20: Problemas adicionales de las aguas superficiales

Causas de la eutrofización

La mayoría de los lagos en Canadá son geológicamente “jóvenes” porque ocurren en paisajes que fueron liberados del hielo glacial hace solo unos 8-12 mil años (dependiendo de la región). Muchos lagos son relativamente profundos, habiendo tenido poco tiempo para acumular mucho sedimento en sus cuencas. También tienden a tener bajas tasas de aporte de nutrientes. A lo largo de los milenios, sin embargo, los lagos oligotróficos de este tipo aumentan gradualmente en productividad a medida que acumulan nutrientes. También se vuelven menos profundas debido a la sedimentación, lo que resulta en mayores tasas de ciclo de nutrientes. El lento aumento de la productividad de muchos lagos a lo largo del tiempo es una expresión natural de la eutrofización como un proceso a largo plazo.

Las aguas superficiales también pueden ser naturalmente eutróficas si se presentan en una cuenca con suelo fértil. Este es el caso de muchos lagos y estanques en la región de las praderas, donde hay abundancia de cuerpos de agua poco profundos que reciclan sus nutrientes rápidamente.

La eutrofización antropogénica (cultural) implica aumentos más rápidos en la productividad acuática. Esto es causado con mayor frecuencia por la carga de nutrientes asociada con el vertido de aguas residuales o escorrentía contaminada por fertilizantes agrícolas. Dondequiera que los humanos vivan en poblaciones densas o se dediquen a la agricultura intensiva, hay grandes insumos de nutrientes en lagos y ríos. En las zonas costeras, los estuarios y las áreas poco profundas cercanas a la costa también pueden verse afectados por los aportes de nutrientes antropogénicos y la eutrofización.

Una teoría llamada Principio de Factores Limitantes establece que ciertos procesos ecológicos están controlados por cualquier factor ambiental que esté presente en la menor oferta en relación con la demanda. De acuerdo con esta idea, la producción primaria de cuerpos de agua está limitada por el nutriente que está presente en menor oferta en relación con su demanda (asumiendo que la luz, la temperatura y el suministro de oxígeno son todos adecuados). Las investigaciones han demostrado que, en casi todas las aguas dulces, la producción primaria está limitada por la disponibilidad de fósforo, ocurriendo como el ion fosfato (PO ₄ ^3—. En contraste, las aguas marinas suelen estar limitadas por la disponibilidad de nitrógeno inorgánico, particularmente en forma de nitrato (NO _3-).

El fósforo como nutriente limitante

Durante la década de 1960 y principios de 1970, la eutrofización fue un tema de intensa controversia ambiental, parte de la cual se centró en la cuestión de cuáles nutrientes eran los factores limitantes de la producción primaria en los lagos. Muchos científicos creían que el fósforo era lo más importante en este sentido. Otros, sin embargo, sugirieron que el nitrógeno disuelto, en forma de nitrato o amonio, era el nutriente limitante crítico en muchas aguas dulces. Las plantas y las algas tienen demandas relativamente grandes para todos esos nutrientes, los cuales suelen ocurrir en bajas concentraciones en el agua.

También se sugirió que el carbono inorgánico disuelto (como bicarbonato, HCO _3—) podría ser un factor limitante. El carbono inorgánico es necesario en grandes cantidades por los autótrofos, pero en los sistemas acuáticos el HCO _3— se repone principalmente por la difusión del CO ₂ atmosférico en las aguas superficiales, lo cual es un proceso lento.

Finalmente, la investigación demostró de manera convincente que el fósforo es el nutriente clave que limita la producción primaria en la mayoría de las aguas dulces. En consecuencia, ahora se sabe que controlar la tasa de suministro de fósforo es una acción crucial para evitar la eutrofización.

El papel vital del fósforo se sugiere en el Cuadro 20.1, que muestra su concentración típica en agua dulce (un índice de oferta) y su concentración en plantas (un índice de demanda). Debido a que la relación entre la demanda y la oferta de fósforo es considerablemente mayor que la de otros nutrientes, es probable que sea el principal factor limitante para la productividad de algas y plantas. Los datos también sugieren que el siguiente nutriente más importante es el nitrógeno inorgánico, en forma de nitrato o amonio.

Otros estudios confirman que el fósforo es el nutriente controlador habitual para la eutrofización. Quizás los datos más convincentes provienen de una famosa serie de experimentos realizados en el Área Experimental Lakes (ELA; ver Canadian Focus 20.1). La mayor parte de la investigación en el ELA involucró la adición de nutrientes a diversas tasas y en diferentes combinaciones a lagos seleccionados, seguido de monitoreo de las respuestas ecológicas. Los experimentos de lago entero más importantes fueron los siguientes (Schindler, 1978, 1990; Levine y Schindler, 1989):

• Durante dos años, el Lago 304 fue fertilizado con fósforo, nitrógeno y carbono. Respondió volviéndose eutrófica. Después de que se detuvo la adición de fósforo, el lago volvió a su condición oligotrófica original, a pesar de que aún se estaban agregando nitrógeno y carbono.
• Las dos cuencas del Lago 226, un lago en forma de reloj de arena, fueron aisladas con una cortina de vinilo. Una cuenca fue fertilizada con carbono, nitrógeno y fósforo en una relación ponderal de 10:5:1, mientras que la otra recibió solo carbono y nitrógeno a las 10:5. Solo la cuenca que recibió fósforo desarrolló floraciones de algas. Después de cinco años, las adiciones de nutrientes se detuvieron y la condición oligotrófica original regresó en apenas un año. Se observó una recuperación igualmente rápida en otro experimento, que involucró al Lago 303, luego de que se detuvo la fertilización con P.
• El lago 302N se fertilizó con fósforo, nitrógeno y carbono. Sin embargo, los nutrientes se inyectaron directamente en aguas profundas durante el verano, en un momento en que los lagos desarrollan una estratificación térmica (ver En Detalle 20.1). Debido a que los nutrientes se inyectaron profundamente, la producción primaria en las aguas superficiales no se vio afectada y no se produjo la eutrofización. Las investigaciones realizadas en la ELA también mostraron que cuando se agregaba fósforo a los lagos, el suministro de nitrógeno y carbono ya presente era capaz de soportar la eutrofización inducida por fósforo. En parte, esto ocurrió porque la eutrofización indujo una mayor tasa de fijación de dinitrógeno atmosférico (N2) por bacterias azul-verdes y una difusión más rápida del CO ₂ atmosférico en el agua del lago.

La eutrofización también provoca cambios pronunciados en la composición de las especies, abundancia relativa y biomasa del fitoplancton, que son los productores primarios más importantes en los lagos ELA. Los cambios en el fitoplancton resultaron en efectos sobre organismos en niveles más altos de la red alimentaria, como zooplancton y peces. Por ejemplo, la productividad del pescado blanco (Coregonus clupeaformis) en el Lago 226 en forma de reloj de arena fue mayor en la cuenca eutrofiada que en la oligotrófica. Esto ocurrió en respuesta a la mayor abundancia de sus presas de zooplancton e insectos acuáticos, lo que a su vez una respuesta trófica al aumento de la productividad de las algas.

En Detalle 20.1. Estratificación de lagos
Durante la mayor parte del año, los lagos tienen una distribución bastante uniforme de la temperatura a lo largo de su profundidad. Esto permite que sus aguas inferiores y superficiales se mezclen fácilmente bajo la influencia de fuertes vientos. Durante el verano, sin embargo, los lagos suelen desarrollar una condición estratificada persistente. Esto se caracteriza por una capa superficial de agua relativamente cálida, de varios metros de espesor en la mayoría de los lagos (pero más gruesa en algunos lagos grandes), que se extiende por encima del agua más profunda y más fría. Debido a que la densidad del agua tibia es menor que la del agua fría, las dos capas permanecen discretas y no se mezclan.

El agua superior relativamente cálida de un lago estratificado se conoce como el epilimnion, mientras que el agua más fría y profunda es el hipolimnión. Estas capas están separadas por una zona estrecha de cambio rápido, conocida como la termoclina. Durante el otoño, a medida que el epilimnion se enfría, la estratificación disminuye y las dos capas se mezclan por fuertes vientos.

Durante la estratificación, el oxígeno y otras sustancias disueltas pueden ingresar al hipolimnión, pero principalmente por difusión a través de la termoclina. Debido a que la difusión es un proceso lento, el oxígeno hipolimnetico se agota en lagos estratificados cuyas aguas más profundas reciben grandes insumos de material orgánico. El aporte orgánico puede estar asociado con aguas residuales, escorrentía agrícola o biomasa algal que se hunde desde el epilimnión. El desarrollo de condiciones anóxicas (sin oxígeno) representa una importante degradación de la calidad del agua porque los peces y la mayoría de los demás animales no pueden vivir en ese ambiente.

En ocasiones, los gradientes de densidad asociados con sales disueltas también pueden hacer que los lagos se estratifiquen. En estos casos, una capa superficial de agua dulce se asienta sobre aguas más salinas, más profundas, con las capas separadas por un fuerte gradiente químico y de densidad conocido como haloclina.

Enfoque Canadiense 20.1. El Área de Lagos Experimentales
Algunas de las investigaciones canadienses más famosas en ecología y ciencias ambientales se han llevado a cabo en el Área Experimental Lakes (ELA). La investigación en la ELA, financiada principalmente por el Departamento Federal de Pesca y Océanos (DFO), comenzó a fines de la década de 1960. Las dos primeras décadas de trabajo están estrechamente identificadas con David Schindler, pero cientos de otros científicos canadienses e internacionales de gobiernos y universidades han estado involucrados en la investigación en la zona. Varios de los principales científicos que trabajan en la ELA, notablemente Schindler, han ganado premios internacionales por sus destacadas contribuciones.

El ELA se encuentra en una región remota del noroeste de Ontario cerca de Kenora. La zona contiene muchos lagos y humedales. Las cuencas hidrográficas están en gran parte boscosas, con suelo delgado que recubre duro lecho rocoso cuarzítico del Escudo Canadiense. El ELA no es un área protegida, por lo que se persigue la silvicultura, al igual que la exploración minera y el turismo. Sin embargo, existe un entendimiento entre los diversos intereses en la ELA de que algunos de los lagos y sus cuencas hidrográficas están siendo utilizados para la investigación y no deben ser perturbados.

Imagen 20.1. El lago 226 en el Área Experimental de los Lagos se dividió en dos cuencas separadas con una cortina pesada de vinilo. La cuenca superior de la fotografía fue fertilizada con fósforo, nitrógeno y carbono, mientras que la inferior recibió nitrógeno y carbono. Sólo la cuenca que recibió fósforo se volvió eutrófica y desarrolló floraciones de fitoplancton, las cuales son discernibles como una tonalidad blanquecina en la foto. Fuente: Michael Paterson.

Uno de los procedimientos experimentales más importantes utilizados en el ELA ha sido la perturbación controlada de lagos o humedales enteros. Esto se hace para investigar los efectos ecológicos de ciertos factores estresantes antropogénicos, como la eutrofización, la acidificación, la contaminación por metales y la inundación de humedales. Estos se conocen como experimentos de lagos completos (y algunos como experimentos de humedales completos). El procedimiento experimental incluye un estudio inicial del lago o humedal durante varios años para determinar las condiciones basales. Entonces el sistema se perturba de alguna manera, por ejemplo, al hacer que se vuelva eutrófico al agregar nutrientes. Los lagos experimentales son monitoreados para una variedad de respuestas ecológicas, como cambios en la abundancia y productividad de especies y comunidades, en el ciclo de nutrientes y en factores químicos y físicos.

Los lagos experimentales están emparejados con los de referencia (no perturbados), los cuales proporcionan información sobre cambios naturales que no están relacionados con la manipulación. Debido a que los lagos de referencia son monitoreados durante mucho tiempo, también proporcionan información extremadamente útil relevante para los cambios en el ambiente, como el calentamiento climático.

Desafortunadamente, la investigación en la ELA se ha visto amenazada periódicamente por recortes en la financiación, y el futuro de esta instalación de clase mundial y sus programas ha sido objeto de episodios de incertidumbre. A lo largo de la historia de ELA, el DFO proporcionó la mayor parte de los fondos para mantener su infraestructura de investigación. La mayoría de los experimentos también fueron financiados por DFO y realizados por su personal o por científicos universitarios que trabajan con ellos. Sin embargo, a principios de la década de 1990, DFO centró sus actividades más en temas marinos, y durante varios años parecía como si los recortes pudieran resultar en el cierre de las instalaciones de ELA. De hecho, a pesar de una indignación internacional de científicos acuáticos y ambientalistas, el ELA estuvo esencialmente cerrado por alrededor de un año. Durante ese tiempo se derribaron varios edificios y se redujeron o abandonaron proyectos de investigación extremadamente importantes. Afortunadamente, sin embargo, las provincias de Ontario y Manitoba aportaron fondos que han permitido al Instituto Internacional para el Desarrollo Sustentable administrar y operar las instalaciones de ELA, por lo que esta ubicación vital para la ciencia de todo el ecosistema ahora está operando nuevamente para apoyar la investigación ecológica de clase mundial.

Fuentes de Carga de Nutrimentos

En América del Norte, la eutrofización fue más grave como problema ambiental durante las décadas de 1960 y 1970. En ese momento, la descarga promedio de fósforo a aguas continentales era de aproximadamente 2 kg/persona•año. Alrededor del 84% de la carga de fósforo se asoció con el vertimiento de aguas residuales municipales, y el resto se debió a fertilizantes agrícolas y aguas residuales (del ganado). Además, la descarga de nitrógeno en ese momento fue de aproximadamente 12.5 kg/persona•año, de los cuales 36% fue de fuentes municipales y 64% de fuentes agrícolas.

Debido a que los científicos han demostrado de manera convincente que el fósforo es el principal nutriente limitante para la eutrofización en agua dulce, las estrategias de control se han centrado en reducir el aporte de ese nutriente a las aguas superficiales.

Tratamiento de aguas residuales

La producción de estiércol ganadero en Canadá es de aproximadamente 181 × 10 ⁶ t/a, con un contenido de fósforo de 0.30 × 10 ⁶ t/a y un contenido de nitrógeno de 1.10 × 10 ⁶ t/a (en 2006; Statistics Canada, 2008). No gran parte del estiércol del ganado se trata antes de ser liberado al medio ambiente; en su mayoría se desecha en los campos o en una masa de agua cercana. La producción de aguas residuales humanas es de aproximadamente 10 × 10 ⁹ t/a (la mayor parte de esta es agua, equivalente a 10 × 10 ¹² L/a; debido a que las aguas residuales municipales se descargan en los inodoros, se diluye mucho más por el agua que el estiércol de ganado; Environment Canada, 2010). La mayor parte de las aguas residuales humanas en Canadá son tratadas antes de ser liberadas al medio ambiente (ver Capítulo 25 para excepciones notables).

En la mayoría de los lugares, los principales objetivos del tratamiento de aguas residuales son reducir los insumos de microorganismos patógenos y materia orgánica que consume oxígeno a las aguas receptoras. Sin embargo, en lugares donde las aguas superficiales son vulnerables a la eutrofización, las aguas residuales también pueden ser tratadas para reducir la cantidad de fósforo en el efluente.

Todos los pueblos y ciudades importantes de Canadá tienen instalaciones para recolectar el efluente de aguas residuales de hogares, negocios, instituciones y fábricas (Capítulo 25). Esta infraestructura consiste en redes complejas de tuberías subterráneas de aguas residuales y otros dispositivos de recolección. Algunos municipios cuentan con sistemas separados para recolectar desechos domésticos e industriales, ya que estos últimos suelen contener productos químicos tóxicos y peligrosos que deben tratarse por separado. Algunos municipios también cuentan con un sistema separado para manejar los grandes volúmenes de flujos pluviales, que resultan de la escorrentía de lluvia y agua de deshielo de la nieve. Eventualmente, estas grandes cantidades de aguas residuales deben ser descargadas al ambiente ambiente, generalmente en un lago, río u océano cercano. Siempre que sea posible, es altamente deseable —y ambientalmente responsable— tratar las aguas residuales para reducir su carga contaminante antes de descargarlas en un ecosistema acuático.

Lamentablemente, sin embargo, algunos municipios de Canadá continúan arrojando sus aguas residuales sin tratar en un ambiente acuático cercano. Esta práctica es más común para las ciudades y pueblos que se encuentran al lado de un océano, porque los ambientes marinos bien arrasados tienen una enorme capacidad para diluir y biodegradar contaminantes orgánicos. Entre las ciudades que arrojan aguas residuales en el océano se encuentran Saint John y St. John's en la costa atlántica, y Victoria en la costa del Pacífico. En consecuencia, algunos de sus hábitats costeros se han degradado por los daños estéticos, higiénicos y ecológicos asociados con el vertido de aguas residuales no tratadas. Si bien el peor daño se restringe a las inmediaciones de los vertidos de aguas residuales, sigue siendo un problema importante que debe ser atendido de manera responsable mediante la construcción de instalaciones de tratamiento de aguas residuales.

En comparación con muchos ambientes oceánicos, las aguas continentales como lagos y ríos tienen una capacidad mucho menor para diluir y biodegradar los desechos de aguas residuales. En consecuencia, la mayoría de los municipios ubicados junto a una masa de agua interior tratan sus aguas residuales antes de descargar el efluente Sin embargo, el tratamiento de aguas residuales puede variar mucho en grado y en la tecnología utilizada, como examinamos a continuación (Freedman, 1995; Sierra Legal Defence, 2004, 2006).

• El tratamiento primario de aguas residuales es relativamente sencillo. Por lo general, implica el cribado de aguas residuales sin procesar para eliminar materiales más grandes, y luego permitir que el resto se asiente para reducir la cantidad de materia orgánica suspendida. El efluente resultante se descarga luego al ambiente, aunque primero puede tratarse con un desinfectante (generalmente un compuesto de cloro) para matar patógenos, especialmente bacterias. El tratamiento primario generalmente elimina 40-60% de los sólidos suspendidos de aguas residuales en bruto y 5-15% del fósforo, al tiempo que reduce la demanda biológica de oxígeno (DBO) en 25-40%. (DBO es la capacidad del material orgánico en las aguas residuales para consumir oxígeno durante la descomposición). Los sistemas primarios más avanzados pueden reducir los sólidos suspendidos en un 90% y el DBO en un 50%. Además, pueden reducir los coliformes fecales en un 45-55%.
• El tratamiento secundario de aguas residuales se puede aplicar al efluente del tratamiento primario, principalmente para reducir aún más el DBO. El tratamiento secundario generalmente implica el uso de una tecnología biológica que mejora la descomposición aeróbica de los desechos orgánicos al estimular la comunidad microbiana en un ambiente diseñado. Dos de estas biotecnologías de uso común son (1) el lodo activado, que implica una aireación vigorosa de las aguas residuales para mejorar la descomposición de su contenido orgánico, y (2) filtros de goteo, en los que las aguas residuales pasan lentamente a través de una matriz física compleja que soporta una gran población de microorganismos. Estas biotecnologías, junto con el tratamiento primario, producen grandes cantidades de un producto similar al humo conocido como lodo, que puede ser compostado y luego esparcido en tierras agrícolas como un acondicionador rico en orgánicos. Los lodos también pueden ser incinerados o arrojados de manera menos útil en un relleno sanitario (ver Capítulo 18). Los tratamientos primarios y secundarios juntos eliminan 30-50% del fósforo de las aguas residuales, y reducen el DBO y los sólidos suspendidos en 85-90% y los coliformes en 90-99%.
• El tratamiento terciario de aguas residuales incluye procesos para eliminar la mayoría de los nutrientes disueltos restantes del efluente. La eliminación de fósforo se puede lograr agregando aluminio, hierro, calcio u otros químicos que desarrollen precipitados insolubles con fosfato, que luego se depositan fuera del agua, eliminando 90% o más del fósforo. Se pueden usar otros procesos terciarios para eliminar amonio y nitrato.
• Los humedales artificiales a veces se construyen para proporcionar un tratamiento avanzado de aguas residuales. Los humedales están diseñados para desarrollar un ecosistema altamente productivo, en el que la vigorosa actividad microbiana descompone los desechos orgánicos mientras que las algas y los macrófitos disminuyen las concentraciones de nutrientes en el agua. La mayoría de los humedales de tratamiento de aguas residuales se construyen al aire libre, pero algunos se desarrollan dentro de un invernadero, lo que permite que el sistema funcione durante el invierno. La eficiencia de estos sistemas depende del clima, la velocidad de flujo de las aguas residuales y la naturaleza del humedal diseñado. Por lo general, los humedales artificiales eliminan hasta 30% del fósforo de las aguas residuales crudas, al tiempo que reducen la DBO hasta en 90%.

El tratamiento terciario para reducir el fósforo en los efluentes municipales requiere costosas inversiones en tecnología y costos operativos. En consecuencia, esta práctica sólo se persigue bajo ciertas condiciones. El tratamiento terciario es utilizado principalmente por comunidades ubicadas junto a los ríos y alrededor de los Grandes Lagos. Además, debido a que los Grandes Lagos se ven afectados por efluentes provenientes de fuentes tanto de Canadá como de Estados Unidos, se han negociado acuerdos bilaterales sobre la carga de fósforo y otros contaminantes. Para cumplir con las cargas objetivo, los municipios de ambos países deben utilizar sistemas terciarios para lograr un alto grado de remoción de fósforo de las aguas residuales.

En otras partes de Canadá, generalmente se presta menos atención a la eliminación de fósforo de los efluentes municipales. Si bien los municipios pueden tratar sus aguas residuales, generalmente solo se utilizan sistemas primarios o secundarios, principalmente para reducir la abundancia de patógenos y disminuir la DBO en el efluente (Capítulo 25).

Como se señaló anteriormente, la ganadería agrícola produce enormes cantidades de materia fecal. Sin embargo, su estiércol rara vez se trata antes de ser desechado al medio ambiente. Las instalaciones de tratamiento de aguas residuales agrícolas se consideran demasiado costosas y no suelen ser requeridas por los reguladores. Esto sucede a pesar de que algunas instalaciones de cría intensiva, como los corrales agroindustriales y las granjas industriales, pueden producir enormes cantidades de estiércol concentrado, equivalentes a las aguas residuales de una pequeña ciudad.

Eutrofización de un lago ártico

Los lagos Meretta y Char son dos pequeños lagos que se encuentran en la isla Cornwallis en el norte de Canadá. Debido al clima severo en el Alto Ártico, los lagos de tundra son ecosistemas relativamente simples. Además, los insumos de nutrientes son escasos y el ciclo es lento, por lo que los lagos de tundra son naturalmente oligotróficos. El lago Char es un lago típico oligotrófico, polar, con aguas extremadamente claras y bajas tasas de productividad de algas, zooplancton y peces. El lago Meretta, en contraste, recibió aguas residuales de una pequeña comunidad. Debido al aporte de nutrientes, se volvió moderadamente eutrófica (Schindler et al., 1974).

El vertimiento de aguas residuales resultó en una carga de fósforo aproximadamente 13 veces mayor en Meretta que en el lago Char, mientras que el aporte de nitrógeno fue 19 veces mayor. En consecuencia, durante la temporada de crecimiento, el Lago Meretta desarrolló una biomasa de fitoplancton promedio 12 veces mayor que en Char, y hasta 40 veces mayor durante la floración de algas en verano. En el invierno, estos lagos están cubiertos de hielo, lo que restringe la velocidad a la que el oxígeno atmosférico puede ingresar al agua. Durante este tiempo, la descomposición de material orgánico, en su mayoría desechos de aguas residuales pero también biomasa de algas, ejerce una gran demanda de oxígeno en las aguas del fondo del lago Meretta, resultando en condiciones anóxicas. El agotamiento de oxígeno causa estrés severo a los animales acuáticos y perjudica la reproducción del carbón ártico (Salvelinus alpinus), un tipo de trucha.

Este caso demuestra que incluso los lagos polares, que son ecosistemas relativamente simples debido a su entorno climático severo, pueden exhibir una fuerte respuesta de eutrofización a la fertilización con nutrientes limitantes.

Lago Erie: Eutrofización y otros factores estresantes

Los Grandes Lagos son uno de los sistemas de agua dulce más destacados del mundo, ya que contienen aproximadamente una quinta parte del agua dulce superficial global (excluyendo los glaciares). Lake Superior se encuentra en la cima de esta cadena, con los lagos Michigan, Huron, Erie y Ontario ubicados debajo. Los lagos y sus cuencas hidrográficas drenan hacia el Océano Atlántico a través del río San Lorenzo, en sí mismo una gran vía fluvial (también hay algo de flujo hacia el río Mississippi, a través de un canal en Chicago). La superficie agregada de los Grandes Lagos es de 245 mil km ², y la cuenca hidrográfica es de 539-mil km ² (Cuadro 20.2). Alrededor de 35 millones de personas viven en la cuenca, de las cuales 10 millones están en Canadá.

Todos los Grandes Lagos, excepto el Lago Michigan, forman parte de la frontera entre Canadá y Estados Unidos. En consecuencia, los temas relacionados con los recursos y la calidad del agua son binacionales: las aguas de la jurisdicción canadiense se ven afectadas por acciones en Estados Unidos y viceversa. Temas especialmente importantes son el vertimiento de aguas residuales y desechos industriales, la conversión de bosques y humedales en usos agrícolas y residenciales, y la pesca comercial y deportiva. Reconociendo este contexto, los gobiernos de Canadá y Estados Unidos han firmado una serie de acuerdos de cooperación en materia de manejo de recursos, emisiones de contaminantes e investigación y monitoreo de su ecosistema compartido de los Grandes Lagos. Gran parte de la actividad binacional integrada es coordinada por la Comisión Mixta Internacional, órgano con igual representación de ambos países. El Acuerdo de Calidad del Agua de los Grandes Lagos, implementado en 1972 y modificado en 1978, 1983, 1989 y 2012, compromete a Canadá y Estados Unidos a mantener y restaurar la integridad química, física y ecológica de los Grandes Lagos y su cuenca hidrográfica.

El lago Erie tiene un volumen relativamente pequeño y se encuentra en una cuenca con suelo fértil. En consecuencia, el Lago Erie siempre ha sido el más productivo de los Grandes Lagos. Sin embargo, su productividad se ha incrementado en gran medida como resultado de los insumos de nutrientes asociados a las aguas residuales urbanas y al drenaje agrícola. Esto ha creado condiciones eutróficas en regiones menos profundas del lago. La cuenca occidental del lago Erie es particularmente vulnerable a la eutrofización porque es relativamente poco profunda y cálida y recibe grandes insumos de aguas residuales y escorrentía agrícola. Además de la carga de nutrientes, el lago Erie se ha visto afectado por otros factores estresantes importantes. Estos incluyen la contaminación por productos químicos potencialmente tóxicos, grandes pesquerías comerciales y recreativas, la conversión de la mayoría de los ecosistemas naturales de su cuenca hidrográfica en usos agrícolas y urbanos, y la introducción de plantas y animales extraños. Este complejo de factores estresantes ha degradado la calidad del agua y el ecosistema del lago Erie. El daño fue particularmente agudo a finales de los sesenta y principios de los setenta, cuando la contaminación era relativamente incontrolada. Aunque algunos de los problemas anteriores se han aliviado, el lago Erie todavía se encuentra en una condición degradada. Las siguientes secciones examinan los cambios ecológicos más importantes en el lago Erie, como estudio de caso de los efectos de la eutrofización que ocurren en combinación con otros factores estresantes (Freedman, 1995).

Cambios en la Pesquería

El lago Erie ha sostenido durante mucho tiempo una gran pesquería, que generalmente excede los desembarques combinados de todos los demás Grandes Lagos. Notablemente, la captura total por parte de la pesquería comercial se ha mantenido bastante estable a lo largo de los años. Esto ha ocurrido a pesar de los enormes cambios en las especies de peces presentes, la tecnología pesquera, la intensidad de la eutrofización, la contaminación por químicos tóxicos, los daños al hábitat causados por los embalses de los ríos requeridos para el desove y la sedimentación de hábitat poco profundo por suelos erosionados de partes deforestadas de la cuenca.

Aunque la captura de la pesquería en el lago Erie no ha disminuido, la naturaleza de la comunidad de peces ha cambiado mucho. Estos cambios ilustran una severa degradación del recurso pesquero y del ecosistema natural. Cuando la pesquería comercial en el lago Erie comenzó en el siglo XIX, los objetivos principales eran las especies más grandes y valiosas: estas eran el pescado blanco (Coregonus clupeaformis), la trucha de lago (Salvelinus namaycush) y el arenque (Leucichthys artedi). Este es un patrón común siempre que inicialmente se cosecha una pesquería o recurso forestal previamente no explotado — tomar lo mejor y dejar el resto (ver Capítulo 14).

Desafortunadamente, las poblaciones de las especies más deseables se agotaron rápidamente. Esto ocurrió porque la presión pesquera era excesiva y no se pudo sostener. Además, se produjo una severa degradación del hábitat en el lago, causada principalmente por la erosión y sedimentación asociada a la deforestación extensa de su cuenca hidrográfica. Al desaparecer las especies más deseables, la industria pesquera cambió a especies de “segunda opción”, como el lucio azul (Stizostedion vitreum glaucum), la lucioperca (S. v. vitreum), el sauger (S. canadense) y la perca amarilla (Perca flavescens). Debido a la sobreexplotación y degradación del hábitat, la especie de Stizostedion se extirpó o fue rara a principios de la década de 1970. La pesquería estuvo dominada por especies más pequeñas y de bajo valor como la perca amarilla, y por peces alienígenas como el olfato arcoíris (Osmerus mordax), el tambor de agua dulce (Aplodinotus grunniens) y la carpa (Cyprinus carpio). Por lo tanto, aunque el rendimiento total de los peces capturados se ha mantenido bastante grande y consistente a lo largo del tiempo, la calidad del recurso económico y la integridad de la comunidad de peces se han degradado gravemente.

Cambios recientes en la calidad ambiental: Por varias razones, las condiciones ecológicas han mejorado notablemente en el lago Erie desde finales de la década de 1970. Esto se ha logrado en gran medida mediante la construcción de instalaciones de tratamiento de aguas residuales en ciudades y pueblos junto al lago en Canadá y Estados Unidos (así como aguas arriba, especialmente en el río Detroit y el lago St. Clair). Muchas de estas instalaciones incluyen tecnología para reducir los insumos de fósforo. La carga anual de fósforo al lago Erie se ha reducido de alrededor de 28 mil toneladas en 1968, a 20 mil t en 1974, y 6-17 mil t durante 1981-2008 (promedio de 9 mil t; Richards, 2012; Figura 20.1). Mientras que en la década de 1960 la mayor parte de la carga de fósforo provenía de fuentes puntuales (principalmente descargas de aguas residuales de pueblos y ciudades), ahora es en su mayoría descargas no puntuales asociadas con la escorrentía agrícola.

La reducción del aporte de fósforo ha aliviado la eutrofización en el lago Erie (Makarewicz y Bertram, 1991). La biomasa promedio del fitoplancton disminuyó de 3.4 g/m ³ en 1970 a 1.2 g/m ³ durante 1983-1985. La mayor biomasa aún ocurre en la cuenca occidental, donde promedió 1.9 g/m ³ durante 1983-1987, en comparación con 1.0 g/m ³ en la cuenca central y 0.6 g/m ³ en la cuenca oriental más profunda. Las floraciones de algas molestas también han disminuido en intensidad. Por ejemplo, la alga azul-verde Aphanizomenon flos-aquae tuvo un cultivo en pie tan alto como 2.0 g/m ³ en 1970, pero solo 0.22 g/m ³ durante 1983-1985. De igual manera, las diatomeas que indican condiciones eutróficas han disminuido en abundancia, en 85% en el caso de Stephanodiscus binderanus en la cuenca occidental, y en 94% para Fragilaria capucina. Al mismo tiempo, las diatomeas indicativas de condiciones mesotróficas u oligotróficas se han vuelto más abundantes, notablemente Asterionella formosa y Rhizosolenia eriensis. Las aguas abiertas de la cuenca occidental anteriormente eutrófica ahora se consideran en una condición mesotrófica, mientras que la cuenca oriental ahora es oligotrófica.

Las comunidades animales también han cambiado desde la década de 1970. Las especies de zooplancton que indican condiciones oligotróficas se han vuelto más abundantes, mientras que los indicadores de eutrofización son menores y en su mayoría están restringidos a la cuenca occidental. Desde 1972, las poblaciones de peces relativamente grandes han aumentado mucho, particularmente lucioperca y salmón del Pacífico introducido (Oncorhynchus spp.). Se trata de especies que se alimentan de peces, y su depredación ha disminuido la abundancia de peces más pequeños que comen zooplancton como el olfato, alewife (Alosa pseudoharengus) y ojeras (Notropis spp.). La disminución de los peces planctivorosos ha permitido incrementos secundarios de zooplancton de mayor cuerpo, como la pulga de agua Daphnia pulicaria.

El mejillón cebra (Dreissena polymorpha) es otra causa de cambio ecológico importante. Este molusco bivalvo, originario de Eurasia, fue introducido accidentalmente en los Grandes Lagos por la descarga de agua de lastre de barcos transoceánicos. El mejillón puede alcanzar rápidamente una población extremadamente densa (hasta 50 mil/m ²) en superficies duras bajo el agua como roca, metal y concreto. Es un filtro-alimentador, y sus enormes poblaciones tienen una enorme capacidad para eliminar las células de algas del agua. En consecuencia, pueden ser responsables de algunas de las recientes aclaraciones del lago Erie y partes eutróficas de otros Grandes Lagos (Figura 20.1). Además, sus densas poblaciones han beneficiado a algunas especies de patos que invernan en los lagos y se alimentan de moluscos bentónicos y otros invertebrados. Sin embargo, la invasión de los Grandes Lagos por mejillones cebra también ha causado graves daños, entre ellos la reducción del zooplancton que se alimenta por filtración (con efectos secundarios sobre los peces planctivoros), y el desplazamiento de moluscos nativos que no pueden competir con los densos bajíos de este mejillón no nativo. Las industrias y los servicios de agua también han sufrido daños por la obstrucción de sus tuberías de toma de agua.

Desarrollos Hidroeléctricos

La hidroelectricidad se produce mediante el uso de la energía cinética del agua que fluye para hacer girar una turbina, la cual se conecta a un generador que produce electricidad, que se distribuye a los consumidores a través de una compleja red de líneas de transmisión (ver Capítulo 13). El uso global de la hidroelectricidad fue de 3,782 teravatios-hora de electricidad (en 2013; esto equivale a 856 x 10 ⁶ toneladas de equivalente de petróleo; BP, 2015). Alrededor del 56% del uso global de la hidroelectricidad ocurre en los países desarrollados, y 23% en América del Norte. Canadá ha invertido relativamente fuertemente en el desarrollo de los recursos hidroeléctricos y representa el 10% del uso global de esta fuente de energía (a modo de comparación, Canadá constituye 0.5% de la población mundial). La hidroelectricidad representa alrededor del 6.7% de todo el uso de energía comercial, pero el 75% del uso de fuentes renovables (otras incluyen la eólica, la solar, la geotérmica y la biomasa).

Existen tres formas básicas de aprovechar los flujos de agua superficial para generar hidroelectricidad:

1. Un gran embalse puede acumular caudal de río e inundar una extensa superficie de tierra. Esto almacena agua del periodo de alto flujo primaveral para que la electricidad pueda generarse de acuerdo a la demanda a lo largo del año. Este tipo de instalación tiene un gran efecto en la variación estacional del flujo del río debajo de la presa, ya que reduce en gran medida el flujo pico de primavera al tiempo que aumenta el flujo durante el verano, otoño e invierno (Figura 20.2). Los grandes embalses son el tipo de instalación hidroeléctrica más común en Canadá.
   Figura 20.2. Efectos del Desarrollo de Embalses en el Flujo Estacional del Río Paz. La presa Bennett y su embalse asociado fueron construidos en 1968, por lo que las curvas superiores (para 1915-1967) representan condiciones previas al embalse. Los caudales se midieron en la localidad de Peace River, Alberta. Los cambios más notables son (1) una reducción general en la variación anual del caudal del río; (2) una gran reducción en el flujo pico durante mediados de abril a mediados de julio; y (3) un aumento durante el periodo de flujo bajo de septiembre a marzo. Fuente: Modificado de Rosenberg et al. (1997).
   

2. Un desarrollo corriente del río aprovecha directamente el flujo de un río para impulsar turbinas, sin crear un gran embalse para el almacenamiento. Este tipo de instalación utiliza el flujo del río de acuerdo a su disponibilidad estacional. Un desarrollo corriente del río tiene poca o ninguna capacidad para almacenar parte del flujo pico de primavera, o para coordinar el momento de la generación de electricidad con los picos de demanda de los consumidores. Sin embargo, este tipo de desarrollo hidroeléctrico causa mucho menos daño ambiental que uno que involucra un gran reservorio.

3. Un sistema combinado incorpora elementos tanto de run-of-the-river como del desarrollo de un gran embalse. Estos llamados sistemas de pico almacenarán agua durante parte del día y la liberarán durante el tiempo de mayor demanda de energía eléctrica, que generalmente es entre las 08:00 y las 22:00 (Figura 20.4). Una variación es el sistema de almacenamiento bombeado, en el que la electricidad generada en tiempos de baja demanda del día se utiliza para bombear agua a un reservorio elevado; el agua almacenada se utiliza posteriormente para generar electricidad en el momento de máxima demanda. Si el sistema de flujo pico provoca grandes variaciones de flujo río abajo, se pueden causar daños ecológicos importantes. Otros sistemas combinados tienen generadores de corriente instalados en ríos que drenan en un reservorio central o instalados río abajo de un embalse.

Efectos Ambientales

Importantes beneficios ambientales están asociados con el uso de la hidroelectricidad:

• Debido a que la fuente de energía (agua que fluye) se renueva a través del ciclo hidrológico, la hidroelectricidad es una fuente de energía renovable.
• Las emisiones de gases de efecto invernadero son mucho menores que las asociadas con el uso de combustibles fósiles para generar electricidad.
• A diferencia de los combustibles fósiles, no hay emisiones directas de SO ₂ o NO _x, que son causas importantes de lluvia ácida.
• En algunas regiones, los embalses ayudan a controlar las inundaciones aguas abajo, que de otro modo podrían causar daños económicos y riesgos a las personas que viven en llanuras aluviales (descritas más adelante).
• Se pueden desarrollar pesquerías recreativas o comerciales sustanciales en embalses.

Sin embargo, hasta cierto punto estas ventajas son bastante simplistas, particularmente porque grandes cantidades de combustibles fósiles, metales y otros recursos no renovables se utilizan para construir instalaciones hidroeléctricas. Además, las presas y embalses causan algunos daños ambientales importantes (Dorcey et al., 1997; Rosenberg et al., 1997; International Rivers Network, 2005).

• Inundaciones de Hábitat Natural: Grandes embalses inundan extensas áreas de hábitat terrestre y humedal. Esto causa daños ecológicos, incluyendo el desplazamiento de plantas y animales que habían utilizado los hábitats originales. En algunos casos, las especies poco comunes o raras pueden verse afectadas, especialmente si se destruyen hábitats inusuales como zonas de rociado en cascada o humedales especiales. Por supuesto, aunque las inundaciones destruyen áreas terrestres y de humedales, también desarrolla nuevos hábitats acuáticos, que brindan oportunidades para ciertos peces, aves acuáticas y otras especies acuáticas. La productividad de algas, zooplancton y peces suele ser relativamente alta durante varios años después de la creación de un nuevo reservorio debido a los nutrientes lixiviados del suelo inundado.
• Metilmercurio: Las altas concentraciones de metilmercurio ocurren comúnmente en peces en embalses. Esto sucede porque el mercurio inorgánico que está presente de forma natural en el suelo se metila por bacterias bajo las condiciones anóxicas que se desarrollan en los sedimentos después de las inundaciones. Como aprendimos en el Capítulo 18, el metilmercurio es fácilmente bioacumulado por los organismos y luego magnifica la red alimenticia para que ocurra en concentraciones particularmente altas en los depredadores superiores. También tiende a ocurrir en mayores concentraciones en individuos mayores dentro de una población de peces. Las concentraciones de mercurio en la carne de peces depredadores en embalses suelen ser superiores a 1.0 ppm y pueden llegar a 3 ppm, lo que supera significativamente el límite de 0.5 ppm para peces destinados al consumo humano. Los peces con altas concentraciones de metilmercurio también son un peligro tóxico para los depredadores naturales como el águila pescadora (Pandion haliaetus), el águila calva (Haliaeetus leucocephalus) y la nutria de río (Lutra canadensis). En la región boreal de Canadá, la concentración de mercurio en peces aumenta tras el desarrollo inicial de un reservorio y persiste por 10-30 años o más (Figura 20.5). En general, este fenómeno es más intenso en grandes embalses nuevos. Es un problema menor en los embalses que se crean al elevar el nivel del agua de un lago empinado o valle fluvial con almacenamiento a corto plazo, o en embalses más antiguos.

  

  • Flujos y Obstrucciones Alterados: Muchos efectos aguas abajo resultan de la construcción de presas, otras estructuras de control de flujo y desvíos de ríos para aumentar el flujo hacia los embalses. Los cambios en el tiempo y las cantidades de flujo afectan el régimen de sedimentación: la disminución del flujo da como resultado la deposición de limo y el relleno de lechos de grava utilizados por los peces desove, mientras que el fregado por mayor flujo causa otros tipos de daño al hábitat. Grandes cambios en el flujo también afectan la productividad de algas y macrófitos, en parte al afectar el flujo de nutrientes. Estos efectos pueden ser particularmente agudos en marismas fluviales, deltas y hábitat estuarino. Los cambios resultantes en la productividad y otras características del hábitat pueden afectar secundariamente a invertebrados acuáticos, peces, aves migratorias y mamíferos acuáticos. En un caso raro en 1984, un flujo torrencial en el río Caniapiscau en el norte de Quebec, causado en parte por la liberación de agua de un embalse excesivamente lleno (debido a una semana de lluvias inusualmente fuertes), ahogó alrededor de 10 mil caribú migratorio (Rangifer tarandus).

    

• Efectos de Obstrucciones: Una presa alta puede ser una obstrucción insuperable para el paso río arriba de peces migratorios. Sin embargo, este bloqueo a veces puede mitigarse parcialmente instalando una escalera para peces, capturando peces migratorios y transportándolos por encima de la presa, o liberando peces jóvenes criados en un criadero. Además, los peces juveniles que migran al océano pueden morir o lesionarse durante el paso a través de las turbinas de una instalación hidroeléctrica. Algunos de estos daños se pueden evitar instalando pantallas o deflectores, al tiempo que se proporciona un pasaje alternativo para los peces migrantes.

  

• Emisiones de Gases de Efecto Invernadero: El desarrollo de un gran reservorio da como resultado condiciones adecuadas para la emisión de grandes cantidades de dióxido de carbono y metano a la atmósfera (ver Capítulo 17). La producción de metano, que es aproximadamente 28 veces más potente como gas de efecto invernadero que el dióxido de carbono, puede ocurrir si las inundaciones dan como resultado condiciones anaeróbicas a través de la descomposición de grandes cantidades de biomasa, los árboles muertos y la hojarasca de los bosques ahogados y la materia orgánica de los humedales inundados, especialmente pantanos y pantanos de turba. Estas malas condiciones de oxígeno favorecen la producción de metano durante la descomposición, que desgasifica a la atmósfera. La emisión de gases de efecto invernadero es mayor durante las primeras décadas después de las inundaciones y luego se ralentiza a una tasa similar a la de los lagos naturales. La inundación experimental de un humedal en el Área Experimental Lakes resultó en un aumento de veinte veces en la tasa de emisión de metano a la atmósfera. En condiciones particularmente favorables para la generación de metano, la tasa de emisión de gases de efecto invernadero (estandarizada como potencial de calentamiento de efecto invernadero porque CH ₄ tiene mayor actividad radiativa que el CO ₂) puede superar la de una central eléctrica de carbón (aunque esto es más características de los reservorios tropicales que los más fríos; Rosenberg et al., 1997).

• Efectos sobre la Biodiversidad: Algunos desarrollos hidroeléctricos han destruido el hábitat de especies amenazadas o ecosistemas inusuales. La proliferación de presas en los ríos ha reducido o extirpado en gran medida muchas poblaciones de salmón del Atlántico (Salmo salar) y salmón del Pacífico (Oncorhynchus spp.). Al menos 142 poblaciones de salmón del Pacífico en el oeste de Canadá se han perdido en parte debido a las represas hidroeléctricas (en combinación con la tala, la sobrepesca y otros factores estresantes), y muchas otras están amenazadas. Los desarrollos hidroeléctricos también amenazan el hábitat reproductivo del pato arlequín (Histrionicus histrionicus) tanto en el este como en el oeste de Canadá (está en peligro de extinción en la parte oriental de su área de distribución). La construcción del proyecto hidroeléctrico Churchill Falls en Labrador destruyó el hábitat de especies raras de helechos, musgos y hepáticas en la zona de niebla de la cascada natural original. Sin lugar a dudas, numerosas pérdidas indocumentadas de especies raras y su hábitat ocurrieron durante la construcción de desarrollos hidroeléctricos en Canadá y en otros lugares antes de principios de la década de 1970, cuando los estudios de biodiversidad se convirtieron en un componente rutinario de las evaluaciones de impacto ambiental para estos proyectos.

• Efectos en la gente local: El estilo de vida de la población local puede verse muy afectado por un desarrollo hidroeléctrico. Esto es particularmente cierto si se desarrolla un gran embalse en una zona densamente poblada, lo que suele ser el caso en los países menos desarrollados. Por ejemplo, solo en China, la presa de las Tres Gargantas desplazó a cerca de 1.3 millones de personas; la presa Danjiangkou (terminada en 1974) desplazó a 383 mil personas; la Sanmenxia (1960), 319-mil; la Xinjiang (1961), 306 mil; y en la India, la presa Dongpinghu (1958) desplazó a 278 mil personas (Goodland, 1994) . En países tan concurridos, muchas veces no se dispone de tierras adecuadas para la reubicación de estas personas desplazadas. Las personas también son desplazadas por embalses en el norte de Canadá, aunque típicamente varios cientos o menos. Casi todos los desplazados son aborígenes, quienes tal vez tengan que ser trasladados de zonas tradicionalmente utilizadas si sus pueblos se inundan. También se ven privados de oportunidades para cazar mamíferos y aves en parte de su área de forrajeo tradicional, y es posible que no puedan comer peces del embalse o aguas abajo durante varias décadas después de su creación (debido a los peligros para la salud asociados con el metilmercurio). Por supuesto, existen oportunidades económicas locales para algunas de estas personas, como los trabajos asociados a la construcción y mantenimiento de la instalación hidroeléctrica y su infraestructura relacionada de líneas de transmisión y carreteras. Sin embargo, el ingreso al empleo asalariado puede ser extremadamente perturbador para los estilos de vida tradicionales de subsistencia, tanto para los individuos como para la comunidad. También hay muchas perturbaciones sociales y económicas causadas por la afluencia de personas de otras partes de Canadá y por la construcción de nuevas carreteras y pueblos. Por estas y otras razones, la población local suele resistirse amargamente al desarrollo de grandes instalaciones hidroeléctricas (y otros grandes proyectos industriales) en las zonas donde viven.

Enfoque Canadiense 20.2. Desarrollo Hidroeléctrico en Labrador La energía
hidroeléctrica es una fuente de energía económicamente atractiva y renovable. En el pasado, las zonas con un alto potencial de hidroelectricidad se desarrollaban a menudo sin mucha consulta con la población local, que tampoco pudo haber recibido muchos beneficios económicos del proyecto. Sin embargo, la población local generalmente soportó la peor parte de los daños ambientales, que generalmente incluían inundaciones extensas, cambios en la hidrología de los ríos utilizados para el transporte o para la pesca, y en ocasiones influencias nocivas en los estilos de vida y cultura tradicionales.

Un ejemplo de desarrollo hidroeléctrico insensible fue el Proyecto Churchill Falls en Labrador, para el cual la construcción comenzó en 1967. En 1969, el gobierno de Terranova firmó un contrato con Hydro-Québec (una Crown Corporation de Québec) para suministrar energía durante 65 años, pero a un precio que (increíblemente, en retrospectiva) no tuvo en cuenta la inflación monetaria ni el valor futuro de la hidroelectricidad. En 1971, comenzó la inundación del embalse de Smallwood, y finalmente cubrió un inmenso 6,700 km ². En 1974 se completó una estación generadora con una capacidad de 5429 MW y la electricidad comenzó a fluir hacia los mercados de Québec y el noreste de Estados Unidos.

Es asombroso para los estándares actuales, pero el Proyecto Churchill Falls se desarrolló con solo unos pocos estudios de sus posibles impactos ambientales. Por ejemplo, había poco entendimiento de cómo la ecología local y regional podría verse afectada por los enormes cambios en la hidrología del río Churchill, uno de los grandes cursos de agua del este de Canadá. Inevitablemente, el enorme embalse causó daños extensos a través de inundaciones, otros cambios de hábitat y la movilización de metilmercurio biodisponible.

También es notable que este inmenso desarrollo industrial se dio sin mucha consulta con la población local, particularmente con los de la cultura Innu, que son los habitantes originarios de esa región de Labrador. El Innu local se había dedicado durante mucho tiempo a la caza de subsistencia y al trampeo comercial en la región del proyecto, realizando movimientos estacionales hacia zonas tradicionales donde obtuvieron carne silvestre como alimento y pieles para vender. La mayoría de estas personas desconocían completamente el desarrollo hidroeléctrico propuesto o sus probables consecuencias para sus actividades tradicionales. Algunos de ellos perdieron sus canoas, cabañas y otras posesiones a causa de inundaciones, por lo que no fueron compensadas. También se perdieron muchos sitios arqueológicos, como los terrenos de enterramiento.

En 1975 se inició la planeación y construcción para un posterior desarrollo hidroeléctrico, esta vez para aprovechar el bajo río Churchill mediante la construcción de una presa y una planta de energía en Gull Island, a unos 200 km río abajo de Churchill Falls. Si bien el proyecto no se completó en ese momento, el potencial de desarrollo siguió siendo atractivo en términos de consideraciones industriales y económicas. En 1990, y varias veces desde entonces, se presentaron nuevas propuestas para desarrollar el potencial hidroeléctrico del bajo río Churchill, y a partir de 2015 (cuando se redactó este estudio de caso), parecía seguro que el proyecto procedería. Si bien estos planes generalmente han sido apoyados por intereses comerciales en la cercana Goose Bay, muchos de los Innu se han opuesto al nuevo proyecto hidroeléctrico propuesto. Su organización gobernante, conocida como Nación Innu, ha exigido las siguientes características en cualquier acuerdo de desarrollo que considerarían firmar:

• indemnización por daños sufridos por Innu durante el desarrollo inicial en Churchill Falls
• una evaluación completa de los impactos ambientales y socioeconómicos del nuevo desarrollo propuesto
• regalías y otras compensaciones, como oportunidades de trabajo y contrato especificadas, para las personas y empresas innu durante el nuevo desarrollo
• la liquidación de una reclamación integral de tierras, en vista de la aseveración de la Nación Innu de títulos aborígenes para casi toda esa región de Labrador

Para reforzar su posición, los Innus han realizado en diversas ocasiones protestas públicas en la zona del proyecto y en Terranova. También han solicitado su caso a organizaciones ambientales, compañías eléctricas y gobiernos estatales en el noreste de Estados Unidos, donde probablemente se vendería gran parte del poder. Se realizó una manifestación particularmente destacada para enfrentar una conferencia de prensa organizada por los gobiernos de Québec y Terranova en marzo de 1998, cerca del pueblo de Churchill Falls, donde sus primeros primeros anunciaron conjuntamente un nuevo plan para un desarrollo hidroeléctrico en el río Lower Churchill. Esta protesta del Innu atrajo la atención de primera plana en todo Canadá e internacionalmente. El proyecto previsto en ese momento habría costado alrededor de $10 mil millones. Habría construido un nuevo embalse, presa e instalación de generación de 2,264 MW en Gull Island, al tiempo que aumentaría la capacidad de la estación existente de Upper Churchill Falls en 1000 MW.

Desde entonces, el gobierno de Terranova y Labrador ha llegado a un acuerdo con Nueva Escocia para desarrollar una instalación hidroeléctrica en el río Lower Churchill y un corredor de transmisión hasta Nueva Inglaterra. No obstante, al momento de redactar este artículo (2015), aún no se había obtenido el consenso total del pueblo innu, y no se había logrado un asentamiento de tierras. Sin embargo, se han completado muchas evaluaciones detalladas o de impacto ambiental y socioeconómico. Si bien este desarrollo hidroeléctrico en Labrador sigue siendo polémico, es probable que su construcción comience en el verano de 2015.

Un estudio de caso: Complejo La Grande

El Complejo La Grande en Québec se desarrolló entre 1973 y 1996 (Messier, 1998). El desarrollo se centra en el río La Grande, pero el flujo natural del río se ha visto incrementado por desvíos del río Caniapiscau (48% de su caudal) y los ríos unidos Eastmain y Opinaca (90% de su caudal). La primera fase del desarrollo ocurrió entre 1973 y 1985 y resultó en cinco embalses con una superficie total de embalses de 11,335 km ² (incluyendo 10,400 km ² de terrenos recién inundados). Se construyeron tres centrales eléctricas, con una capacidad generadora total de 10,282 MW. En la segunda fase del desarrollo, entre 1987 y 1996, se sumaron cinco centrales eléctricas (capacidad 4,962 MW) y tres nuevos embalses (1,618 km ², incluyendo 1,134 km ² de terreno inundado). Durante las fases de planeación, construcción y operación del desarrollo, Hydro-Québec realizó extensos estudios de hidrología, clima, ecología, socioeconomía y otros temas relacionados con posibles impactos ambientales.

Durante varios años después de que se inundaron los nuevos embalses, hubo una productividad relativamente alta de fitoplancton y zooplancton. Esto ocurrió debido a las altas concentraciones de nutrientes, especialmente fósforo, que se lixiviaron del suelo inundado. La abundancia resultante de invertebrados y peces pequeños permitió una productividad relativamente alta de peces blancos lacustres (Coregonus clupeaformis) y lucio norteño (Esox lucius) durante varios años. Sin embargo, se desarrollaron concentraciones de mercurio de hasta 3 ppm en estos y otros peces depredadores. Las concentraciones máximas en el pescado blanco ocurrieron cinco años después del embalse y posteriormente disminuyeron, mientras que las del lucio alcanzaron su punto máximo después de 10 años. Se espera que las concentraciones de mercurio vuelvan a los niveles de fondo después de 10-25 años para los peces que se alimentan de invertebrados, y después de 20-30 años para los peces que se alimentan de otros peces.

La erosión asociada a las descargas de aguas altas amenazó al pueblo de Fort George en el estuario del río La Grande, obligando a reubicar a sus habitantes a un nuevo asentamiento río arriba en Chisasibi. La reubicación resultó en considerables perturbaciones sociales y de estilo de vida para la gente, casi todas las cuales eran cree. Los inmensos embalses también afectaron los patrones de uso del suelo por parte de cazadores y tramperos locales, algunos de los cuales ya no tenían acceso a sus zonas tradicionales. El gran aumento de los flujos invernales asociados a la producción de hidroelectricidad también ha creado condiciones de hielo inestables en el río. En consecuencia, algunas antiguas rutas de viaje invernales ya no son seguras de usar.

La población local y sus comunidades también se vieron muy afectadas por los diversos efectos económicos del acuerdo de reivindicación de tierras y siete acuerdos relacionados con proyectos. (Se destinó un total de 555 millones de dólares para trabajos de compensación y reparación en tierras Cree, Inuit y Naskapi asociadas al desarrollo del Complejo La Grande). También se vieron muy afectados por la entrada al empleo asalariado, la construcción de una red de carreteras y otra infraestructura, la afluencia de mucha gente no local que trabajaba en las instalaciones hidroeléctricas, y por otros rápidos cambios socioeconómicos. Algunos de los cambios han sido vistos favorablemente pero otros no, particularmente si se considera que han degradado los elementos tradicionales de la cultura cree, inuit o naskapi.

Embalses para Control de Inundaciones y Riego

Algunas áreas son altamente vulnerables a las inundaciones en la primavera, especialmente si el rendimiento de agua de la cuenca debido al rápido deshielo o un evento de lluvia severa excede la capacidad de un canal fluvial, lo que puede causar un derrame masivo sobre hábitat normalmente terrestre. Un área que es vulnerable a este tipo de influencia hidrológica se conoce como llanura de inundación, y son comunes en muchas partes de Canadá (ver Canadian Focus 20.3). Dichas inundaciones pueden ocurrir regularmente o puede ocurrir solo en años con un rendimiento de agua inusualmente alto de la cuenca hidrográfica. Para prevenir o reducir los daños causados por las inundaciones, se pueden construir estructuras de control como presas, embalses y vertederos canalizados.

Algunas propuestas canadienses para desarrollar embalses para el control de inundaciones y el riego han sido extremadamente controvertidas. Dos de los más notables han sido el proyecto Rafferty-Alameda en el sureste de Saskatchewan y la presa Oldman en el suroeste de Alberta.

El proyecto Rafferty-Alameda consiste en la Presa y Embalse Rafferty en el ramal principal del río Souris, la Presa de la Alameda y Embalse en el arroyo Moose Mountain, y canalizaciones y desvíos asociados. Este proyecto se realizó para brindar los siguientes beneficios: agua para el riego de alrededor de 4,800 ha de tierra, control de inundaciones regionales, almacenamiento de agua municipal, agua de refrigeración para una central térmica y recreación basada en embalses. Sin embargo, los opositores al proyecto se opusieron a algunos de sus impactos ambientales, que incluyeron el desplazamiento de 75 familias agrícolas por inundación de los embalses, la destrucción del hábitat de plantas y animales raros de la pradera, así como peces, una degradación de la calidad y cantidad del agua aguas abajo, y daños a culturales e históricos. Esta propuesta generó una intensa controversia, y una impugnación legal la obligó a someterse a una evaluación de impacto ambiental a gran escala (EIA). Esto se hizo, a pesar de que las actividades de construcción ya se encontraban en una etapa avanzada y tuvieron que detenerse temporalmente. La presa Rafferty se completó en 1992 y la Alameda, en 1994.

Cabe señalar que el Proyecto Rafferty-Alameda fue objeto de una decisión histórica en el derecho canadiense, conocida como la Decisión Rafferty. Al proyecto se le otorgó inicialmente un permiso por parte del gobierno provincial, pero sus opositores iniciaron acciones legales con base en la necesidad de una EIA completa bajo los requisitos de la ley federal. En 1989, el Tribunal Federal de Canadá dictaminó que el Departamento de Medio Ambiente (una agencia federal) debe realizar una EIA integral del proyecto propuesto bajo el Proceso de Evaluación y Revisión Ambiental (EARP). Esa decisión legal otorgó fuerza de ley a los lineamientos federales de la EARP, por lo que es obligatorio realizar dichas evaluaciones para cualquier propuesta de desarrollo que involucre al gobierno federal. Esto incluye cualquier propuesta financiada por el gobierno federal, aunque el desarrollo sea emprendido por otra organización (no federal), o si existe riesgo de un efecto ambiental en un área de responsabilidad federal. Gran parte de la polémica política en este caso estuvo asociada a desacuerdos entre los gobiernos provincial y federal sobre temas jurisdiccionales.

El proyecto Oldman consiste en una presa, un embalse y estructuras asociadas en el río Oldman. El proyecto se realizó para brindar los siguientes beneficios: agua para riego de 68,850 ha de tierra, control regional de inundaciones, almacenamiento de agua municipal para Lethbridge y Fort McLeod, mejoramiento de las poblaciones de peces aguas abajo a través de la regulación de flujo y recreación basada en embalses. No obstante, los opositores al proyecto, entre ellos miembros de la Nación Aborigen Peigan local, se opusieron a algunos de sus probables impactos ambientales, que son similares a los descritos para el caso Rafferty-Alameda. Los opositores a la Presa Oldman tuvieron éxito en una acción legal para obligar a los proponentes a emprender una EIA completa (esta fue la primera aplicación de la decisión Rafferty de 1989; finalmente fue resuelta por la Suprema Corte de Canadá). Se realizó el EIA, a pesar de que el desarrollo ya estaba terminado alrededor del 40%. La construcción de la presa se completó en 1993. No obstante, quedó mucha controversia porque algunas preocupaciones del panel de revisión ambiental no se abordaron completamente antes de que se otorgara el permiso para su finalización.

Enfoque Canadiense 20.3. Inundaciones desastrosas Las inundaciones
graves son una catástrofe natural que puede perturbar la vida de muchas personas, incluso matándolas y causando costosos daños a hogares, agricultura e industria. Las estructuras de control de inundaciones, como presas, embalses y diques, pueden ayudar a prevenir el desbordamiento hacia áreas bajas vulnerables, pero no son a prueba de fallas. Tres famosos episodios de recientes inundaciones catastróficas en Canadá ocurrieron en la región de Saguenay de Quebec, en el sureste de Manitoba y en el sur de Alberta.

El desastre de Saguenay, en 1996, fue causado por una intensa tormenta de julio que arrojó 15.5 cm de precipitación durante un periodo de 50 horas. Las inundaciones resultantes provocaron la muerte de 10 personas y obligaron a otras 16 mil personas a abandonar sus hogares. Alrededor de 1,350 casas fueron destruidas o gravemente dañadas, y mil familias tuvieron que ser reubicadas permanentemente. También hubo un impacto devastador en las operaciones comerciales, industriales y turísticas. El daño económico total fue de más de 800 millones de dólares. Aunque algunos de los ríos que se alimentan a la región de Saguenay contaban con presas y embalses de control de inundaciones, estos no fueron adecuados para hacer frente al enorme volumen de agua generado por el evento de lluvia extrema.

Un evento mucho más extenso afectó la llanura aluvial del Río Rojo en 1997, como resultado de un alto volumen de escorrentía primaveral de una capa de nieve inusualmente profunda que se había acumulado de varias tormentas. La inundación afectó a más de 2 mil km ² de terreno plano bajo, y provocó que 24 mil personas fueran evacuadas de sus hogares en el sureste de Manitoba y más de 50 mil en Dakota del Norte y Minnesota, incluyendo a casi toda la población de la ciudad de Grand Forks. El costo total de los daños de esta inundación superó los mil millones de dólares. La destrucción en Manitoba habría sido mucho peor, pero una extensa red de diques temporales fue construida apresuradamente por residentes locales, voluntarios y el ejército canadiense. Junto con un sistema existente de diques permanentes y canales de desvío, estos protegieron la mayor parte de la ciudad de Winnipeg, que de otro modo habría sido devastada por las inundaciones (aunque estos mismos diques sí exacerbaron algunas de las inundaciones que se produjeron al sur de Winnipeg). Crucial para salvar la ciudad fue la Red River Floodway, construida en 1968 para brindar protección contra este tipo de inundaciones severas. Hasta la gran inundación de 1997, mucha gente se refería un tanto burlonamente a esta inundación como “Duff's Ditch”, después de Duff Roblin, el primer ministro que había autorizado la construcción del proyecto contra la intensa oposición política debido a sus altos costos de capital.

El tercer caso ocurrió a principios del verano de 2013, cuando las fuertes lluvias desencadenaron las peores inundaciones jamás registradas en el sur de Alberta. La precipitación alcanzó 32.5 cm durante dos días en algunos lugares de la vertiente oriental de las Montañas Rocosas, y el flujo descendente masivo de grandes cuencas hidrográficas luego inundó las llanuras aluviales bajas de los ríos Bow, Elbow, Highwood, Red Deer, Oveja, Little Bow y South Saskatchewan y sus diversos afluentes. Más de 100 mil personas fueron desplazadas de sus hogares, cuatro personas murieron por ahogamiento, y se estimó que los daños económicos superaron los 5 mil millones de dólares.

Imagen 20.6. Una vista de las inundaciones en Calgary, mirando hacia el vecindario de East Village durante la Gran Inundación de Alberta de 2013. Fuente: Ryan L.C. Quan, Wikimedia Commons, http://en.Wikipedia.org/wiki/2013_Alberta_floods#mediaviewer/File:East_Village_Calgary_Flood_2013.jpg