) de los tres modelos anidados?
En las simulaciones de viento no se aclara cuál es el período de tiempo simulado y cuál
es la dirección e intensidad del viento. No se especifican los parámetros de calibración y
en qué forma se realizó la misma. El ajuste de las figuras 4 y 5 no es tan bueno, muestra
diferencias de 50 cm en ciertas pleamares y bajamares, un error cercano al 20% de la
amplitud.
Para el ajuste del modelo no existe ninguna descripción detallada de cuál fue el proceso
de calibración ni cuáles los parámetros a calibrar en el EIA. El periodo de comparación
es extremadamente corto (12 horas) y la relación entre los datos provistos por el modelo
y las mediciones podría cambiar con el tiempo, siendo la comparación mostrada una
mera casualidad. Una calibración adecuada requeriría un período de medición de al
12
menos 30 días. Por otro lado, los desvíos estándar de las mediciones no han sido
incorporados en la Fig. 14 ,15 y 16.
Los comentarios se refieren al EIA DRAGADO CUATREROS - Cap 05 Estudios
Especiales - Rev1.
En el EIA se supone que es posible calibrar un modelo hidrodinámico actualizado
empleando mediciones realizadas hace más de 30 años (Montesarchio & Lizasoain,
1981). En este contexto, según el párrafo de la página 23: "Información más reciente es
la que se obtuvo a fines de la década del 80, para el proyecto del Pto. Ing. White, en el
marco del cual se estimó que las velocidades máximas se relacionan con las amplitudes
de marea “A” a través de las siguientes relaciones aproximadas: ". Se debe destacar
que desde ese momento hasta la actualidad, el Canal Principal fue dragado
significativamente y, por lo tanto, esos datos de corrientes no necesariamente
representan la realidad actual. De hecho, el Consorcio de Gestión de Puertos de Bahía
Blanca (CGPBB) posee datos de corrientes más actualizados (e.g., año 2000) de la
misma zona y medidos con equipamientos de última generación que no fueron
empleados en el EIA. Este aspecto solamente, ya invalida los resultados de calibración
del modelo al no emplear información actualizada cuando la geomorfología aplicada en
el modelo corresponde a una diferente a la de las mediciones de corrientes.
Suponiendo que el modelo fuese aceptable, en la Fig. 39 se muestra el nivel máximo del
agua en pleamar debido a los efectos del dragado y refulado. En ella, se muestra que la
zona de la Reserva Municipal (que se encuentra detrás de la isla que se haría entre
Galván y el canal Maldonado) no se cubriría en esas condiciones. Esa marisma alta, si
bien tiene un cubrimiento estimado de 40 veces por año, según el modelo la misma no
se cubriría nunca. Ello implica, que ese sitio que es único en el mundo (Perillo &
Iribarne, 2003) perdería su contacto con el estuario y básicamente se perdería no solo un
sitio ecológicamente muy sensible (este aspecto no se discute en ningún lugar del EIA)
sino un ecosistema irrepetible.
Otro error significativo que posee el modelo es que en ningún momento considera los
efectos de erosión de las corrientes y olas sobre las marismas y flancos del canal. Las
características de los materiales son particulares. Los autores solo trabajan con datos del
sedimento que se depositaría en el fondo, pero no el ya existente. Por ejemplo, la Fig.
13
58 muestra "Sedimentación media Mensual para la condición de Análisis de
Sensibilidad a la Tensión de Corte en el Escenario con Obras”. En dicha figura se
observa que un porcentaje significativo de la Reserva Municipal sufriría una
sedimentación de hasta 4 cm mensuales. Ello sería suficiente para modificar las
condiciones ambientales de la Reserva. Aquí aparece una nueva contradicción, según
los resultados del modelo hidrodinámico no se cubriría la marisma y de acuerdo al
modelo de transporte de sedimento se produciría una depositación de 4 cm mensuales.
La pregunta que surge en este caso es ¿si el agua no cubre a la marisma, como hace el
sedimento en suspensión para depositarse sobre ella?
Bibliografía citada
Bróndolo, M. & S. Bazán. 2000. Geografía de Bahía Blanca y Partido de Coronel
Rosales. El espacio geográfico potencialidades y restricciones. EDIUNS, pp 220
Daily, W. & Harleman, D.RF. 1966. Fluid dynamics. AddIson-Wesley Pub. Co.
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Cuadrado D.G., Perillo G.M.E. & Marcos A., 1994. Análisis preliminar del transporte
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ESTUDIO DEL FONDO Y SUBSUELO MARINO POR SÍSMICA
DE ALTA RESOLUCIÓN
En concordancia con la vertiginosa transformación demográfica y desarrollo económico
industrial que está experimentando la región de Bahía Blanca, las investigaciones del
fondo y subsuelo marino son consideradas básicas. Este tipo de estudios tiene un alto
impacto en la ejecución de obras ingenieriles y asentamientos antrópicos, ya que
permiten acotar todo riesgo geológico y ambiental, posibilitando una correcta
diagramación y crecimiento socio-económico de una importante zona del sur de la
provincia de Buenos Aires.
La prospección marina mediante métodos sismoacústicos constituye una invalorable
herramienta de trabajo, pues a través de ella se define y analiza la configuración
geológica superficial y las características estratigráficas de los materiales que componen
el subfondo marino. La identificación de los diversos tipos de sedimentos que
conforman la traza de navegación, conjuntamente con el conocimiento de la distribución
de las cotas en las que se ubican los diferentes estratos (perfiles sismoestratigráficos),
resultan datos de base para la correcta y completa evaluación, tanto de carácter
ingenieril como ambiental, de los trabajos de dragado y refulado de un canal. Un perfil
estratigráfico del sitio de interés no sólo aportará una valiosa información de las
diversas clases de materiales a extraer, sino también permitirá estimar volúmenes
relativos, los cuales serían volcados en los sectores de refulado. De esta manera,
contando con la información de perfiles estratigráficos, es posible prever tipo y volumen
de material que se depositará en cada sector costero, el cual se verá afectado por el
material refulado.
16
Por otro lado, dentro de la amplia zona costera-marina que ocupa el estuario de Bahía
Blanca fueron descubiertas acumulaciones de gas somero (“shallow gas”) en diversos
sectores del subfondo marino. Tales depósitos fueron detectados por medio de
relevamientos de exploración sísmica de alta resolución (Aliotta et al., 2002; Aliotta &
Lizasoain, 2004). Estas acumulaciones de gas somero se encuentran estrictamente
ligadas a la sedimentación y a los procesos geológicos evolutivos cuaternarios. El
metano en sedimentos marinos poco profundos es formado principalmente por
biogénesis, cuando bacterias anaeróbicas reducen materia orgánica acumulada en el
subsuelo marino (Floodgate & Judd, 1992; Hagen & Vogt, 1999). El gas presente entre
las partículas de los sedimentos, por efecto de la presión, sufre una migración vertical
ascendente. Este movimiento es controlado por la permeabilidad de los materiales que
forman los estratos superiores, cercanos a la superficie del fondo marino. Así, cuando el
gas se encuentra con una capa de material poco permeable se interrumpe o demora su
ascenso, produciéndose el entrampamiento y acumulación del mismo.
En la última Conferencia Internacional sobre “Shallow Gas in Marine Sediments”
(Bologna, Italia) fueron planteadas las implicancias que tiene la presencia de las
acumulaciones someras de metano en el subsuelo (Judd, 2002). En primer termino, el
gas en los sedimentos es considerado como un importante factor de riesgo geológico.
Precisamente, toda obra de ingeniería ligada a la actividad portuaria y/o industrial en un
área costera, podría resultar afectada seriamente debido a que el gas disminuye
sensiblemente el esfuerzo de corte de los suelos, modificando su poder soporte,
pudiendo facilitar el hundimiento o deslizamiento del mismo.
Asimismo, las tareas de dragado, podrían producir, en el caso de existir concentraciones
gasíferas entrampadas en el tramo ha profundizar, la liberación de metano en el agua de
mar y sus gases asociados (como el H2S), lo cual podría producir efectos altamente
tóxicos particularmente sobre la comunidad pelágica y en el ecosistema marino en
general (Weeks et al., 2002; Emeis et al., 2004).
Al respecto, son numerosos los trabajos de investigación sísmica realizados en los
últimos años en el ambiente estuarial de Bahía Blanca, muchos de los cuales están
vinculados, directa o indirectamente, con la temática del gas somero (“shallow gas”).
Entre ellos pueden mencionarse: Aliotta et al. (2001, 2002, 2006, 2008, 2009, 2011),
Aliotta & Lizasoain (2004), Briceño et al., 2005, Giagante et al., (2005, 2008, 2009,
17
2011). Si bien, no se conocen publicaciones sismoestratigráficas que involucren en su
totalidad el sector Galván-Cuatreros, algunas de las mencionadas anteriormente abarcan
tramos del canal de navegación inmediatamente adyacentes al sector de interés,
mientras que todas contribuyen a caracterizar el entorno geológico-estratigráfico de la
zona interna del estuario de Bahía Blanca.
Bibliografía citada
Aliotta S. & Lizasoain G. 2004. Tipos de fondos y su caracterización geológica por
métodos sismoacústicos. En: Ecosistema del estuario de Bahía Blanca, Editores:
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Argentina. En: Cabaleri N., Cingolani C.A., Linares E., López de Luchi H.O.,
Ostera H.A. & Panarello H.O. (eds.). Actas del XV Congreso Geológico
Argentino. CD-ROM. Artículo N° 146, 4 pp. Tomo II: 315-318. ISBN 987-
20190-4-5.
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Reunión Científica de la Asociación Argentina de Geofísicos y Geodestas
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Argentina. III Congreso Brasilero de Oceanografía. CD: Trabajo 82, 3pp.
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Simposio de Evolución de la Plataforma Continental y Regiones costeras
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2271
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Nature 415, 493–494.
OCEANOGRAFIA QUIMICA
DINÁMICA DE NUTRIENTES
Se ha demostrado que las tareas de dragado en el estuario de Bahía Blanca generan un
alto impacto en la calidad del agua adyacente, modificando las variables físico-
químicas, incrementando la concentración de los sedimentos en suspensión y de los
nutrientes inorgánicos disueltos (Cuadrado et al., 2006). Dentro del EIA evaluado, se
menciona el siguiente párrafo que afirma las consecuencias que el dragado puede llegar
a originar en la dinámica de los nutrientes y el fitoplancton “Así, el aumento de sólidos
puede afectar negativamente al fitoplancton ya que esto puede generar una disminución
de la tasa fotosintética además de una redistribución de nutrientes entre los sedimentos
y las masa de agua, y la mezcla de diferentes capas de la columna…” (Cap. 6,
Evaluación Impactos, pág. 62)
En la misma página se menciona “…De igual modo, el dragado puede generar cambios
en la composición de especies y con la disminución de la productividad de estas
comunidades. Este efecto se relaciona con las plumas de turbidez, y son en general,
localizados y con una baja probabilidad de afectar a las poblaciones a escala regional
(Dome Petroleum Ltd. et al., 1982)”; a diferencia de lo escrito en esta última línea los
estudios realizados por Guinder et al. (2009, 2010) en la zona interna del estuario de
Bahía Blanca han demostrado que cambios en las condiciones de luz del ambiente a
20
causa de la modificación de la turbidez del agua puede generar cambios en el patrón del
fitoplancton. Luego, se agrega el siguiente párrafo…“una reducción en la capacidad
fotosíntética debido a la resuspensión de sedimentos puede ser compensada por una
mayor disponibilidad de nutrientes que son liberados al removerse los sedimentos y que
favorece la productividad primaria (Karel 1999)”…, y se concluye que …”el impacto
de la extracción del material sobre el plancton ha sido considerado como de baja
intensidad, de extensión zonal, duración temporal y probabilidad media dado que el
impacto será más o menos significativo dependiendo de la época del año”…(Cap. 6,
Evaluación de impactos, pág. 63)
De esta manera, se intenta minimizar uno de los puntos quizá más importantes
generados dentro de esta actividad como es la modificación de la dinámica de nutrientes
en el estuario y el incremento de la turbidez. Cabe destacar que, como ya se dejó escrito
en el análisis anterior presentado por esta comisión, los sedimentos cumplen un rol
fundamental en el ciclo biogeoquímico de los elementos, es allí donde ocurren la
mayoría de los procesos de mineralización de la materia orgánica. Estos funcionan
como un reservorio de especies disueltas para la columna de agua a través de la difusión
vía agua intersticial. En las últimas décadas, el incremento de nutrientes, especialmente
de Nitrógeno y Fósforo, por aportes antropogénicos en la zona costera ha generado
graves problemas de eutrofización en varios lugares del mundo (Raboubille et al., 2001;
LOICZ, 2001; Ruttenberg, 2005).
Desde hace más de 30 años y hasta en la actualidad el Área de Oceanografía Química
del IADO se encuentra monitoreando la zona interna de estuario de Bahía Blanca.
Consecuentemente, se publicaron trabajos científicos que demuestran que la zona
interna posee un alto contenido de nutrientes que sigue un patrón estacional con un
incremento de las concentraciones de nutrientes durante el otoño (Lara & Pucci, 1983;
Freije & Marcovecchio, 2004; Spetter, 2006; Spetter et al., 2008) y una disminución de
dichas concentraciones como consecuencia del consumo del fitoplancton principalmente
en el invierno (Popovich et al., 2008 y referencias allí citadas). El fitoplancton como en
cualquier sistema acuático es de gran importancia debido a que constituye la base de la
cadena alimenticia necesaria para mantener las redes tróficas. Una modificación en la
dinámica de nutrientes, como puede llegar a ocurrir a causa de la reincorporación de
nutrientes a través de las tareas de dragado, así como también en los parámetros físico-
21
químicos (pH, temperatura, turbidez, salinidad, entre otros) produciría graves
alteraciones en la columna de agua y por ende, en el fitoplancton; por lo tanto no se
debe desestimar (o minimizar) ningún tipo de parámetro que pueda interferir en la
ecología del mismo.
Por otro lado, aún no se ha hecho mención acerca de la resuspensión del sedimento y su
relación con los contaminantes patógenos. La zona a dragar se encuentra próxima a una
zona de descarga de una nueva Planta de Tratamiento de Líquidos Cloacales, la cual
originó el cierre del “Balneario Maldonado” durante la temporada estival 2009 – 2010
por haber detectado la presencia de Escherichia coli (bacteria que denota contaminación
fecal reciente) en el agua estuarina (Baldini & Cubitto, 2010).
Bibliografía citada
Baldini, M. & Cubitto, M. A. 2010. Las bacterias como indicadoras de contaminación
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San Martín, Buenos Aires, Argentina, pp. 031 – 035. CD-ROM. ISBN: 978-987-
1435-09-8
DINÁMICA DE CONTAMINANTES
Durante los últimos 10 años, en el IADO y en el marco de los siguientes proyectos:
23
1997-1999: Subsidiodel CONICET / ANPCYT, PMT-PICT-0244/97. Tema: “Ciclos
biogeoquímicos de nutrientes y de metales pesados en ambientes costeros
del Mar Argentino”. Responsables: Dr. Adán E. Pucci y Dr. Jorge E.
Marcovecchio.
2002-2004: Subsidio de CONICET PIP N°02666/01 (Res.N°1478, Directorio
CONICET). Tema: “Ciclos bio-geoquímicos de nutrientes y de metales
pesados en humedales del litoral marino bonaerense”. Período: 2002-2004.
Responsable: Dr. Jorge E. Marcovecchio.
2005-2008: Proyecto ECOMANAGE: IntegratedEcologicalCoastalZone Management
System (Portugal, Holanda, Italia, Brasil, Argentina y Chile). Programa
INCO (International Cooperation) incluido en el sexto programa marco de
Investigación de la Comisión Europea. Fondos: UE. Responsable: Dr. Jorge
Marcovecchio.
2004-2005: Proyecto FMAM 28385-AR-Proyecto PNUD ARG 02/018 “Conservación
de la Diversidad Biológica y Prevención de la Contaminación Marina en
Patagonia” Componente 2.2.1. Responsable: Dr. José Sericano.
2006 en adelante: Proyecto: “Desarrollo, implementación y aplicación de técnicas
analíticas para la determinación de analitos orgánicos e inorgánicos en el
estudio de problemáticas ambientales y sanitarias” (24/Q012), SeCyT, en
vigencia desde 1/2006. Responsable: Dra. Norma Tombesi.
2008-2010: Proyecto: Evaluación de procesos de contaminación por metales pesados e
hidrocarburos aromáticos policíclicos en estuarios tropicales y templados.
Convocatoria SECYT-CONACYT 2007. Cooperación Internacional.
Vigencia: 2008-2009-2010. Responsable: Dr. Alfonso Vazquez-Botello
(Mex) - Dr. Jorge Marcovecchio (Arg).
Se han realizado avances significativos en el estudio de la dinámica de contaminantes y
el establecimiento de “líneas de base de contaminantes” para el estuario de Bahía
Blanca. Existe una importante cantidad de trabajos publicados por los distintos
investigadores responsables y colaboradores relacionados con los proyectos
24
mencionados. Algunos trabajos destacados publicados durante las últimas dos décadas
incluyen:
Andrade S., A. Pucci & J.E. Marcovecchio. 2000. Cadmium concentrations in the Bahía
Blanca estuary (Argentina). Potential effects of dissolved cadmium on the diatom
Thalassiosiracurviseriata.Oceanologia, 43 (4): 505-520.
Arias A.H., Marcovecchio J.E., Freije R.H, Ponce-Velez, G. & Vázquez-Botello, A.
2010. Sources analysis and equivalent toxicity assessment of PAHs impacted
sediments in Bahia BlancaEstuary, Argentina. Hidrobiologica, 20:1.
Arias A.H., Marcovecchio J.E., Vázquez-Botello, A., Diaz, G. 2010. Accumulation of
indicators polychlorinated biphenyls (iPCBs) in sediments of the navigation
channel, harbors and industrial area of the Bahia BlancaEstuary,
Argentina.Publicado en Actas de Congreso del III Congreso Argentino de la
Sociedad de Toxicología y Química Ambiental (SETAC). Lugar: Santa Fe,
Argentina.
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bivalvos autóctonos del estuario de Bahía Blanca y evidencias de bioacumulación
a partir del sedimento, para el período 2005-2006. Ambientes y Recursos
Naturales del Sudoeste Bonaerense: Producción, contaminación y conservación.
Eds.: Néstor J. Cazzaniga y Hugo M. Arelovich. 01/11/2009. ISBN: 978-987-655-
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Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos (PAHs) detectados en el estuario
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two shark species from Buenos AiresProvince coastal waters, in Argentina. In:
"Heavy Metals in the Environment", R.J.Allan&J.O.Nriagu (eds), CEP
Consult.Ltd., Edinburgh, U.K: 146-150.
27
La abrumadora literatura científica disponible documenta la existencia de diversos
niveles de base de compuestos persistentes, algunos de los cuales no son ni siquiera
considerados en los análisis propios del EIA. Dada la característica inherente de estos
compuestos -su alta persistencia ambiental y difícil degradación- se presume incompleto
el procedimiento por el cual se realiza un “análisis de dispersión de contaminantes” en
base a una campaña de muestreo (de un día de duración).
28
BIOLOGÍA MARINA
PLANCTON
La sección 3.1.3 Plancton, subsección 3.1.3.1 Fitoplancton del Cap 04- LBA- del EIA
es netamente descriptiva y no menciona los aspectos ecológicos del fitoplancton que
son afectados por modificaciones en el ambiente y que a su vez regulan el
funcionamiento del ecosistema en el estuario. El fitoplancton juega un rol clave en los
procesos biogeoquímicos, es la principal fuente de producción primaria en el ambiente
pelágico y el responsable del acoplamiento trófico bento-pelágico. Modificaciones en la
composición y estructura de la comunidad fitoplanctónica (e.g. diversidad, interacciones
interespecíficas) pueden afectar considerablemente el flujo del carbono orgánico hacia
niveles superiores en la cadena alimenticia (Popovich & Guinder 2012 y citas
incluidas). En estuarios someros, la interacción entre el ambiente pelágico y el
bentónico es muy estrecha; por ejemplo la germinación de esporas de resistencia de
especies fitoplanctónicas reposadas en los sedimentos del fondo puede impulsar la
ocurrencia de floraciones pelágicas. Este es el caso de de la diatomea Thalassiosira
minima Gaarder 1951 en el estuario de Bahía Blanca, la cual está aumentando su
abundancia en años recientes y causando floraciones de altas densidades en verano
(Guinder et al., 2010; Guinder, 2011). La germinación de las esporas de resistencia de
esta diatomea es estimulada principalmente por altos niveles de luz, temperatura y
salinidad (Guinder et al., 2012b, c). Además, las citas utilizadas en el Cap 04- LBA-
pág. 137, sección 3.1.3 Plancton, subsección 3.1.3.1 Fitoplancton no aparecen en la
bibliografía (Sección 6 de EIA).
A continuación, se detallan los párrafos donde fueron detectados los errores e
inconsistencias, brindándose para cada uno, información aclaratoria:
“Popovich (2004) resumió el conocimiento de la flora y ecologia fitoplanctónica de
más de 20 años de estudios en el estuario de Bahía Blanca, destacando que el mayor
caudal de información corresponde a Puerto Cuatreros. Sus resultados concuerdan con
lo que se observa en general en los estuarios donde la diversidad específica es baja. El
microplancton (formas unicelulares, y filamentosas de más de 20 um) está dominado
por diatomeas junto con la xantoficea Ophyocitum sp. y el dinoflagelado Scrippsiella
trochoidea . En el nanoplancton (formas pequeñas, unicelulares y filamentosas con
29
diámetros entre 2 y 20 um) dominan los fitoflagelados la prasinoficea Pyramimonas sp,
la criptoficiea Cryptomonas sp. y Euglenoficieas y los dinoflagelados Protoperidinium
punctulatum, y Prorocentrum micans. Dentro de esta fracción se encuentran también
diatomeas pequeñas pero que forman cadenas como Thalassiosira curviseriata,
Skeletonema costatum, Chaetoceros spp. y Leptocylindrus minimus. Por su parte, las
diatomeas céntricas dominan el fitoplancton del estuario y dentro de este grupo los
géneros Thalassiosira y Chaetoceros son los que presentan mayor número de
especies.”
En este primer párrafo referente al fitoplancton, se usa la cita de Popovich (2004) para
describir los grupos del fitoplancton por tamaños en el Estuario de Bahía Blanca, pero
no se menciona al picoplancton (células menores de 2 µm) y hay errores en los nombres
taxonómicos como por ejemplo: “criptoficiea” debe ser “criptofícea”, “Euglenoficieas”
debe ser “euglenoficeas”. Por otro lado, la cita de Popovich (2004) está solamente
basada en estudios realizados entre los años 1978 y 2002 en el estuario, habiendo
cambiado significativamente la composición específica del fitoplancton en años
recientes (Guinder et al., 2010; Guinder, 2011; Guinder et al., 2012b). Aunque más
adelante en esta misma sección se mencionan los cambios en la composición específica
de la comunidad fitoplanctónica, no hay un análisis de los potenciales factores
ambientales y mecanismos ecológicos reguladores.
“Gayoso (1988), al resumir la variación estacional en la composición y abundancia del
fitoplancton, señala la presencia de tres patrones estacionales de taxones: a) un patrón
de floración recurrente de invierno y principios de primavera, formados por diatomeas
céntricas, b) floraciones de fitoflagelados, con picos de abundancia a fines de
primavera o verano con gran variabilidad interanual y c) el de especies de diatomeas
presentes todo el año pero que no forman floraciones. La abundancia del fitoplancton
es mayor en la zona interna del estuario y sus picos de abundancia ocurren más
temprano que en la zona externa. Independientemente de estos patrones, la comunidad
fitoplanctónica es autóctona, caracterizada por la presencia de especies neríticas
típicamente estuarinas y de estuarios templados, turbulentos y poco profundos.”
La cita de Gayoso (1988 a y/o b) no es apropiada para describir la dinámica estacional
actual del fitoplancton en el Estuario de Bahía Blanca ya que está basada en
30
observaciones de hace casi tres décadas. Aquí podrían haberse citados otros trabajos
más actuales que incluyen observaciones recientes de la fenología y sucesión
fitoplanctónica en el Estuario de Bahía Blanca (e.g. Popovich et al., 2008a; Guinder et
al., 2009; 2010; Guinder, 2011). Hay un error conceptual en el texto cuando se habla de
“tres patrones estacionales de taxones”. En realidad el patrón recurrente anual descripto
por Gayoso (1988) se caracterizaba por una floración de invierno-primavera temprana
(el aumento de biomasa más importante del año), dominada por diatomeas céntricas,
seguida de pequeños picos de biomasa en verano con alta variación interanual. Además
de las especies formadoras de floraciones (blooming species) estaban presentes otras
especie acompañantes no formadoras de floraciones (non-blooming species) (Gayoso,
1988; Popovich et al., 2008b).
Estudios sobre la distribución espacial del fitoplancton a lo largo del Canal Principal del
estuario de Bahía Blanca revelan que la densidad celular y la biomasa del fitoplancton
es mayor en la zona interna que en la zona media/externa del estuario (Popovich &
Marcovecchio, 2008; Guinder et al., 2012a). A pesar de la alta turbidez que caracteriza a
este ambiente, la penetración de la luz en la columna de agua en la zona interna es
suficiente para el crecimiento neto del fitoplancton, lo que está asociado a las
características someras de la columna de agua (Guinder et al., 2009a, b). Por otro lado,
es probable que las corrientes internas del estuario y el relativamente alto tiempo de
residencia favorezcan la acumulación de la biomasa fitoplanctónica y de los nutrientes
en la cabecera del estuario (Popovich et al., 2008b). La floración de invierno-primavera
temprana del fitoplancton, tiene lugar sólo en la zona interna del estuario y las especies
que allí se encuentran son autóctonas de esta área (Popovich & Marcovecchio 2008).
“Por su parte, Guinder et al (2010) analizaron los patrones de floraciones invernales
entre 1978 a 2008 correspondientes a Puerto Cuatreros (Tabla 29 y Tabla 30). Durante
el período 1978-2002, a pesar de la alta variabilidad del hábitat estuarial, el
fitoplancton mostró un patrón anual cuasi regular de tipo unimodal, caracterizado por
una floración de diatomeas de invierno y primavera temprana. Este patrón se registró
no sólo en la magnitud de la floración en términos de concentración de clorofila y la
abundancia del fitoplancton, sino también en la dominancia de un mismo ensamble de
especies conformado por Thalassiosira curviseriata, T. hibernalis T. anguste-lineata, T.
31
rótula, T. pacifica, Chaetoceros similis, C. ceratosporus, C. debilis y C. diadema, con
pocos cambios interanuales en la duración, magnitud y en la abundancia relativa de
otras especies, como Skeletonema costatum, Ditylum brightwellii y Delicatula
guinardia. Thalassiosira curviseriata fue la especie más abundante en el ciclo anual y
se la registró durante todo el año con un fuerte pico en el invierno. Las mayores
densidades fueron entre 2,8 y 12,7 x 10-6 celulas l-1.
Sin embargo, el estuario mostró cambios significativos en la dinámica y composición de
la floración de fitoplancton para el periodo 2006-2008. El cambio más notable fue el
reemplazo del patrón anual unimodal por numerosos episodios de crecimiento del
fitoplancton generalmente cortos, del orden de los 15 días (episodios de floración sensu
Smayda 1997), con especies cuyo comportamiento de floración no era conocido hasta
la fecha para Bahía Blanca y sustitución de especies con células grandes por otras con
células más pequeñas. La especie T. curviseriata dejó de ser la dominante, T. minima y
Cyclotella sp. aumentaron en abundancia, mientras que T. rotula T. anguste-lineata y
T. hibernalis desaparecieron, y se registraron eventos de crecimiento irregulares de
Chaetoceros sp. De acuerdo a este estudio, la época de floración se habría adelantado
casi un mes.
Los autores señalan que esta sustitución de especies podría estar en relación con el
aumento observado en la salinidad y la temperatura así como cambios fenológicos que
se vienen notando similares en el zoo y fitoplancton tanto en los sistemas marinos como
de agua dulce. Guinder et al (2009) sugirieron que una de las causas principales para
el desarrollo de las floraciones de invierno es .la disminución de las concentraciones de
material particulado en suspensión en la columna de agua con el consiguiente aumento
en la penetración de la radiación solar, ya que en estuarios eutróficos de aguas
someras turbias, la disponibilidad de luz es un factor clave regulador de la dinámica
del fitoplancton.”
Esta sección donde se cita el trabajo de Guinder et al. (2010) carece de interpretación de
los resultados del análisis de 30 años de datos tomados en Puerto Cuatreros. En el EIA
se hace una simple descripción del recambio en la composición de especies sin hacer
mención de los potenciales factores reguladores de la sucesión fitoplanctónica. La
diatomea “Delicatula guinardia” no existe, es “Guinardia delicatula”. Además, se
copian dos tablas de esta publicación cometiéndose errores de interpretación. La tabla
32
30 en el EIA (tabla 3 en la publicación Guinder et al., 2010) muestra la dinámica de las
especies de fitoplancton más importantes en base a su abundancia anual; no son las
especies que aparecen de mayo a septiembre como indica la leyenda del EIA. Los
resultados más destacados de este trabajo no son sólo los cambios en la composición
específica sino los cambios en la fenología de las floraciones de fitoplancton a lo largo
de las últimas tres décadas asociada a cambios hidroclimáticos y modificaciones
antrópicas (e.g. eutrofización), lo que desencadena toda una serie de modificaciones en
el ecosistema pelágico. Otros autores también realizan un análisis de la serie temporal
del fitoplancton en el estuario de Bahía Blanca en relación con las modificaciones
atmosféricas y antrópicas en las últimas décadas (e.g. Cloern & Jassby (2008); Winder
& Cloern, 2010). Corrimientos temporales o modificaciones en la magnitud de las
floraciones de fitoplancton (ya sea por ejemplo por cambios en los nutrientes, los
predadores, la disponibilidad de luz, la temperatura) pueden ocasionar desfasajes
tróficos que disminuyen eventualmente la eficiencia en el flujo del carbono hacia
niveles superiores.
Con base en la cita de Guinder et al. (2009) y en otros trabajos en ambientes costeros de
características semejantes al Estuario de Bahía Blanca (somero, eutrófico, turbio y
mezclado verticalmente), se revela que las floraciones de fitoplancton tienen lugar pese
a la turbidez del agua al combinarse una columna de agua somera (i.e. zona
eufótica:zona de mezcla, Zeu:Zm > 0.2) con células adaptadas a vivir en ambientes de
relativa baja intensidad de luz y alta mezcla vertical (Popovich, 1997; Popovich &
Gayoso, 1999), lo que permite un crecimiento neto. Por consiguiente, un aumento de
turbidez asociado a la profundización de la columna de agua, disminuiría la relación
Zeu:Zm y en consecuencia el desarrollo de las floraciones fitoplanctónicas en la zona
interna del estuario.
Bibliografía citada
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landsea interface. Ecol Lett 11: 1294-1303.
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33
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Aceptado y en proceso de edición.
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Trans. R. Soc. B 365 (1555): 3215-3226.
Fallas conceptuales e interpretaciones erróneas detectados en el EIA
En la sección de Plancton (Cap 04 LBA sección 3.1.3.2 Zooplancton y subsecciones
correspondientes, pág. 141) se observan frases conceptualmente erróneas de las que se
desprende un desconocimiento de la taxonomía y de vocablos ecológicos específicos.
Esto resultaría en una incorrecta y/o insuficiente interpretación del funcionamiento del
sistema a nivel biológico y ecológico, lo que provocaría conclusiones desacertadas
sobre el mismo.
A continuación, se detallan los párrafos donde fueron detectados los errores e
inconsistencias, brindándose para cada uno, información aclaratoria:
35
“Los principales grupos que componen el microzooplancton de Puerto Cuatreros son
los ciliados aloricáridos o desnudos, los ciliados tintínidos, los copépodos, los
crustáceos misidáceos, los estadios larvales y postlarvales de crustáceos decápodos
entre los cuales se destacan las del cangrejo Neohelice (=Chasmagnathus) granulata”
(Cap 04- LBA- Rev 0. pág. 137, sección 3.1.3 Plancton, subsección
“Microzooplancton”)
Lo expuesto anteriormente evidencia un error de interpretación del sistema de
clasificación del plancton actualmente empleado por la mayor parte de la comunidad
científica (Sieburth, 1978), en el cual el rasgo utilizado para separar los grupos se basa
en el tamaño de los organismos. El microzooplancton está formado por protistas y
pequeños metazoos heterotróficos entre 20 y 200 µm de tamaño. En el estuario de Bahía
Blanca, el microzooplancton está representado principalmente por tintínidos (o ciliados
loricados), ciliados desnudos (o ciliados aloricados), dinoflagelados heterotróficos,
rotíferos y estadios larvales de metazoos (Barría de Cao et al., 2005, Pettigrosso &
Popovich, 2009, Barría de Cao et al., 2008, Barría de Cao et al., 2011).
Los copépodos, los crustáceos misidáceos, los estadios larvales y postlarvales de
crustáceos decápodos, pertenecen al mesozooplancton, grupo que abarca a organismos
entre 0,2 a 20 mm según la clasificación mencionada (Sieburth, 1978). Todas las
referencias que se hacen a organismos del mesozooplancton en la subsección
“microzooplancton”, deberían ser abordadas en la subsección “mesozooplacton”.
“Por su parte, Pettigrosso y Barría de Cao (2004) estudiaron los ciliados aloricáridos
y encontraron que la en la zona interna del estuario coexisten gran cantidad de
especies (…).Estos ciliados son el grupo más abundante del microzooplancton y son
considerados los consumidores principales de nanofitoplancton y por lo tanto
reguladores de sus poblaciones.” (Cap 04- LBA- Rev 0. pág. 137, sección 3.1.3
Plancton, subsección “Microzooplancton”)
Aquí se afirma que los ciliados aloricados son el grupo más importante del
microzooplancton presente en el estuario de Bahía Blanca. Actualmente se acepta que a
diferencia de lo observado en la mayor parte de sistemas marinos donde los ciliados
aloricados dominan la biomasa total del microzooplancton (Montagnes & Lynn, 1991),
36
los tintínidos son el grupo más abundante dentro del microzooplancton en el interior del
estuario de Bahía Blanca.
“El zooplancton del estuario responde a las características de una comunidad costero
estuarial, con predominio de formas mero y ticoplanctónicas, si bien también se
destaca la presencia de formas dulceacuícolas en la zona interna del mismo.” (Cap. 04
LBA pág. 141 sección Microzooplancton)
Esta frase se encuentra dentro de la sección Microzooplancton lo cual es
conceptualmente incorrecto ya que de pertenecer a alguna, sería a la del zooplancton en
general. Por otro lado, sin bien existen especies meroplanctónicas que pueden
desarrollar grandes abundancias en determinados meses del año, las formas
predominantes en el zooplancton del estuario de Bahía Blanca son holoplanctónicas,
como el copépodo Acartia tonsa. Además, la presencia de especies dulceacuícolas
responde a hechos estrictamente eventuales como por ejemplo, cuando es significativa
la descarga de agua dulce desde los arroyos existentes en la cabecera del estuario.
“Mesozooplancton” (Cap. 04 LBA pág. 142 sección 3.1.3.2. b)
Se omite bibliografía relevante en la cual especies como Acartia tonsa y Eurytemora
americana, consideradas clave dentro del holoplancton, son contempladas como
potenciales bioindicadores de procesos de eutrofización (Biancalana, 2003, Biancalana
et al., 2011), lo cual señalaría la importancia de estas especies no sólo como elementos
claves dentro de la cadena trófica sino como herramientas ecológicas que ayuden a
determinar la calidad del agua del estuario. Tampoco fueron considerados aquellos
trabajos en los que se destaca la importancia de los huevos de resistencia de copépodos,
los cuales permiten el sustento y la supervivencia a largo plazo de especies clave en el
estuario tales como Acartia tonsa y Eurytemora americana (Berasategui, 2009,
Berasategui et al., 2009, Hoffmeyer et al., 2009, Diodato et al., 2006).
“Hoffmeyer (2004) observó que las especies de copépodos holoplanctónicos son
Calanoida, Cyclopoida y Harpacticoida, siendo Acartia tonsa la única especie que se
produce a través de todo el año.” (Cap. 04 LBA pág. 142 sección Mesozooplancton)
Calanoida, Cyclopoida y Harpacticoida son órdenes dentro de la clase Copepoda. Los
dos primeros órdenes incluyen especies de copépodos que cumplen la totalidad de su
37
ciclo vital en la columna de agua (holoplancton), mientras que Harpacticoida contiene
mayormente copépodos que desarrollan parte de su ciclo vital en el fondo, los que se
verán directamente afectados por las obras de dragado.
“La especie Eurytemora americana ha adquirido una mayor densidad en los últimos
años, coexistiendo con A. tonsa. Ambas especies compiten por los mismos nichos
tróficos, siendo que E. americana es más eficiente en la captura de fitoplancton durante
la floración de invierno (Hoffmeyer 2004).” (Cap 04 LBA - Rev0 pág. 143)
En este párrafo hay una mala interpretación de conceptos expuestos en Hoffmeyer,
2004, en la que se discute el solapamiento, y no la competencia de estas dos especies de
sus nichos tróficos. No es conceptualmente correcto referirse a competencia de nichos
tróficos ya que el nicho es una característica de cada especie y no un recurso por el cual
se compita. Tanto en esta publicación como en Hoffmeyer et al., 2008, la cual no ha
sido utilizada en el EIA, exponen la coexistencia de ambas poblaciones, no sólo debido
a sus distintos hábitos alimenticios sino a la acción de factores ambientales (ej.
temperatura) que provocaría un solapamiento de sus nichos ecológicos permitiendo la
existencia de ambas especies.
“Dinámica del plancton e interacciones tróficas” (Cap 04 LBA sección 3.1.3.4 pág.
147).
Esta sección carece de consistencia y coherencia teórica. No sigue un lineamiento que
abarque y corresponda al título de la sección. Las citas están mal aplicadas
incurriéndose en graves errores de referencia. Esta sección, que trata sobre la dinámica
planctónica del estuario de Bahía Blanca cita en primer lugar conclusiones de
Campuzano et al. 2008. Este trabajo no se encuentra citado en las Referencias del EIA,
y en el caso supuesto que se refiera a Campuzano et al., 2008 (Campuzano FJ, Pierini
JO & Leitao PC. Hydrodynamics and sediments in Bahía Blanca Estuary: Data analysis
and modelling. En: Perspectives on integrated coastal zone management in South
America, Ed. R. Neves, J.W. Baretta & M. Mateus, IST Press 2008), éste es
esencialmente un trabajo físico donde se aplican modelos hidrodinámicos, sin hacer
referencia en ningún momento a componentes bióticos y mucho menos especializado en
redes tróficas específicas del estuario de Bahía Blanca. En consecuencia, no es posible
concluir correctamente sobre componentes bióticos del estuario basándose en trabajos
38
enfocados en otras disciplinas distintas a Biología-Ecología del estuario de Bahía
Blanca. Por otro lado, la figura que se presenta (Fig. 81), además de ser un gráfico
extremadamente simplificado de la trama trófica planctónica del estuario, contiene
errores informativos (los ciliados aloricados presentan un máximo en julio-agosto y no
un mínimo como allí se describe), y por lo antes mencionado, no puede haber sido
adaptada de Campuzano et al. (2008) como indica la leyenda de la misma.
Publicaciones recientes realizadas por investigadores del IADO, se enfocan en distintos
niveles de la red trófica estuarina (Hoffmeyer & Prado Figueroa 1997, Diodato &
Hoffmeyer, 2008, Pettigroso & Popovich, 2009, López Cazorla, et al., 2006, 2011). Sin
embargo, estos trabajos científicos no fueron tenidos en cuenta en la elaboración de la
línea de base del EIA.
“Una variable de importancia para la distribución horizontal del zooplancton a lo
largo del estuario es la salinidad. La salinidad condiciona la existencia de formas
típicamente estuarinas, e incluso dulceacuícolas, en la parte interna del estuario, y de
organismos netamente marinos en la zona externa (Hoffmeyer, 1983; Cervellini, 1985;
2001; Mallo & Cervellini, 1988).” (Cap 04 LBA sección 3.1.3.4, pág. 147)
Esta afirmación sobre el control que ejerce la salinidad en la distribución horizontal del
zooplancton no es totalmente aplicable al estuario de Bahía Blanca. La literatura clásica
referida a estuarios en general señala que la salinidad actúa como un factor regulador de
las estrategias de vida de los organismos zooplanctónicos, originando una secuencia de
especies desde el medio dulceacuícola al marino, a lo largo de un rango muy amplio de
salinidades. Así, las especies típicamente estuarinas están distribuidas en un rango
específico de salinidad. Esto no sucede en estuarios homogéneos y bien mezclados
como es el estuario de Bahía Blanca. En estos estuarios atípicos como el de Bahía
Blanca, corresponde a la marea y los vientos la principal influencia sobre la distribución
de los organismos planctónicos. Los efectos de los ciclos de marea en regular el
zooplancton estuarino son relevantes en sistemas donde existe una baja descarga de ríos
(aplicable al estuario de Bahía Blanca) y la energía de la marea y la circulación figura
entre los principales factores que influyen sobre la productividad estuarina. Esta
temática ha sido intensamente estudiada en la zona interna del estuario y publicada en
tesis doctorales y trabajos científicos (Molina L tesis de grado 2005, Menéndez MC
39
tesis doctoral 2009, Berasategui AA tesis doctoral 2010, Popovich & Marcovecchio
2008, Menéndez et al. 2011).
Cabe aclarar que la bibliografía que se observa al final de este párrafo (arriba copiado)
está mal citada ya que no se condice lo que se alude en estos trabajos con lo que se
concluye en el mencionado párrafo del EIA.
“Contaminación Plancton-Bentos” (Cap 04 LBA - Rev0 sección 3.1.3.5 pág. 148)
Si bien se indica que son escasos los trabajos acerca del contenido de contaminantes en
el plancton, falta considerar la tesis doctoral de Andrade (2001) quien estudió el
contenido de diversos metales pesados en el fitoplancton de la zona interna del estuario
(Puerto Cuatreros), como así también realizó ensayos de toxicidad sobre esta misma
fracción del plancton.
Asimismo, tampoco se menciona la tesis de Ferrer (2001) y otras publicaciones de esta
misma autora (Ferrer et al., 2000), quienes determinaron concentraciones de Cadmio,
Cobre, Zinc, Plomo, Hierro y Manganeso en caparazón y tejido blando de Neohelice
granulata.
Otro trabajo que tampoco se considera es la tesis doctoral de Fernández Severini (2008),
en la cual se analiza el contenido de Cadmio, Cobre y Plomo en el meso y
macrozooplancton, particularmente en copépodos, larvas de cirripedios y misidáceos.
Además, el trabajo de Marcovecchio et al. (2008) tampoco es mencionado a pesar de
abordar resultados sobre concentraciones de metales pesados en diversos tipos de
muestras tales como plancton y cangrejos. Recientemente, Fernández Severini et al.
(2010) han publicado un trabajo en el cual también se detallan las concentraciones de
metales en zooplancton y material particulado en suspensión en la zona de Ing. White y
Pto. Galván, dicho estudio tampoco fue mencionado en el EIA.
“En relación al zooplancton, tal como se mencionó anteriormente, los efectos
potenciales del dragado (extracción del material) se relacionan principalmente con la
succión mecánica y la exposición a altas concentraciones de sedimentos suspendidos,
lo que puede generar posibles cambios en la composición y la distribución de las
especies en el área afectada. Los efectos varían en función de la magnitud y la duración
de las actividades” (Cap. 6 Rev 1 pág. 62).
40
En este párrafo se minimizan y subestiman las consecuencias del dragado, mencionando
la posibilidad de algunos cambios. Si se plantea extracción de material, las posibilidades
de cambio son certeras, con consecuentes variaciones en la dinámica y el
funcionamiento del ecosistema estuarino tal como hoy se lo conoce. Estos cambios
podrían incluir pérdida de especies clave fito- y zooplanctónicas en todos sus estadíos,
lo cual transformaría dramáticamente el ecosistema actual.
“En base a lo expuesto anteriormente el impacto de la extracción del material sobre el
plancton ha sido considerado como de baja intensidad, de extensión zonal, duración
temporal y probabilidad media dado que el impacto será más o menos significativo
dependiendo de la época del año.” (Cap. 6 Rev 1 pág. 63)
En esta conclusión, no se considera la importancia de los huevos y formas de resistencia
o dormantes que poseen muchos organismos planctónicos en el estuario de Bahía
Blanca y que representan la continuidad de las poblaciones planctónicas.
Citas faltantes en la bibliografía del EIA
Debido a la inexistencia en la bibliografía del EIA de muchas de las citas que se
observan a lo largo del Capítulo 4 y 6, se dificulta la búsqueda y en consecuencia la
lectura de los trabajos a los que se hace referencia. Esto no permite cotejar la validez de
la información expuesta en el EIA, a lo que se suma la existencia de recurrentes y no
menores errores de citación.
• Cap 04 LBA - pág 138. Guinder et al. 2010
• Cap 04 LBA – pág. 137. Gayoso (1988)
• Cap 04 LBA - pág 138. Guinder et al. 2009
• Cap 04 LBA - Rev0 pág. 131. Popovich 2004
• Cap 04 LBA - Rev0 pág. 141. Pettigrosso & Barría de Cao 2004
• Cap 04 LBA - Rev0 pág. 142. Hoffmeyer et al. 2000. Además de no constar en
la bibliografía, esta cita no es aplicable al párrafo donde se encuentra.
• Cap 04 LBA - Rev0 pág. 145. Miguel et al 2010. No permite cotejar la validez
de la información ya que no es posible encontrar el trabajo mencionado, siendo
la información expuesta en el EIA irrelevante.
• Cap 04 LBA - Rev0 pág. 142. Hoffmeyer & Barría de Cao 2007
• Cap 04 LBA - Rev0 pág. 142. Sabatini 1989
41
• Cap 04 LBA - Rev0 pág. 143. Cervellini 2001
• Cap 04 LBA - Rev0 pág 146. Sección c) Macrozooplancton. Hoffmeyer 1983
• Cap 04 LBA - Rev0 pág 146 Sección c) Macrozooplancton. Hoffmeyer &
Mianzan 2004
• Cap 04 LBA - Rev0 pág 146, 3.1.3.3 Megaplancton. Cervellini & Mallo 1991
• Cap 04 LBA - Rev0 pág 146, 3.1.3.3 Megaplancton. Cervellini 1992.
• Cap 04 LBA – Rev0 sección 3.1.3.4 pág. 147. Campuzano et al. 2008.
• Cap 06 Evaluación Impactos - Rev1 pág. 63. El-Sherbiny et al. 2008
Información adicional
Importancia de la comunidad pelágica en el ecosistema del Estuario de Bahía Blanca.
Para facilitar la interpretación del funcionamiento del ecosistema pelágico en cuestión,
es necesario contar con los conceptos de base que surgen de las propiedades emergentes
del sistema, incluyendo todos los grupos presentes y sus roles en los ciclos de materia y
energía. Los estudios en forma particular de cada fracción planctónica son esenciales
para poder generar conclusiones generales que engloben la dinámica biológica de la
zona interna del estuario.
En las comunidades pelágicas, el microzooplancton (protistas y pequeños metazoos
comprendidos entre 20 y 200 µm) representa un eslabón esencial en la transferencia de
energía hacia los niveles superiores de la trama trófica marina, y por lo tanto son una
pieza clave para la existencia de especies de interés comercial, tales como peces y
crustáceos. Aunque tradicionalmente el microzooplancton ha sido considerado como un
componente secundario en las redes tróficas marinas, recientemente se ha elaborado un
compilación de datos históricos donde se concluye que este grupo es uno de los
principales consumidores del fitoplancton en la mayoría de los ambientes marinos
(Calbet & Landry, 2004). Aún en ambientes productivos como los estuarios, el
microzooplancton puede consumir hasta un 60% de la productividad primaria del
sistema (Calbet, 2008). Por lo tanto, el rol de este grupo debiera ser abordado con
mayor detenimiento haciendo énfasis en aspectos ecológicos, que en última instancia
42
ayudarán a comprender su rol en los ciclos biogeoquímicos del estuario. Es importante
destacar que algunos de los componentes del microzooplancton del estuario de Bahía
Blanca, por ejemplo, los tintínidos presentan en Puerto Cuatreros mayores valores de
densidad, biomasa, riqueza específica y diversidad que en sitios más alejados de la
cabecera del estuario (Barría de Cao, 1992, Barría de Cao et al., 2005). También los
ciliados aloricados alcanzan altos valores de densidad y biomasa en este lugar
(Pettigrosso & Popovich, 2009).
Asimismo, históricamente, las mayores abundancias del mesozooplancton (organismos
comprendidos entre 200 µm y 20 mm) se han registrado en la zona interna del estuario,
fenómeno íntimamente relacionado con las particularidades ambientales que presenta
esta zona (variaciones de salinidad y temperatura, bajas profundidades, homogeneidad
físico-química y alta turbidez de la columna de agua debido a la dinámica de vientos y
marea, alta carga orgánica y alta biomasa fitoplanctónica) y que brindan el ambiente
adecuado para el desarrollo y sustento de las comunidades zooplanctónicas. La
actividad de dragado no sólo modificaría las condiciones particulares de la columna de
agua restringiendo la ocurrencia de las especies planctónicas, sino que también
provocaría la eliminación y/o remoción de los sedimentos acumulados naturalmente en
la zona interna. Estos sedimentos constituyen el reservorio de huevos y formas de
resistencia que sostienen el desarrollo de las poblaciones fito- y zooplanctónicas, y
permiten la supervivencia de las mismas a largo plazo. Por último, considerando que el
plancton del estuario constituye el alimento de especies de peces y bivalvos que
sostienen ecológica y económicamente la región, la eliminación o modificación parcial
o total de esta área, provocaría una alteración en la calidad y cantidad de alimento
disponible en la red trófica del sistema y de la plataforma adyacente. Otro aspecto que
se debería tener en cuenta es el aumento en el tránsito de barcos hasta la zona más
interna, incrementándose en consecuencia el riesgo de introducir organismos invasores
llevados por el agua de lastre. Se sabe que algunos zoopláncteres ya han sido
introducidos en el estuario mediante esta vía (Hoffmeyer, 2004, Barría de Cao &
Piccolo, 2008).
Además, cabe destacar que una amplia zona que sufriría el impacto del dragado, forma
parte de la Reserva de Usos Múltiples Bahía Blanca, Bahía Falsa y Bahía Verde,
perteneciente a los Departamentos Bahía Blanca, Villarino y Coronel de Marina L.
43
Rosales. Esta reserva fue declarada mediante la Ley Nº 12101/98 y desde el año 1998
protege como reserva provincial, a casi la totalidad del ecosistema del estuario de Bahía
Blanca. En particular, Puerto Cuatreros, ubicado en la parte más interna del estuario,
resulta un sitio muy sensible por tener un menor recambio con aguas oceánicas. Puerto
Cuatreros, posee características especiales en cuanto a la dinámica planctónica del
estuario dada la alta productividad y diversidad que presenta allí esta comunidad.
Considerando lo expuesto y analizando la elección de la localización de la obra en la
zona interna, el dragado con sus actividades relacionadas provocaría, desde el punto de
vista de la ecología del plancton, un impacto negativo en el mantenimiento de las
poblaciones fito y zooplanctónicas que allí residen.
Por otra parte, en el EIA se minimizan los efectos de la turbidez ocasionados por el
dragado y por el posible reingreso de los sedimentos desde su lugar de deposición. La
remoción de las capas superficiales del sedimento, y por consiguiente la falta de
continuidad en la estructura original del perfil sedimentario, podría generar un cambio
drástico en la disponibilidad de sustancias almacenadas en los sedimentos, como por
ejemplo nutrientes o contaminantes, que afectarán por consiguiente la dinámica de la
productividad del sistema. A su vez, se eliminará gran parte de las formas de resistencia
presentes en el sedimento. Un aumento en la turbidez, reduciría la penetración de la luz
con sus consecuentes impactos sobre las comunidades pelágicas. Una turbidez
anormalmente alta puede reducir drásticamente la productividad primaria al atenuar la
penetración de la luz en la columna de agua y provocar la formación de agregados de las
células que sedimentan rápidamente (Popovich & Gayoso 1999, Guinder et al., 2009a,
b). Se ha observado que la floración anual de diatomeas, el evento de productividad
primaria más importante en términos de biomasa fitoplanctónica, ocurre en la zona
interna del estuario como consecuencia de las altas concentraciones de nutrientes y la
disminución relativa de turbidez (medida como cantidad de material particulado en
suspensión) en los meses invernales (Popovich et al., 2008a, Guinder et al., 2009a, b,
Guinder, 2011). Es esperable que el aumento de la turbidez por efecto del dragado
reduzca la productividad del fitoplancton y por ende el pasaje de carbono orgánico a
niveles superiores de la cadena trófica pelágica. Por otro lado, la turbidez afecta
directamente al zooplancton de diversas formas: muchos organismos del plancton son
filtradores y el excesivo sedimento en suspensión puede interferir en la habilidad para
44
obtener el alimento reduciendo la efectividad de los apéndices utilizados en la
alimentación. Además, el sedimento puede adherirse a los huevos o animales causando
daño celular o tasas de sedimentación anormales (Sullivan & Hancock 1977).
Importancia del sedimento como reservorio de huevos y formas de resistencia de las
poblaciones planctónicas
Los bancos bentónicos conformados por huevos dormantes y quistes de resistencia en
especies zooplantónicas constituyen reservorios de información genética y ecológica de
sus poblaciones (Limburg & Weider, 2002, Avery, 2005), así como también archivos
naturales que proveen información del estado ambiental (Uriarte & Villate, 2006; So-
Young et al., 2009). Estas formas de resistencia son consideradas un punto crítico en el
ciclo de vida de muchos organismos planctónicos (copépodos, cladóceros,
dinoflagelados, rotíferos) debido a que aseguran la supervivencia de sus poblaciones
año tras año. En el caso de aquellas especies que desaparecen de la columna de agua
durante el período del año con condiciones desfavorables, la eclosión de estos huevos
bentónicos inicia el pulso planctónico en los años subsiguientes (Uye, 1983, 1985,
Marcus, 1989, 1996, Katajisto et al., 1998). En especies con permanencia en fase
planctónica durante todo el ciclo anual, la eclosión de los mismos, genera un incremento
poblacional durante el período de reestablecimiento (Marcus & Boero, 1998). Los
huevos de resistencia pueden permanecer viables entrampados en los sedimentos por
meses e incluso por años (Marcus et al., 1994, Katajisto, 1996, Marcus & Lutz, 1998;
Jiang et al., 2004, Sei et al., 2006). La supervivencia de los mismos durante la fase
bentónica se vería afectada por los niveles de oxigenación así como también, por el
grado de polución de los sedimentos y del agua intersticial circundante (Marcus &
Schmidt-Gengenbach, 1986, Lotufo, 1998, Lindley et al., 1999, Suderman & Marcus,
2002, Hack et al., 2008). Las concentraciones de estas formas de resistencia en el
sedimento en general son muy variables, encontrándose las densidades más altas
(106/m2), en sedimentos barrosos característicos de ambientes de deposición, en áreas
costeras, lagos o estuarios (Marcus & Fuller, 1986). La resuspensión de los sedimentos
permite a su vez la resuspensión de los huevos o quistes, los cuales pueden enterrarse
nuevamente o mantenerse en la interfase agua-sedimento y eclosionar (Marcus & Fuller,
1986, Marcus, 1989, Katajisto el al., 1998).
45
En el estuario de Bahía Blanca existen formas dormantes en los sedimentos de fondo.
Los estudios de Hoffmeyer et al. (2003), Diodato et al. (2006) y Borel et al. (2006),
describen las formas dormantes presentes en el mismo. Ha sido reportado también que
los copépodos claves Acartia tonsa y Eurytemora americana, poseen huevos de
resistencia que permanecen latentes en la fase bentónica como reservorio de ambas
poblaciones (Hoffmeyer et al., 2003, Molina, 2005, Diodato et al., 2006, Berasategui et
al., 2009a, b, Berasategui et al., 2012). Los resultados obtenidos en el trabajo de tesis
realizado en este estuario por Berasategui (2010), revelaron la producción de huevos
diapáusicos por parte de E. americana y la producción de huevos de resistencia
facultativos por parte de A. tonsa. En este estudio, se observó que los huevos
diapáusicos de E. americana comienzan a producirse luego del máximo de abundancia
poblacional (septiembre/noviembre) culminando dicha producción, con la desaparición
de la especie en fase planctónica. Estos huevos, quedan entrampados en el sedimento y
se ha visto que para eclosionar, requieren una fase bentónica refractaria previa, y son los
que aseguran la aparición en fase planctónica de la especie año tras año. Por otra parte,
A. tonsa produce huevos de resistencia facultativos durante otoño/invierno (condiciones
desfavorables para la especie), los cuales son responsables del repoblamiento durante la
primavera tras las bajas abundancias del periodo desfavorable. Además, la alta
abundancia de huevos de copépodos hallada por Berasategui (2010) en las muestras de
bentos de Puerto Cuatreros (0.21-8.68 x106 huevos/m2), en relación con áreas más
externas del estuario de Bahía Blanca (Diodato et al., 2006), indicaría que el banco de
los huevos de resistencia de ambas especies mencionadas se encuentran principalmente
en la zona propuesta para profundizar el canal de navegación. Por lo tanto, la retención
en la zona interna y el reclutamiento de E. americana y A. tonsa en este estuario
(Hoffmeyer et al., 2009) se explica no sólo por la dinámica poblacional y los patrones
de circulación de agua (Perillo et al., 2001, Cuadrado et al., 2004Menéndez, 2009) sino
también por la presencia de un banco de huevos en la zona interna del estuario.
Consideraciones finales
La resiliencia de un sistema es la capacidad que éste posee de absorber disturbios sin
cambiar de estado (Holling, 1973). La mayoría de los sistemas ecológicos poseen
múltiples estados de equilibro, y cada sistema posee una tolerancia específica a las
perturbaciones que en el caso de sobrepasar un valor umbral, conducirán a la transición
46
entre estos estados. Estas transiciones, involucran cambios de régimen y en la estructura
del ecosistema (Holling, 1973, Gunderson, 2000). Un análisis más profundo debiera
considerar la posibilidad de que el disturbio provocado por la obra de profundización
del canal de navegación, así como también las obras y actividades asociadas, superarán
el umbral de tolerancia del sistema, el cual es particularmente valioso en la zona que se
verá afectada. Asimismo, la dirección del cambio no puede ser estimada a priori,
existiendo un gran número de casos en los que los sistemas han respondido de forma
sorprendente ante disturbios, lo que en última instancia genera una crisis de recursos.
Bibliografía relevante que no fue utilizada en el EIA en los capítulos relacionados
con plancton
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MICROFITOBENTOS
Efectos del dragado sobre los organismos micro-fitobentónicos y las planicies de
marea
En el EIA se omitió la información científica existente y de libre acceso que brindan los
estudios realizados entre 2004-2010 sobre el efecto del dragado en las planicies de
marea del estuario de Bahía Blanca y específicamente sobre sus comunidades
microfitobentónicas. Estas investigaciones prueban que las mismas son las principales
responsables de la estabilización de los sedimentos de las planicies de marea debido a la
secreción de sustancias poliméricas extracelulares, marcando su rol ecológico
fundamental en la modulación del intercambio de nutrientes entre el sedimento y la
52
columna de agua y en la trama trófica desarrollada en las planicies de marea. De estos
estudios se desprenden las siguientes conclusiones:
El dragado por inyección de agua del Canal Principal produjo cambios en el
microfitobentos de las planicies adyacentes al canal dragado. Se observó una
disminución en la densidad y biomasa microalgal, acompañada de una reducción de los
carbohidratos coloidales secretados por las microalgas, hasta 800 m en sentido
transversal al canal dragado y 1500 m en el sentido longitudinal, aguas arriba. La
actividad biológica también disminuyó luego del dragado (Parodi & Barría de Cao,
2002; Pizani & Parodi, 2005a; Cuadrado et al., 2006 a, b; Pizani et al., 2006 a, b; 2008;
Pizani, 2009; Pizani et al., en revisión).
Pizani (2009) indica que el reestablecimiento aparente del microfitobentos ocurrió
aproximadamente al mes de finalizado el dragado, pero condiciones meteorológicas
adversas incrementaron la energía del sistema, impidiendo la recuperación real de las
comunidades bentónicas de las planicies de marea disturbadas.
Además, el dragado afectó las características sedimentológicas de las planicies de
marea, cambiando la composición del tamaño de grano del sedimento depositado,
dependiendo de su lugar de ubicación respecto al canal dragado lo que disminuyó el
valor de esfuerzo de corte τ0 (Pizani et al., 2008a y b; Pizani, 2009).
La cuantificación de diatomeas vivas, la densidad celular, la concentración de
pigmentos y carbohidratos coloidales en sedimento, variables determinantes del estado
del microfitobentos, fueron afectadas por el dragado por inyección de agua. Por el
contrario, el sólo análisis de la estructura y composición específica de las comunidades
microfitobentónicas no representan variables descriptoras de los efectos del mismo
(Pizani & Parodi, 2005a y b; Pizani et al., 2006; Pizani, 2009; Pizani et al., en revisión).
Inmediatamente después del dragado se observó una reducción en el tamaño de
partículas debido a la depositación de sedimento fino puesto en suspensión por acción
del mismo. Este hecho, conjuntamente con la reducción de la actividad microalgal,
resultaron en una disminución del esfuerzo crítico de corte τ0, esfuerzo que requieren
los sedimentos de las planicies para ponerse en movimiento. Los fuertes vientos del
sudoeste ocurridos durante el transcurso de las maniobras de dragado, provocaron un
incremento en la energía del sistema, que sumado a una disminución de la densidad
microalgal y del contenido de carbohidratos coloidales, favoreció ampliamente al
transporte de sedimentos y a la erosión. Ello indica una mayor susceptibilidad a la
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erosión de las planicies de marea bajo condiciones meteorológicas extremas (Cuadrado
et al. 2006a; Cuadrado et al. 2008, Pizani et al., 2006b; 2008a y b; Pizani, 2009).
Además, no hay mención en el EIA de los efectos tóxicos que podrían derivarse de las
maniobras de dragado sobre los productores primarios de las planicies de marea del
estuario, ya que en el mismo sólo se incluyeron análisis químicos de los sedimentos y
no se analizaron los resultados de los estudios de toxicidad del sedimento dragado
realizados mediante bioensayos específicos en el estuario de Bahía Blanca (Pizani et al.
2006b; Pizani, 2009; Pizani et al. 2009). En estos estudios se prueba con alto grado de
significación estadística una elevad toxicidad de los sedimentos dragados sobre
organismos microfitobentónicos autóctonos aún a una muy baja concentración de los
elementos químicos presentes en el sedimento.
Efectos tóxicos de las maniobras de dragado sobre los organismos
microfitobentónicos del estuario de Bahía Blanca, basadas en los resultados
obtenidos en bioensayos
Los sedimentos estuarinos actúan como reservorios y posibles fuentes de
contaminación. Por ello, es fundamental destacar la importancia de establecer la
toxicidad del sedimento puesto en suspensión o recientemente depositado, de manera de
evaluar el posible riesgo de contaminación actual, en lugar de la histórica. Debido a la
sensibilidad a los metales pesados y a la tasa de crecimiento, Cylindrotheca closterium
resultó ser una especie apropiada para la realización de pruebas de toxicidad de
sedimentos. Las concentraciones de metales pesados, cadmio, cobre, mercurio, plomo y
zinc, hallados en el sedimento dragado resultaron muy inferiores a las señaladas como
tóxicas por organismos internacionales protectores del ambiente. Sin embargo, en los
bioensayos de toxicidad realizados en poblaciones de la diatomea Cylindrotheca
closterium la concentración efectiva (CE50) se obtuvo con sólo el 5 % del sedimento
dragado. Esto indicaría la potencial toxicidad de estos sedimentos. Teniendo en cuenta
los resultados obtenidos en este estudio, el análisis químico de los sedimentos puede ser
utilizado sólo como un primer paso para valorizar el riesgo ecológico, ya que las
conclusiones basadas únicamente en este tipo de análisis podrían subestimar los efectos
del mismo. Los impactos del dragado hidráulico sobre las comunidades deben ser
debidamente valorizados, para establecer un plan de manejo que permitan disminuir
tales impactos. Tanto la elección de las comunidades biológicas y su respuesta a los
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cambios, así como también los distintos tipos de ensayos y análisis químicos, son
consideraciones fundamentales en la evaluación del impacto ambiental de eventos
episódicos como lo es el dragado.
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