1 

 

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.

2 

 

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

3 

 

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.

4 

 

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

5 

 

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.

7 

 

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

8 

 

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

10 

 

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.

11 

 

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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Dyer, K.R., 1998. Estuaries: a Physical Introduction, John Wiley, London.

Cuadrado D.G., Perillo G.M.E. & Marcos A., 1994. Análisis preliminar del transporte

del sedimento en suspensión en Puerto Rosales. Actas V Reunión Argentina de

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Ginsberg S.S. & Perillo G.M.E. 1990. Channel bank recession in the Bahía Blanca

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la zona interior del Canal Principal del Estuario de Bahía Blanca. Revista de la

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Melo W.D., Schillizzi R., Perillo G.M.E. & Piccolo M.C. 2003. Influencia del área

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& Delrieux, C. 2006. Effects of crab-halophytic plant interactions on creek

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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

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durante el Pleistoceno-Holoceno. Tomo III: 809-816. ISBN 987-595-006-8.

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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.

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Scampini E.M., S. Andrade & J.E. Marcovecchio. 1993. Total mercury distribution in

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"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

Cloern J.E., & Jassby A.D. 2008. Complex seasonal patterns of primary producers at the

landsea interface. Ecol Lett 11: 1294-1303.

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33 

 

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of Bahía Blanca Estuary (Buenos Aires province, Argentine). Gayana Bot 45:

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Gayoso A.M. 1989. Species of the Diatom Genus Thalassiosira from the coastal Zone

of the South Atlantic (Argentina). Bot Mar 32: 331-337.

Gayoso A.M. 1998. Long-term phytoplankton studies in the Bahía Blanca Estuary,

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physicochemical analysis on the water system of the temperate estuary in South

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hydroclimatic changes. Enviado a Continental Shelf Research.

Guinder V.A., Molinero J.C., Popovich C.A., Marcovecchio J.E. & Sommer U. 2012c.

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Popovich C.A. 1997. Autoecología de Thalassiosira curviseriata Takano

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Doctoral, Universidad Nacional del Sur, Bahía Blanca, Argentina.

34 

 

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Popovich C.A., Spetter C.V., Marcovecchio J.E. & Freije R.H. 2008b. Dissolved

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(Bahía Blanca, Argentina). J Coast Res 24: 95-102.

Popovich, C.A. & Guinder V.A. 2012. EL rol del fitoplancton en los procesos

biogeoquímicos en estuarios. En: Procesos físico-químicos en estuarios. Freije,

H.; Marcovecchio, J. (Eds). Editorial Ediuns, Bahía Blanca, Argentina.

Aceptado y en proceso de edición.

Winder M. & Cloern J.E. 2010. The annual cycles of phytoplankton biomass. Phil.

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

53 

 

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

54 

 

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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