Levantamiento Sísmico Marino del Navío de...

i

Artículo 13 Evaluación del Impacto Ambiental de la Región

para la Secretaría de México

Levantamiento Sísmico Marino del Navío de Investigaciones Maurice Ewing

Fuera de la Costa Septentrional de Yucatán, Golfo de Mexico, 9 de Junio a 13 de Julio de 2004

preparado por

Lamont-Doherty Earth Observatory 61 Route 9W, P.O. Box 1000 Palisades, NY 10964-8000

y

National Science Foundation Division of Ocean Sciences

4201 Wilson Blvd., Suite 725 Arlington, VA 22230

por

LGL Ltd., environmental research associates 22 Fisher St., POB 280

King City, Ont. L7B 1A6

i

LGL Report TA2822D

i

TABLA DE CONTENIDOS LISTA DE SIGLAS ESTRACTO I. INFORMACIÓN GENERAL II. DESCRIPTION DE ACTIVIDADES

Propósito y necesidad Actividades Propuestas

(a) Ubicación de Actividades (b) Descripción de Actividades (c) Programa de Actividades (d) Especificaciones del Navío (e) Descripción de la Pistola de Aire (f) Operación de la Pistola y Despliegue y Recuperación de OBS (g) Sónar de Multiondas y Perfiladora de Subsuelo

III. ASPECTOS JURIDICOS IV. DESCRIPCIÓN DE LOS ASPECTOS AMBIENTALES DEL ÁREA EN ESTUDIO

Ambiente Físico Tortugas Marinas Mamíferos Marinos

Odontocetos Misticetos Sirenidos Pinípedos

Productividad Pesquería Submarinista Humano

V. DESCRIPCION Y EVALUACION DE IMPACTOS AMBIENTALES POTENCIALES INCLUYENDO EFECTOS ACUMULATIVOS Y DE LARGO PLAZO Efecto directo y su importancia

a. Categorías de efectos acústicos b. Capacidad auditiva de mamíferos marinos y tortugas de mar c. Características de los pulsos de pistola de aire d. Efectos de enmascaramiento del levantamiento e. Disturbios del levantamiento f. Trastornos de audición y otros efectos físicos g. Varaduras y mortalidad h. Efectos fisiológicos de carácter no auditivo

ii

i. Efectos potenciales de frecuencias acústicas intermedias de sónar j. Efectos potenciales de la señales de la perfiladora del subsuelo k. Porcentaje de poblaciones mamíferas expuestas al ruido sísmico propuesto l. Resumen de los efectos potenciales del proyecto en mamíferos marinos m. Resumen de los efectos potenciales del proyecto en tortugas de mar n. Efectos potenciales del levantamiento sísmico en invertebrados y peces o. Efectos potenciales del levantamiento sísmico en submarinistas humanos

Efectos acumulativos a. Industria de petróleo y gas b. Pesca comercial y submarinistas humanos c. Tráfico maritimo y ruido de navíos d. Cacería e. Impacto acumulativo a tortugas marinas f. Resumen de impactos acumulativos

Impactos inevitables VI. ESTRATEGIA DE MITIGACIÓN Y MONITOREO DE LOS IMPACTOS

AMBIENTALES Medidas de mitigación para mamíferos marinos y tortugas de mar Diseño de la batería de pistolas

i. Diseño de batería de pistolas ii. Radio de seguridad propuesto

iii. Mitigación durante las operaciones Medidas atenuantes para invertebrados y peces Medidas atenuantes para la pesca comercial y submarinistas humanos

VII. PRONÓSTICO Y ALTERNATIVAS AMBIENTALES PARA LA REGIÓN Pronóstico Ambiental Alternativas

Acción alternativa: Escoger otra fecha No tomar acción alternativa

VIII. IDENTIFICACIÓN DE LOS INSTRUMENTOS, MODALIDADES, Y ELEMENTOS TECNICOS EN APOYO DE LA EVALUACION DEL IMPACTO AMBIENTAL

LISTA DE CITAS

iii

LIST OF ACRONYMS 3D De tres dimenciones C.F.R. (U.S.) Código de normatividad federal CITES Convenio sobre el Comercio Internacional de Especies en Peligo Cm centímetro CPA Límites de acercamiento CV Coeficiente de variación EA Evaluación ambiental EEZ Zona Económica Exclusiva EIA Evaluación del Impacto Ambiental ESA Ley de Especies en Peligro (EE.UU.) Ewing R/V Maurice Ewing Ft Pie GIS sistema de información geográfico hp caballo de fuerza hr hora IHA Autorización de Hostigamiento Incidentaal (a tenor de MMPA) IUCN Unión Internacional de la Conservación de la Naturaleza kHz kilohertcio km kilómetro K-T Cretácio-Terciario kW kilovatio L-DEO Lamont-Doherty Earth Observatory (de Columbia University) LFA Sónar activo de baja frecuencia MCS Sísmico multicanal m metro mi milla min minuto MMPA Ley de Protección de Mamíferos Marinos (EE.UU.) ms milisegundos MTTS Enmascaramiento por cambios temporarios del umbral n.mi. milla náutica NMFS Servicio de Pesca Marina (EE.UU.) NSF Fundación de Ciencia Nacional (EE.UU.) NVD Dispositivo de visión nocturna OBS Sismómetro del suelo marino ODP Programa de perforaciones marinas OPEC Organización de Paises Exportadores de Petróleo pk pico psi libras por pulgada cuadrada PTS Cambio de umbral permanente RDT Transmisión direccional rotacional (sonar de multiondas) rms rais cuadrática media rpm revoluciones por minuto s segundo SEMARNAP Secretaría del Medio Ambiente y Recursos Naturales SPL Nivel de presión acústica TTS Cambio temporario del umbral UNAM Universidad Nacional Autónoma de México UNEP Programa Ambiental de las Naciones Unidas U.S.C. Código federal de EE.UU.

1

COMPENDIO Lamont-Doherty Earth Observatory (L-DEO), a nombre de la National Science Foundation (NSF) (NSF), planea realizar una campaña sísmica en la costa Septentrional de la Península de Yucatán en el Golfo de México durante junio y julio de 2004. La acción propuesta es realizar la campaña sísmica planeada en el Cráter Chicxulub al norte de la península de Yucatán. La información en esta Evaluación del Impacto Ambiental en la Región, como lo requiere el Artículo 13 del Regional Environmental Impact Assessment, EIA), respalda el proceso de la solicitud de permiso solicitada por México para operar dentro de su zona EEZ. Este documento proporciona informa-ción respecto a las especies marinas y aborda los requisitos de la Secretaría del Medio Ambiente y Recursos Naturales – SEMARNAP. L-DEO solicitó y obtuvo anteriormente una Autorización para Hostigamiento Incidental, Incidental Harassment Authorization, IHA del U.S. National Marine Fisheries Service, NMFS) para este proyecto.

La campaña sísmica usará una batería de 20 pistolas de aire, arrastrada, con un volumen total de descarga de aire de 8,575 pulgadas cúbicas. Dicha campaña tendrá lugar en aguas de una profundidad de <100 m (328 ft). La travesía está programada del 9 de junio al 13 de julio de 2004.

En el Golfo de México, hay presencia de numerosas especies de cetáceos, así como del manatí de las Indias Occidentales. De conformidad con la legislación mexicana respecto a especies en peligro de extinción, las siguientes especies de interés están enumeradas como en peligro de extinción (Categoría P): tortugas Laúd, lora, Carey, Verde y Caguama. La mayoría de los mamíferos marinos que se pueden encontrar al sur del Golfo de México están considerados como “sujetos a protección especial”, de acuerdo a la ley ambiental mexicana; en tanto que dos especies, la ballena franca del Atlántico Septentrional y el manatí de las Indias Occidentales, están clasificados como en peligro de extinción. Varias de estas especies también están clasificadas en peligro de extinción de acuerdo a la ley de especies en Peligro de Extinción de los Estados Unidos, U.S. Endangered Species Act, ESA, incluyendo, entre otros, la ballena franca del Atlántico Septentrional, jorobada, sei, etc; y el manatí de las Indias Occidentales; las tortugas Laúd, lora y Carey, Verde y Caguama aparecen como especies amenazadas de acuerdo a la ESA. Aunque los pinípedos vagabundos también podrían estar presentes en el área de estudio, es muy poco probable que haya algún avistamiento.

Los impactos potenciales de esta campaña sísmica serían principalmente el resultado de la opera-ción de las pistolas de aire, aunque también se operará un sonar de rayos múltiples y una perfiladora de subsuelo, se considera que sus impactos potenciales son insignificantes y muy poco probables. Los impactos de esta campaña sísmica podrían incluir una mayor cantidad de ruido marino y un comporta-miento de esquivamiento por parte de los mamíferos marinos, tortugas de mar, peces, y otras formas de disturbios. La operación del navío del proyecto durante el estudio también podría causar un aumento reducido en el tráfico de navíos. Una parte integral de esta campaña sísmica es el programa de monitoreo y mitigación, diseñado para minimizar los impactos de las actividades propuestas en las especies que puedan estar presentes durante la realización de la investigación, y para documentar la naturaleza y alcance de cualquier efecto potencial. No se ha demostrado que ocurran impactos que causan lesión a los mamíferos marinos y tortugas de mar cerca de las baterías de pistolas de aire, sin embargo, las medidas planeadas de monitoreo y mitigación deberán minimizar la posibilidad de que ocurran dichos efectos. Las medidas planeadas de monitoreo y mitigación también van a minimizar la posibilidad de impactos adversos a la pesca comercial y operaciones de buceo.

Las medidas de protección diseñadas para mitigar los impactos ambientales en potencia deberán incluir lo siguiente: Al aumentar la potencia, habrá como mínimo un observador dedicado de mamíferos

2

marinos, que mantendrá una vigilancia visual durante todas las operaciones de las pistolas de aire a la luz del día; monitoreo acústico pasivo (PAM) las 24 horas para detectar acústicamente a los mamíferos marinos que hacen vocalización; habrá dos observadores en turno comenzando 30 minutos antes de aumentar la potencia durante el día y la noche, y se continuará durante los aumentos y disminuciones de potencia en las pistolas de aire y (de ser necesario al ser apagadas) cuando se detecten mamíferos marinos o tortugas de mar en o a punto de entrar a los radios de seguridad designados. También se suspenderán las actividades si buques pesqueros o buzos entran dentro de los radios de seguridad designados. El hecho de que la batería de pistolas de aire dirige la mayor parte de su energía hacia abajo, y menos energía lateral-mente es, por sí misma, una medida mitigatoria. L-DEO y sus contratistas se comprometen a aplicar estas medidas con el objeto de minimizar los disturbios a los mamíferos marinos y tortugas de mar, y también para minimizar el riesgo de lesiones o de cualquier otros impactos ambientales.

Con las medidas que se han planeado de monitoreo y mitigación, se espera que los impactos, inevitables, a cualquiera de las especies que se pudieran encontrar, sean limitados a cambios de corta duración y localizados, respecto al comportamiento y distribución de pequeños números de animales, que representan porcentajes insignificantes (<2%) de la población de cada especie (las especies cetáceas que es mas probable que sean encontradas en el área de este proyecto son los delfines tursión y los delfines manchados del Atlántico, (Marine Mammal Protection Act). No se espera que haya efectos importantes a largo plazo en los animales en lo individual o en las poblaciones a las que pertenecen, o a sus hábitats.

3

I. INFORMACIÓN GENERAL

Lamont-Doherty Earth Observatory (Quien somete este EIA) John Diebold, Ph.D., L-DEO, Palisades, NY

Michael Rawson, B.Sc., MBA, L-DEO, Palisades, NY National Science Foundation (Quien somete este EIA) Anita Eisenstadt, J.D., NSF, Arlington, VA Alexander Shor, Ph.D., NSF, Arlington, VA Universidad Nacional Autónoma de México (Investigador Principal)

Jaime Urrutia Fucugauchi, Ph.D., Instituto de Geofisica, UNAM, Coyoacan, Mexico LGL Ltd., environmental research associates (Quien preparó este EIA) Meike Holst, M.Sc., LGL Ltd., King City, ON William R. Koski, M.Sc., LGL Ltd., King City, ON Michelle Gilders, M.A. (Oxon), LGL Ltd., Cochrane, AB John Christian, M.Sc., LGL Ltd., St. John's, NF Valerie J. Moulton, M.Sc., LGL Ltd., St. John’s, NF W. John Richardson, Ph.D., LGL Ltd., King City, ON William Cross, M.Sc., LGL Ltd., King City, ON Beth Haley, B.A., LGL Alaska., Anchorage, AK Benny Gallaway, Ph.D., LGL Ltd., Bryan, TX Robert Fechhelm, Ph.D., LGL Ltd., Bryan, TX

4

II. DESCRIPCION DE LAS ACTIVIDADES Propósito y necesidad

Lamont-Doherty Earth Observatory (L-DEO), que es parte de Columbia University, opera el navío de investigación oceanográfica R/V Maurice Ewing (Ewing) bajo un convenio de cooperación con el U.S. National Science Foundation (NSF), propietario del navío. L-DEO planea conducir una campaña sísmica en la costa norte de la Península de Yucatán en el Golfo de México. Como está programada actualmente, esta campaña sísmica ocurrirá del 9 de junio al 13 de julio de 2004. El propósito de esta Evaluación de Impacto Ambiental – Artículo 13, (13 Regional Environmental Impact Assessment, EIA) es proporcionar la información necesaria para evaluar los posibles impactos ambientales asociados con el uso de una batería de 20 pistolas de aire durante la travesía propuesta. Este documento basado en el Artículo 13 atiende los posibles impactos de la campaña sísmica propuesta en los mamíferos marinos, tortugas de mar, peces, la industria pesquera, y buzos humanos en el Golfo de México.

El propósito de esta campaña sísmica es estudiar el Cráter Chicxulub. El Cráter Chicxulub se formó hace 65 millones de años cuando un meteoro masivo se estrelló en la Península de Yucatán de México, formando un cráter con un diámetro de aproximadamente 150 kilómetros (93) millas. El bien conocido incidente de extinción masiva en la época Cretáceo-Terciaria (K-T) fue aparentemente causado, por lo menos en parte, por este impacto. Además de ser el “smoking gun” de este evento de extinción K-T, Chicxulub está bien preservado gracias a una cubierta de ~1 Km. (3280 ft) de carbonatos Terciarios. Además, es el único cráter por impacto del planeta que tiene un anillo topográfico de cúspides bien preservado. El Cráter Chicxulub se presta idealmente para una investigación sísmica de los mecanismos de deformación de impactos de grandes diámetros en general, y de los parámetros físicos del impacto K-T en particular. Las metas son cuatro:

1. Determinar la dirección de la aproximación y el ángulo del impacto Chicxulub a través de un esfuerzo de colaboración sísmica y de modelaje. Estudios de modelaje experimental y numérico muestran que la vaporización depende del ángulo de impacto, con impactos oblicuos que resultan en una producción de vapor de hasta 15-20 veces más. Por lo tanto, cualquier información o datos que se puedan obtener sobre lo oblicuo del impacto Chicxulub pueden ayudar a cuantificar la cantidad de materia volátil que fue liberada a la atmósfera por el evento K-T.

2. Hacer un levantamiento de la deformación que se registra en la corteza superior cerca del centro del cráter que pueda proporcionar información importante acerca de la cinética de impactos por bólidos de gran tamaño.

3. Obtener una imagen de los picos en el anillo del cráter y otras características morfológicas en el cuadrante noroeste del cráter para entender aún más los parámetros físicos de la estructura del impacto Chicxulub.

4. Trazar un modelo del colapso tridimensional (3D) de un cráter instantáneo asimétrico. Este modelaje no solo permitirá una mejor comprensión de la mecánica de los cráteres por impacto masivo, pero también cuantificará muchos de los efectos ambientales del impacto KT.

Esta Evaluación de Impacto Ambiental (EIA) proporciona información de apoyo a la solicitud de L-DEO para operar dentro de la zona Económica Exclusiva Mexicana (EEZ).

5

Hay numerosas especies de cetáceos y tortugas de mar, así como el manatí de las Indias Occidentales que habitan en el Golfo de México. En México, la mayoría de los mamíferos marinos que se encuentran en el Golfo de México están clasificados como “sujetos a protección especial”, en tanto que la ballena franca del Atlántico Septentrional y el manatí de las Indias Occidentales están clasificados como en peligro de extinción. Todas las cinco especies de tortugas marinas que se encuentran en la parte sur del Golfo de México (Laúd, lora, Carey, Verde y Caguama) están clasificadas como especies Categoría P (el equivalente a en peligro de extinción). Varias de estas especies también están clasificadas como en peligro de extinción de acuerdo a la ley de Especies de Peligro de Extinción de los EU. incluyendo la ballena jorobada, sei, azul, de aleta y cachalotes, manatí de las Indias Occidentales; las tortugas Laúd y lora, y así como las tortugas Carey que aparecen listadas como amenazadas, de acuerdo a la ESA. Las tortugas de mar Carey, Laúd y lora han sido designadas como en peligro crítico por el IUCN-World Conservation Union, en tanto que las tortugas de mar Caguamas y Verdes son designadas como en peligro de extinción (IUCN 2003). Es muy poco probable que se detecte presencia de pinípidos en el área propuesta para este estudio.

Este EIA aborda los impactos potenciales en mamíferos marinos de la campaña sísmica propuesta, así como otras especies de preocupación especial en el área, incluyendo tortugas de mar, peces e invertebrados. También se evaluarán los efectos potenciales en buzos humanos.

Las medidas de protección que se han diseñado para mitigar y minimizar los impactos ambientales potenciales también se describen en este documento y son una parte integral de las actividades planeadas. Con la implementación de estas medidas de mitigación, se espera que cualquier impacto a los mamíferos marinos y otras especies que nos preocupan sean limitados a cambios en su comportamiento localizados y a corto plazo de pequeños números de animales que representan porcentajes insignificantes (<2%) de la población de cada especie. No se anticipan efectos importantes o a largo plazo en mamíferos marinos en lo individual o en su población, o en individualidades y poblaciones de otras especies. Actividades propuestas (a) Ubicación de las actividades

La campaña sísmica tendrá lugar sobre el Cráter Chicxulub al norte de la Península de Yucatán en el Golfo de México (Fig. 1). El área general donde se realizará esta campaña se localiza entre los 21º y los 22.5º de latitud norte y 88º a 91º longitud oeste (Fig. 1). La campaña será practicada en una zona EEZ de México y en aguas internacionales adyacentes.

(b) Descripción de las actividades

Esta campaña sísmica será realizada a bordo de un navío. El navío base, el R/V Maurice Ewing, desplegará una batería de 20 pistolas de aire como fuente de energía (volumen total de descarga de 8575 pulgadas cúbicas), y habrá una línea de hidrófonos de 3 a 6 kilómetros (1.6—3.2 mi.n) en remolque. Al mismo tiempo que la batería de pistolas es remolcada a lo largo de la retícula de investigación, el sistema receptor estará recibiendo el regreso de las señales acústicas.

El programa consistirá en 3313 Km. (1789 n.mi.) de investigación (Fig. 1). Las profundidades del área de estudio son menos de 200 m (656 ft), y la mayor parte de la investigación (99%) será realizada en profundidades de <50 m (164 ft). Habrá operaciones adicionales asociadas a las pruebas con del equipo: arranque, cambios de líneas y repetición de cobertura en cualquier área en que la calidad de la información obtenida inicialmente no cumpla con los estándares.

6

FIGURA 1. Ubicación del área de estudio

Todas las actividades planeadas para obtener información geofísica serán realizadas por L-DEO,

con la asistencia de los científicos que propusieron el estudio, quienes estarán a bordo. Este equipo de científicos está encabezado por Dr. Penny Barton de la University of Cambridge, RU, y Dr. Sean Gulick de la University of Texas, Institute for Geophysics, Austin, TX. El navío será autosuficiente y la tripulación vivirá a bordo del navío durante la travesía completa.

Los procedimientos que se usarán en la campaña sísmica de 2004 serán similares a aquellos que se usaron durante las campañas sísmicas anteriores de L-DEO, por ejemplo, en el Océano Pacífico ecuatorial (Carbotte et al. 1998, 2000). El programa propuesto usará la metodología sísmica convencional con una batería remolcada de pistolas de aire como fuente de energía, y una línea de hidrófonos remolcada, y /o un sismómetro para el fondo del océano – Ocean Bottom Seismometer, OBS como sistema de recepción. La energía de la batería de pistolas es aire comprimido suministrado por compresores a bordo del navío.

Además de la operación de la batería de pistolas, se operará continuamente un sonar barimétrico de ondas múltiples desde el navío, a lo largo de la travesía completa. Una perfiladora de subsuelo de baja energía también será operada durante la mayor parte de esta campaña. El equipo se describe en mayor detalle más adelante.

7

(c) Programa de actividades

El Ewing está programado para llegar a Progreso, México el 8 de junio o cerca de esa fecha (Fig. 1). La campaña sísmica comenzará ~1 día después de que se haya desplegado la batería de hidrófonos, pistolas de aire, y el OBS, y durará ~31 días. El equipo será recogido al final de la campaña y el navío zarpará del norte de Yucatán el 15 de julio de 2004 o cerca de esa fecha. Las fechas exactas de la actividad podrán variar por pocos días debido a condiciones climatológicas, reposicionamiento, operación y ajuste de la línea de sónar, despliegue de las pistolas de aire, o a la necesidad de repetir algunas líneas de travesía si la calidad de la información no cumple con los estándares. (d) Especificaciones del navío.

El R/V Maurice Ewing tiene 70 m (230 ft) de eslora, una manga de 14.1 m (46.3 ft), y un calado de 4.4 m (14.4 ft). El Ewing tiene cuatro generadores diesel de 1000 Kw. que suministran energía a la embarcación. Este navío tiene cuatro motores eléctricos de 800 hp que, en combinación, propulsan una propela de cinco aspas en una boquilla Kort y un motor eléctrico de popa con potencia especificada a 500 hp. A la velocidad típica de operación de 7.4–9.3 Km. /hr (4–5 nudos) durante la adquisición de información sísmica, la rotación de la propela es de aproximadamente 90 rpm. Cuando el Ewing no está remolcando el equipo de campaña sísmica, navega a 18.5–20.4 Km. /hr (10–11 nudos), y tiene una velocidad máxima de 25 Km./hr (13.5 nudos). Su rango normal de autonomía de operación es de aproximadamente 31,484 Km. (17,000 n.mi.). Adicionalmente, el Ewing servirá de plataforma para que los observadores de mamíferos marinos, basados en el navío, puedan hacer su observación en busca de mamíferos marinos y tortugas de mar antes y durante las operaciones de pistola de aire. Las características del Ewing que lo hacen que sea idóneo para monitoreo visual se describen en VI, ESTRATEGIA PARA MONITOREO Y MITIGACIÓN DE IMPACTOS AMBIENTALES.

Otros detalles del Ewing:

Propietario: National Science Foundation Operador: Lamont-Doherty Earth Observatory of Columbia University Bandera: Estados Unidos de América Año de construcción: 1983 (modificado en 1990) Tonelaje bruto: 1978 Medidores de profundidad: Dos transductores montados en el casco, de 3.5 y 12 kHz,

Ecosonógrafo Furuno FGG80, Ecosonógrafo Furuno FCU66 y grabadora Echosounder

Equipo de cartografía del fondo del mar: Atlas Hydrosweep DS-2, 15.5 kHz (detalles más adelante) Compresoras para pistolas de aire: LMF DC, con capacidad de 1000 pcm a 2000 psi

Capacidad de alojamiento: 21 de tripulación más 3 técnicos y 26 científicos (e) Descripción de las pistolas de aire

El Ewing será usado como navío de suministro. Remolcará la batería de 20 pistolas de aire y en ocasiones una línea conteniendo hidrófonos a lo largo de líneas de travesía predeterminadas. Se emitirán

8

pulsos sísmicos a intervalos de aproximadamente 20 segundos. El espaciamiento de 20 segundos corre-sponde a un intervalo entre disparos de aproximadamente 50 metros (164 ft). La batería se compone de pistolas de aire que varían en el volumen de su cámara desde 80 hasta 850 pulgadas cúbicas, con un vol-umen total de 8575 pulgadas cúbicas (Fig. 2). Estas pistolas estarán espaciadas en un rectángulo con dimensiones aproximadas de 35 metros o 115 pies a lo largo, por 9 metros o 30 pies a lo ancho.

Debido a que el suministro total se distribuye entre 20 pistolas en vez de una de un solo punto de disparo, el nivel de sonido medible más alto en cualquier punto en el agua será menor al valor nominal de la fuente de suministro. También, debido a la naturaleza direccional del sonido proveniente de la batería de pistolas, el nivel real del sonido que se propaga en direcciones casi horizontales será substancialmente menor.

Considerando la presencia del sonar y de la batería de pistolas de aire detrás de la embarcación, el radio de giro de este navío, cuando los equipos estén desplegados, está limitado a cinco grados por minuto. Por lo tanto. La capacidad de maniobra del navío es limitada durante las operaciones.

Especificaciones de la batería de 20 pistolas de aire

Fuente de energía Veinte pistolas Bolt de aire de 2000 psi desde 80 hasta 850 pulgadas cúbicas Potencia a la salida (hacia abajo) 1 0-pk 58 bar-m (255 dB re 1 µPa · m); pk-pk 124 bar-m (262 dB) Profundidad de la fuente de energía al ser remolcada 7.5 m Volumen de descarga de aire ~8575 in3

Frecuencia dominante de los componentes 0–188 Hz Posición de las pistolas Favor de ver Fig. 2 Volumen de las pistolas en cada posición Favor de ver Fig. 2

1 All source level estimates are for a filter bandwidth of approximately 0–250 Hz.

9

FIGURA 2: Configuración de la BATERÍA de 20 pistolas que será usada durante la campaña sísmica en la costa norte de la península de Yucatán en el Golfo de México, junio—julio 2004.

(f) Operación de las pistolas de aire y desplegamiento y recolección de OBS

La travesía del Cráter Chicxulub consistirá en diferentes experimentos y etapas, incluyendo una medición de alta resolución, y también perfiles sísmicos multicanal (MCS), y el despliegue de OBS. Se hará un levantamiento batimétrico de un total de aproximadamente 3313 Km. (1789 millas náuticas.) incluyendo una provisión para los giros del barco (Tabla 1). Las diferentes etapas están descritas abajo en el orden en que se tiene planeado realizarlas.

Etapa 1 (Medición regional tomográfica– Primera mitad del experiemento A, Fig. 3 y 4) – Dur-ante la primera etapa, se desplegará un total de 28 OBSs (puntos negros sobre líneas grises en Fig. 4) dentro de una malla de 52.5 x 37.5 Km. (28.2 x 20.2 millas náuticas.) Las mediciones con pistolas sísmicas se harán en línea, con un espacio de 3.75 Km. (2.0 millas náuticas) a lo largo de las líneas de esta malla como se muestra en gris en la Fig. 4. Se harán mediciones en un total de 480 Km. de líneas de la malla, y en 225 Km. de mediciones se hará uso de la línea de hidrófonos como el sistema de recepción, y 255 Km. de mediciones usarán OBSs como receptores (Tabla 2 Fig 3 y 4). Además de los 480 Km. de mediciones en línea recta, es posible que se hagan mediciones en 144 Km. adicionales si lo permite la operación de la batería completa de pistolas durante los giros. Habrán 12 giros de 12 Km. cada uno, haciendo un total de 144 Km. en giros y llevando el total general de la Etapa 1 a 624 Km. Tomará ~75 horas de operaciones sísmicas y ~8 días para terminar esta etapa, incluyendo el balanceo del sonar y la puesta en marcha de la batería.

10

Etapa 2 (Medición sísmica regional con canales múltiples – experimento C, Fig. 5) – La etapa 2 consistirá en una medición sísmica de canales múltiples (que se muestra como líneas negras gruesas en la Fig. 5) usando un hidrófono remolcado de 6 Km. de largo. Esta medición tendrá un total de 675 Km. y durará 81 horas de operaciones sísmicas. Esta etapa tomará ~4 días para terminarse. TABLA 1. Kilómetros totales que serán medidos durante las diferentes etapas en la travesía del Cráter Chicxulub

Etapa Experimento Total Km. medidos con

línea de hidrófonos

Total Km. medidos sin

línea de hidrófonos

Giros Total

1 A 225 255 144 624

2 C 675 - - 675

3 B1 - 900 - 900

4 A 495 - 144 639

5 C 325 325

6 OBS recovery - - - 0

7 B2 150 - - 150

2 C 675 - - 675

Total 1870 1155 288 3313

11

FIGURA 3. líneas de tránsito y despliegues de los obs para la campaña sísmica propuesta para los experimentos a y b que serán REALIZADOS AL norte de la península de YUCATÁN EN el GOLFO DE méxico, junio-julio 2004. el experimento a es una medición regional tomográfica; el experimento b1 consiste en una medición de alta resolución en el centro de perforación del ocean drilling program (odp) sitio de perforación chicx-02ª; y experimento b2 es una medición detallada centrada en el sitio de perforación chicx-01A DEL odp. aproximadamente 130-150 receptores TERRESTRES (mostrados como signos +) registrarán los datos de todos los disparos.

TABLA 2. Kilómetros totales que serán medidos durante la etapa 1

Dirección de travesía*

Número de perfiles

Número de Km. por perfil

Número total de Km. que serán

medidos

Sistema de recepción de señal acústica

Este-oeste 4 45 180 Línea de hidrófonos – 6 Km.


Este-oeste 1 45 45 OBSs – sin hidrófonos

Norte-sur 7 30 210 OBSs – sin hidrófonos

*Las líneas se muestran en gris en Fig. 4.

B2

B1

12

10 m

10 m

15 m

15 m

OBSs - minimum

seismic grid

+++ land receivers

crater centerChicx-02A

Merida

Progreso

++ +++ ++

+++

+

+

+ ++

++

++ +++

+

+ ++

+++

++

+ ++

++

+

+

+

++ +++++

++

+++

++ ++

++

+++ +

++

+ ++

++++

+ +

+

++

+++

++

++

++++

+

++ +

++

+

++

++

++ ++++

+++

+ + +

+

+

++++

++ +

++ +

+ ++++ +

+++

7.5 km7.

5 km Chicx-A/A1

reefs

* * * * * * * * * *********

*

MCSproposed

profiles

OBSs - desired

FIGURA 4. Un MAPA MÁS detallado de las líneas de la MALLA DE viaje y DESPLIEGUES de OBS para la medi-ción regional tomográfica que se propone (Experimento A, etapas 1 y 4) y la medición sísmica de ALTA RESOLU-CIÓN (experimento B1, etapa 3) que se realizará en la costa de la península de yucatán, en el GOLFO DE méxico, junio-julio 2004. para el experimento a, las líneas de la malla en gris serán medidas en la etapa 1 y las líneas negras en la etapa 4. la medición de alta resolución estará centrada en el sitio de perforación ODP en Chicx-02a.

Chicx-B

Pemex-2

Chicx

-C

Chicx-A/A1

Out

er ri

ng

Outer ring

Pemex-1

Chicx-01A

Chicx-02A

Crater rim

crater centerPeak ring

reefs

reefs

proposed newMCS profiles

proposed 2Dwide-angle profile

FIGURA 5: LÍNEAS de la malla para la medición sísmica MCS que se propone para el experimento c (etapas 2 y 5) para ser realizado en la costa de la península de yucatán, en el GOLFO DE méxico, de junio a julio de 2004. El mapa muestra la ubicación del anillo de cúspides, el anillo del cráter y el anillo exterior, como se puede observar en los perfiles MCS ya existentes. El área sombreada muestra la ubicación de la medición sísmica de alta resolución

A

B1

C

13

(ver Fig. 3 y 4 arriba). Las líneas gruesas muestran la ubicación de los perfiles MCS que se proponen. Los nuevos perfiles deben dar cuatro cruces ADICIONALES del anillo exterior y del borde del cráter, y proporcionar tres nuevos perfiles radiales, y proveer líneas de intersección en los sitios propuestos ODP, en Chicx-01A y Chicx-02A.

Etapa 4 (Medición de alta resolución –Experimento B1, Fig. 3 y 4) – Durante la etapa 3 de la tra-

vesía, se recuperarán 20 OBSs, (y tal vez hasta 40 OBSs indicados por círculos y diamantes en la región sombreada de gris de la Fig. 4) de sus locaciones anteriores y serán re-instalados dentro de una malla de 26.25 x 15 Km. (14.2 x 8.1 n.mi.), junto con perfiles por pistola de aire en líneas que se intersectan a 1.875 Km. (1.0 n.mi.). No habrá arrastre de línea de hidrófonos durante la etapa 3. Un total de 900 Km. de medición de alta resolución será realizado a lo largo de las líneas punteadas de la Fig. 4. Esto incluye operaciones sísmicas durante las vueltas cerradas de la embarcación que serán posibles por la ausencia de la línea de hidrófonos. Esta medición deberá tomar 108 horas de operación sísmica, o ~6.5 días.

Etapa 4 (Medición regional tomográfica– segunda mitad del experimento A, Fig. 3 y 4) – Dur-ante la etapa 4, 26 OBS serán recogidos e instalados de nuevo. Se hará una medición de 495 Km. totales con pistolas de aire a lo largo de las líneas negras de la malla que se muestra en la Fig. 4 (Tabla 3). Además., se medirán 144 Km. adicionales si es posible operar la batería completa de pistolas de aire durante los giros. Habrán 12 giros de 12 Km. cada uno, dando un total de 144 Km. durante los giros, o 639 Km. en total. Tomará ~77 horas de operaciones sísmicas y ~8 días para terminar esta etapa.

Etapa 5 (Medición radial MCS – experimento C, Fig. 5) – Esta etapa consistirá en 325 Km. de mediciones, remolcando una línea de hidrófonos de 6 Km. de largo (Fig. 5). Esta medición tomará ~39 horas de disparos sísmicos, en un período de ~2 días.

Etapa 6 (recuperación de OBS) – La etapa 6 consiste en la recuperación de 28 OBSs, que tomará ~1.5 días. No se planea ninguna operación con pistolas de aire.

Etapa 7 (Medición detallada – experimento B2, Fig. 3) – Se medirá una malla con un total de 150 Km. en una ubicación más al oeste (ver Fig. 3), usando una línea de 3 Km. El tiempo total de disparo será ~18 horas y tomará aproximadamente ~1 día. TABLA 3. Número total de Km. a ser medidos durante la etapa 4.

Dirección de

travesía*

Número de perfiles

Número de kilómetros por perfil

Número total de kilómetros que serán

movidos

Sistema receptor de señales acústicas



Norte-sur 9 30 270 Línea de hidrófonos – 3 Km.

*Las líneas se muestran en gris en la Fig. 4.

(g) Sonar multiondas y perfiladora del subsuelo

Simultáneamente con las operaciones de pistola de aire, dos sistemas adicionales para la adquisición acústica de datos serán operados durante la mayor parte o toda la travesía. El fondo del mar será trazado con un Atlas Hydrosweep DS-2, sonar batimétrico de rayos múltiples en 15.5-kHz, y un perfiladora del subsuelo de 3.5 – kHz que será operada simultáneamente con el sonar de rayos múltiples. Comúnmente, estas fuentes de sonido se operan desde el Ewing simultáneamente con la batería de pistolas de aire.

14

El Atlas Hydrosweep está montado en el casco del Ewing y opera en tres modalidades, dependi-endo de la profundidad de las aguas. Una modalidad es para aguas poco profundas y las otras dos modali-dades son para aguas más profundas: La modalidad Omni y la modalidad RDT (transmisión rotacional direccional). La modalidad RDT no será basada durante la medición sísmica propuesta debido a la poca profundidad del agua en el área de este proyecto. (1) Cuando la profundidad del agua sea <400 m, la emisión de la fuente es 210 dB re 1 µPa · m rms y se transmitirá un pulso o “ping” de un 1-mili segundo por segundo, con una amplitud de banda de 2.67 grados de proa a popa y 90 grados de proa a popa. La amplitud de ondas se medirá al punto –3 dB y usualmente es referida como sonar. (2) La modalidad Omni es idéntica a la modalidad de agua poca profunda excepto que la potencia de salida es de 220 dB rms. La modalidad Omni se usa normalmente durante el inicio de la operación. (3) La modalidad RDT se usa nor-malmente en operación en aguas profundas y tiene una potencia de salida de 237 dB rms. En la modalidad RDT, cada “ping” consiste de cinco transmisiones sucesivas, cada una zonifica un rayo que se extiende 2.67 grados de proa a popa y ~30 grados en dirección perpendicular a la ruta de viaje. Las cinco transmis-iones sucesivas (segmentos) corren de babor a estribor con un traslape mínimo, y se extienden a una amplitud general perpendicular a la dirección del viaje de 140 grados con muy pequeños huecos (<<1 mili segundo) entre los pulsos para segmentos sucesivos de 30 grados. La duración total de cada “ping”, inclu-yendo los cinco segmentos sucesivos, varía con la profundidad del agua pero es un milisegundo en profundidades <500 metros y 10 milisegundos en aguas más profundas. Para cada segmento, la duración del “ping” de 1/5 de estos valores o 2/5 para el receptor en el área de traslape que queda zonificada por dos segmentos de rayos. El intervalo de “pings” durante las operaciones de RDT depende de la profun-didad del agua y varía desde una vez por segundo en aguas con profundidad menor a <500 m (1640.5 pies) hasta una vez cada 15 segundos en aguas más profundas.

La perfiladora del subsuelo se usa para obtener información sobre las características sedimentarias y la topografía del fondo, que está siendo trazada simultáneamente por el Hydrosweep. La energía de la perfiladora del subsuelo es dirigida directamente hacia abajo por un transductor de 3.5 kHz montado en el casco del Ewing. La potencia de salida varía con la profundidad del agua, desde 50 watts en aguas poco profundas hasta 800 watts en aguas profundas. El intervalo de los pulsos es un segundo, pero un modo común de operación es transmitir 5 pulsos con intervalos de 1 segundo, y seguidos por una pausa de 5 segundos.

Especificaciones de la Perfiladora del subsuelo

Potencia máxima de salida (hacia abajo) 204 dB re 1 µPa; 800 watts Potencia de salida normal (hacia abajo) 200 dB re 1 µPa; 500 watts Frecuencia dominante de los componentes 3.5 kHz Amplitud de banda 1.0 kHz con duración del pulso 4 ms 0.5 kHz con duración del pulso 4 ms 0.25 kHz con duración del pulso 4 ms Amplitud del rayo nominal 30 grados Duración del pulso 1, 2, o 4 ms

15

III. ASPECTOS JURIDICOS

II. Vinculación con los instrumentos de planeación y ordenamientos jurídicos aplicables

El Reglamento de la Ley General del Equilibrio Ecológico y la Protección al Ambiente en Materia de Evaluación del Impacto Ambiental establece las disposiciones generales y particulares y los lineamientos para la evaluación de impacto ambiental por parte de la Secretaria del Medio Ambiente, Recursos Naturales y Pesca (“La Secretaria”). La Manifestación de Impacto Ambiental preparada para el proyecto científico del “Experimento Sísmico de Chicxulub” (“El Estudio”) se enmarca dentro de dicho Reglamento. “El Estudio” tiene objetivos exclusivamente académicos y forma parte de los programas de cooperación internacional realizados por la Universidad Nacional Autónoma de México (“La UNAM”). Como parte de las actividades de investigación de “El Estudio”, descritas en la sección anterior se tienen los estudios sísmicos marinos, los cuales se realizan en cooperación con la Universidad de Texas at Austin y el Observatorio Lamont-Dorothy de la Universidad de Columbia, USA (“LDGO”). En la planeación del estudio sísmico marino y su implementación se han considerado los lineamientos contenidos en la Ley General, que establece las normas jurídicas aplicables. El Manifiesto de Impacto Ambiental es sometido a la consideración de “La Secretaría” en forma conjunta por “La UNAM y “LDGO”, en representación de las instituciones participantes en la colaboración académica del proyecto. Dentro de las disposiciones generales en el Capitulo I se establece: La presente ley es reglamentaria de las disposiciones de la constitución política de los Estados Unidos Mexicanos que se refieren a la preservación y restauración del equilibrio ecológico, así como a la protección al ambiente, en el territorio nacional y las zonas sobre las que la nación ejerce su soberanía y jurisdicción. Sus disposiciones son de orden publico e interés social y tienen por objeto propiciar el desarrollo sustentable y establecer las bases para: I.- Garantizar el derecho de toda persona a vivir en un medio ambiente adecuado para su desarrollo, salud y bienestar; II.- Definir los principios de la política ambiental y los instrumentos para su aplicación; III.- La preservación, la restauración y el mejoramiento del ambiente; IV.- La preservación y protección de la biodiversidad, así como el establecimiento y administración de las áreas naturales protegidas; V.- El aprovechamiento sustentable, la preservación y, en su caso, la restauración del suelo, el agua y los demás recursos naturales, de manera que sean compatibles la obtención de beneficios económicos y las actividades de la sociedad con la preservación de los ecosistemas; VI.- La prevención y el control de la contaminación del aire, agua y suelo; VII.- Garantizar la participación corresponsable de las personas, en forma individual o colectiva, en la preservación y restauración del equilibrio ecológico y la protección al ambiente; VIII.- El ejercicio de las atribuciones que en materia ambiental corresponde a la federación, los estados, el distrito federal y los municipios, bajo el principio de concurrencia previsto en él articulo 73 fracción XXIX - G de la constitución; IX.- El establecimiento de los mecanismos de coordinación, inducción y concertación entre autoridades, entre estas y los sectores social y privado, así como con personas y grupos sociales, en materia ambiental, y X.- El establecimiento de medidas de control y de seguridad para garantizar el cumplimiento y la aplicación de esta ley y de las disposiciones que de ella se deriven, así como para la imposición de las sanciones administrativas y penales que correspondan. En términos generales el presente proyecto de investigación se enmarca dentro de lo dispuesto en su fracción IV sobre la preservación y protección de la biodiversidad.

16

Instrumentos de Política Ambiental

Estudios Científicos

Las investigaciones académicas realizadas por “La UNAM” y otras instituciones educativas colaboran con el Estado Mexicano en el estudio del territorio nacional y la biodiversidad. Los Instrumentos de la Política Ambiental están contenidos dentro del Capitulo IV. El Articulo 17 establece al respecto: En la planeación nacional del desarrollo se deberá incorporar la política ambiental y el ordenamiento ecológico que se establezcan de conformidad con esta ley y las demás disposiciones en la materia. En la planeación y realización de las acciones a cargo de las dependencias y entidades de la administración publica federal, conforme a sus respectivas esferas de competencia, así como en el ejercicio de las atribuciones que las leyes confieran al gobierno federal para regular, promover, restringir, prohibir, orientar y en general inducir las acciones de los particulares en los campos económico y social, se observaran los lineamientos de política ambiental que establezcan el plan nacional de desarrollo y los programas correspondientes . “La UNAM” es una institución de educación superior que realiza investigación científica como parte de sus actividades. “La UNAM” esta facultada para realizar convenios de cooperación académica con instituciones nacionales y del extranjero, dentro del ámbito señalada en su legislación. Para la realización del presente “El Estudio” se han convenido los acuerdos de cooperación académica con las instituciones participantes.

Ordenamiento Ecológico

En su articulo 19 se establece: En la formulación del ordenamiento ecológico se deberán considerar los siguientes criterios: I.- La naturaleza y características de los ecosistemas existentes en el territorio nacional y en las zonas sobre las que la nación ejerce soberanía y jurisdicción; II.- La vocación de cada zona o región, en función de sus recursos naturales, la distribución de la población y las actividades económicas predominantes; III.- Los desequilibrios existentes en los ecosistemas por efecto de los asentamientos humanos, de las actividades económicas o de otras actividades humanas o fenómenos naturales; IV.- El equilibrio que debe existir entre los asentamientos humanos y sus condiciones ambientales; y V.- El impacto ambiental de nuevos asentamientos humanos, vías de comunicación y demás obras o actividades.

“El Estudio” se realiza en la zona marina del noroeste de la península de Yucatán y corresponde a los programas de ordenamiento ecológico definidos en la Ley General en su articulo 19 bis, fracción IV. En su articulo 19 bis se establece: El ordenamiento ecológico del territorio nacional y de las zonas sobre las que la nación ejerce su soberanía y jurisdicción, se llevara a cabo a través de los programas de ordenamiento ecológico: I.- General del territorio; II.- Regionales; III.- Locales, y IV.- Marinos.

En su articulo 20 bis 6 se establece: “La Secretaria” podrá formular, expedir y ejecutar, en coordinación con las dependencias competentes, programas de ordenamiento ecológico marino. Estos programas tienen por objeto establecer los lineamientos y previsiones a que deberá sujetarse la preservación, restauración, protección y aprovechamiento sustentable de los recursos naturales existentes en áreas o superficies especificas ubicadas en zonas marinas mexicanas, incluyendo las zonas federales adyacentes.

En su articulo 20 bis 7 se establece Los programas de ordenamiento ecológico marino deberán contener, por lo menos: I.- La delimitación precisa del área que abarcara el programa; II.- La determinación de las zonas ecológicas a partir de las características, disponibilidad y demanda de los recursos naturales en ellas comprendidas, así como el tipo de actividades productivas que en las mismas se desarrollen, y III.- Los lineamientos, estrategias y demás previsiones para la preservación, protección,

17

restauración y aprovechamiento sustentable de los recursos naturales, así como la realización de actividades productivas y demás obras o actividades que puedan afectar los ecosistemas respectivos.

En el presente proyecto científico se consideran e incorporan los criterios establecidos en esta ley, las disposiciones que de ella se deriven, los tratados internacionales de los que México sea parte, y demás ordenamientos que regulan la materia.

Áreas Naturales Protegidas

Con respecto al Articulo 46 sobre áreas naturales protegidas, cabe señalar que “El Estudio” se realiza fuera de estas áreas. En la descripción de las actividades de “El Estudio” en la sección II del presente Manifiesto se establecen las zonas de investigación sísmica. Estas zonas están fuera de los limites de las áreas identificadas en el articulo 46. En el articulo 46 se establecen las siguientes: I.- Reservas de la biosfera; II.- Se deroga. III.- Parques nacionales; IV.- Monumentos naturales; V.- Se deroga. VI.- Áreas de protección de recursos naturales; VII.- Áreas de protección de flora y fauna; VIII.- Santuarios; IX.- Parques y reservas estatales, y X.- Zonas de preservación ecológica de los centros de población.

Además de las áreas naturales protegidas definidas por la Ley General para la Federación, se tiene la provisión de áreas definidas por los Estados. Para la realización de proyecto no se realizaran actividades dentro de ninguna área adicional definida por los Estados de la Federación. El articulo 46 establece al respecto los siguientes términos: Los gobiernos de los estados y del distrito federal, en los términos que establezca la legislación local en la materia, podrán establecer parques y reservas estatales en áreas relevantes al nivel de las entidades federativas, que reúnan las características señaladas en los artículos 48 y 50 respectivamente de esta ley. Dichos parques y reservas no podrán establecerse en zonas previamente declaradas como áreas naturales protegidas de competencia de la federación, salvo que se trate de las señaladas en la fracción VI de este articulo. No se tienen áreas adicionales definidas dentro de estos lineamientos señalados para las zonas de “El Estudio”.

18

IV. DESCRIPCIÓN DE LOS ASPECTOS AMBIENTALES DEL ÁREA EN ESTUDIO

Medio ambiente físico El Golfo de México cubre un área de 1.5 millones de Km. (0.58 millones de mi2). Tiene una

plataforma continental particularmente ancha, y las únicas áreas profundas (>200 m; 656 ft) dentro de 50 Km. (31 mi), se localizan en el delta del Río Mississippi y en las dos bocas del Golfo (Würsig et al. 2000). Los bancos amplios, pocos profundos, se encuentran a lo largo del extremo oriental de Florida (Plataforma de Florida), en el noroeste (Plataforma Texas- Louisiana), y en el sur (Banco de Campeche en México). Las aguas de la plataforma continental con profundidad menor a 200 m (656 ft) cubren el 35 % de la superficie del Golfo de México, la pendiente continental (200—3000 m, 656-9840 ft) comprende 40%, y el sobrante consiste en aguas profundas (>3000 m, 9840 ft), principalmente en la parte centro-occidental conocida como el Sigsbee Abyssal Plain (Würsig et al. 2000). El Golfo tiene una profundidad máxima de aproximadamente 5 Km. (3.1 mi) (Würsig et al. 2000). La plataforma continental del Golfo tiene una pendiente suave, mientras que la pendiente continental se corta por cañones profundos y tiene una inclinación muy pronunciada.

El Golfo de México es un cuerpo de agua dinámico, y es activado principalmente por el Loop Current. Esta corriente es un movimiento masivo de agua dextrorso, y consiste esencialmente en aguas cálidas de la corriente de Yucatán que provienen del mar Caribe al sur, las cuales giran hacia el norte y después hacia el este, saliendo bajo el nombre de Florida Current. En algunas ocasiones, partes del Loop Current son desviadas y forman mareas anticiclónicas (de núcleo cálido), que se disipan hacia la parte occidental del Golfo. Estas corrientes se tropiezan con torbellinos ciclónicos (de núcleo frío). La interacción entre estos dos tipos de torbellinos resulta en una mezcla de las aguas, lo que a su vez puede aumentar la productividad biológica al aportar aguas fías, ricas en nutrientes del fondo, para mezclarse con aguas superficiales. Estos torbellinos también pueden traer aguas ricas en nutrientes de la plataforma para que se mezclen con aguas del Golfo abierto (Würsig et al. 2000).

La interacción entre la Corriente de Yucatán y la terminación de la plataforma continental al este de la Península de Yucatán da como resultado el sistema de flujo hacia la superficie más grande del extremo occidental subtropical del Atlántico del norte, y en poderosas zonas frontales que separan aguas claras e improductivas de otras aguas que son biológicamente ricas. El Banco de Campeche es un área de impor-tante producción de fitoplancton. Los flujos de agua fría a lo largo de costa norte de la península de Yucatán fertilizan el Banco de Campeche.

Tortugas de mar Se podrían detectar varias especies de tortugas de mar en el área propuesta para el estudio en la

Península de Yucatán: la caguama (Caretta caretta), verde (Chelonia mydas), carey (Eretmochelys imbricata), laúd (Dermochelys coriacea), y lora (Lepidochelys kempii). La golfina (Lepidochely olivacea) cubre desde el Mar Caribe hacia el sur hasta el Centro y Sur América, pero no se anticipa que llegue a la parte sur del Golfo de México (Euroturtle 2001). De las cinco especies que pudiesen ingresar en el área de este proyecto, las especies más probables que podremos encontrar, de acuerdo a los pescadores locales, son el laúd y carey. Las playas en Campeche (extremo occidental de la Península de Yucatán), Yucatán (ubicación del área propuesta para el estudio) y Quintana Roo (al oriente de la Península de Yucatán), son áreas de reproducción para la carey (Eretmochelys inbricata), el verde (Chelonia mydas) y la caguama (Caretta caretta). Se ha reportado que la tortuga carey es la especie más abundante que anida en Yucatán, seguida por la verde, y la caguama (Márquez et al., 1992). La temporada de anidamiento comienza en abril y termina en septiembre. En Río Lagartos, Yucatán, (ubicado en el extremo oriental del área de

19

estudio propuesta) se ha reportado que las carey que están anidando permanecen hasta la primer semana de julio y las tortugas verdes predominan de ese momento en adelante (Márquez et al. 1992). Las tortugas carey también anidan en la reserva de El Palmar en Campeche (Bearzi 1996), más de 250 Km. (135 n. mi.) al sur del área propuesta para el estudio. Las tortugas de mar lora (Lepidochelys kempi) solamente se reproducen a lo largo de la costa de Tamaulipas en el oeste del Golfo de México (Arenas et al. 2003), y rara vez se encuentran individualidades que no están en época de reproducción en el área propuesta para este estudio.

De acuerdo a la ley ambiental mexicana, las cinco especies de tortugas de mar que nos interesan están protegidas (en Categoría P). Las tortugas caguama y verde también aparecen en la lista actualizada de ESA como especies Amenazadas; y la laúd, lora, y carey están listadas por ESA como en peligro de Extinción. La Lista Roja de IUCN-World Conservation Union (IUCN 2003) clasifica a las tortugas de mar lora, laúd y carey como en peligro Crítico de Desaparecer, y las tortugas caguama y verde como en peligro de Extinción. México y los Estados Unidos firmaron el Convenio de la Convención Interameri-cana para la Protección y Conservación de Tortugas Marinas.

Las diferentes especies de tortugas marinas tienen un ciclo de vida con pequeñas variaciones entre ellas (ver Miller 1997). Todas las especies migran entre sus áreas de alimentación y áreas para anidar. Las rutas de migración pueden exceder 2600 Km. (1404 n.mi.), pero la mayoría de las tortugas de mar viajan < 1000 Km. (540 n.mi.; Miller 1997). Las hembras de la mayoría de las especies anidan cada dos a cuatro años; sin embargo, las hembras de otras especies anidan anualmente. Después de aparearse, los machos generalmente regresan a las áreas de alimentación, en tanto que las hembras vienen a tierra en ciertas playas para depositar sus huevos. Las hembras pueden poner hasta 10 grupos de aproximadamente 100 huevos en nidos enterrados en la arena, en un lapso de pocos meses. Los huevos incuban por alrededor de dos meses, y después van al agua para comenzar su etapa de desarrollo pelágico. Posteriormente los juveniles de la mayoría de las especies llegan a la zona costera o se trasladan a bahías y estuarios, donde maduran de 10 a 50 años.

Las tortugas de mar pasan la mayor parte de su tiempo en el mar y generalmente regresan a tierra solo para anidar. La mayor parte de las especies tienen amplia distribución, pero sus preferencias de hábitat pueden variar. Todas excepto la tortuga laúd y algunas poblaciones de verdes, se cree que son principalmente costeras cuando no se están reproduciendo (EuroTurtle 2001). La tortuga laúd es prin-cipalmente oceánica, y solo se presenta en áreas costeras durante la temporada de reproducción. Durante la investigación propuesta, las tortugas podrían ser avistadas en sus hábitats de reproducción y alimenta-ción o cerca de los mismos (en el área de este proyecto, las tortugas carey, verde, y caguama podrían estar anidando). Sus hábitos de alimentación incluyen los arrecifes de coral y áreas de algas marinas. El anida-miento ocurre en las playas a lo largo del área de estudio, y la temporada de reproducción coincide con el período propuesto para el estudio.

Las descripciones de las tortugas de mar que aparecen a continuación están principalmente basadas en información de Márquez (1990) y los reportes técnicos de UNEP (Horrocks 1992; Sybesma 1992; Barmes et al. 1993; UNEP 1993; d’Auvergne y Eckert 1993). Tortuga Caguama (Caretta caretta)

La caguama esta clasificada como Categoría P (en Peligro de Extinción) en México y T, y está esparcida ampliamente; se presenta en aguas tropicales y subtropicales cerca de la costa en todo el mundo. Las tortugas caguama tienen migraciones largas que las traen de regreso a sus áreas de repro-ducción, posiblemente usando las corrientes de agua tibia tales como la Corriente del Golfo. Las tortugas caguama pueden ser vistas en mar abierto durante estas migraciones. Las caguamas en edad reproductiva

20

llevan una vida pelágica por tanto como 7—12 años, convirtiéndose en habitantes de aguas profundas cuando tienen de 10—25 años de edad, y llegan a su madurez sexual entre los 21—35 años de edad. Estas tortugas prefieren alimentarse en bahías y estuarios costeros, así como en las aguas poco profundas a lo largo de las plataformas continentales de los océanos Atlántico, Pacífico e Índico. Los adultos se alimen-tan de una variedad de fauna submarina, tales como cangrejo, camarón, esponja, pescado y caracol. Durante su migración en mar abierto, comen medusas, pterópodos, moluscos flotantes y calamar. La costa sur del Golfo, incluyendo el área propuesta para este proyecto, está considerada como un región impor-tante para la alimentación de tortugas caguama adultas y juveniles, aunque poco se sabe de las fuentes alimenticias en el área (Ehrhart et al. 2003).

En el Atlántico, las áreas de nidos principales incluyen el sureste de los Estados Unidos, así como la Península de Yucatán, México, Colombia y Cuba (EuroTurtle 2001), y en la costa del Atlántico desde Venezuela hasta Brasil. Una importante área de anidamiento para la tortuga caguama se localiza en X'cacel, Quintana Roo, México, aproximadamente 100 Km. (54 n. mi.) al sur de Cancún en el oriente de la Península de Yucatán, y por lo tanto a una distancia importante del área de este proyecto. Las caguamas también han anidado en Río Lagartos, en el extremo oriental del área de este proyecto (Márquez et al. 1992). La temporada de anidamiento para esta tortuga es típicamente desde fines de abril hasta octubre en el sudeste de los EU. y en el Golfo de México (USFWS 2003; LeBuff 1990; Moreno y Rivera 2000), lo que se traslapa con el período propuesto para este proyecto. Durante, o inmediatamente después de la temporada reproductiva, las hembras se dispersan a otros lugares distantes para alimentarse, siguiendo rutas migratorias poco definidas. Basados en los registros de tortugas caguama que se han encontrado varadas, la subpoblación del sur de la Florida representa alrededor del 80% de los animales en el Golfo de México occidental (NMFS SEFSC 2001). Las tortugas caguama que se han encontrado cerca del área propuesta para el estudio pudieran, por lo tanto, proceder de cualquiera de las subpoblaciones del Atlántico occidental (NMFS SEFSC 2001).

La población global de esta tortuga ha sido estimada en 60,000 hembras en edad reproductiva, basados en datos del monitoreo de playas de anidamiento desde 1990 (Sea Turtle Survival League 1995b)

Tortuga verde (Chelonia mydas)

La tortuga verde pertenece a la Categoría P (en peligro de extinción) en México, y T; está ampliamente distribuida en aguas tropicales y subtropicales cerca de las costas continentales y alrededor de las islas. La tortuga de mar verde típicamente migra a lo largo de rutas costeras desde sus lugares de anidamiento hasta sus áreas de alimentación, aunque algunas poblaciones realizan migraciones transoceánicas (por ejemplo de Isla Ascensión a Brasil). Típicamente, las hembras muestran fidelidad a su sitio de anidamiento y anidan en el mismo lugar en que depositaron la última huevada, o en la misma playa en la cual ellas mismas fueron incubadas. La incubación es epipelágica (permanencia cerca de la superficie en mar abierto) de ~1–3 años. Viven en bahías y a lo largo de costas protegidas y se alimentan durante el día de algas y otras gramíneas (Bjorndal 1982). Las tortugas verdes juveniles y subadultas pueden viajar miles de kilómetros antes de regresar a sus terrenos de apareamiento y anidamiento (Carr et al. 1978). El apareamiento de la tortuga verde ocurre en las aguas cercanas de las playas de anidamiento. Las principales playas de anidamiento en el Atlántico están localizadas en México, Costa Rica, Venezuela, y Surinam (EuroTurtle 2001). La costa norte de la Península de Yucatán se ha identificado como un área secundaria de anidamiento para esta tortuga (Sea Turtle Survival League 1995a). Sin embargo a lo largo de la costa este de la Península de Yucatán (Quintana Roo), 100 Km. (54 n. mi.) al sur de Cancún (y a una distancia substancial del área propuesta para este proyecto), la playa de X’cacel ha sido reconocida como

21

un importante sitio de anidamiento para la tortuga verde en México. La temporada de anidamiento de la tortuga verde es típicamente de marzo a octubre, con la mayor actividad en las costas del Golfo de México entre junio y agosto (Earlham College 2001; TPAW n.d.); por lo tanto, el anidamiento coincide con el período planeado para este proyecto. La población de la tortuga verde está estimada en 203,000 hembras en edad reproductiva (Sea Turtle Survival League 1995a). Tortuga de Carey (Eretmochelys imbricata)

Las tortugas de carey son Categoría p (en peligro de extinción) en México, y E; y son las tortugas más tropicales de todas las tortugas de mar. Su anidamiento está limitado a aguas donde la temperatura es entre 25º–35ºC. Las tortugas de carey que no están anidando han sido vistas tan al norte como Cape Cod. Las tortugas de carey pueden ser observadas en aguas poco profundas donde hay abundancia de algas y otros alimentos, y son más comunes donde hay praderas de algas, y se encuentran con mayor frecuencia donde hay formaciones de arrecifes. Viven en aguas litorales claras, cerca de tierra firme y en las plataformas de las islas. Al terminar su incubación, se cree que son pelágicas, buscando protección en las algas cerca de las zonas de convergencia. Estas tortugas reingresan a las aguas costeras una vez que obtienen una longitud de aproximadamente 20 a 25 cm. Los arrecifes de coral son las áreas de alimentación preferidas para las tortugas de carey juveniles. Estas tortugas anidan en playas de alta y baja energía, comparten la ubicación de alta energía con tortugas verdes de mar. Comúnmente, las tortugas de carey tienen movilidad de corta distancia entre sus playas de anidamiento y bancos alimenticios en el mar, aunque también se sabe de movimientos de larga distancia.

Las más importantes playas para que las tortugas de carey hagan sus nidos en el Atlántico está a lo largo de la Península de Yucatán, México, Panamá, el sur de Cuba, y algunas islas del Caribe (EuroTurtle 2001). Las tortugas hembras anidan a intervalos de dos o más años, y sus playas de anidamiento en la península de Yucatán incluyen aquellas que se localizan a lo largo de la costa de Campeche (extremo occidental de la Península de Yucatán) y en Las Coloradas, Isla Holbox y Río Lagartos en el estado de Yucatán (Meylan 1999). En Yucatán, la temporada de anidamiento dura aproximadamente ~6 meses, de abril a septiembre (Márquez et al. 1992). La población en edad reproductiva más importante de tortugas de carey en el Atlántico está presente en Yucatán, donde se registran anualmente varios millares de nidos en los estados de Campeche, Yucatán y Quintana Roo (Garduño-Andrade et al. 1999). La tortuga de carey se alimenta el año completo en el área propuesta para nuestro estudio, principalmente del arrecife de coral y sus esponjas, anémonas, calamar y camarón, corales, algas y tunicates.

La población mundial de la tortuga de carey se estima en 8000 hembras en edad reproductiva (Sea Turtle Survival Leager 1995c).

Tortuga Golfina (Lepidochelys kempii)

La tortuga golfina calza en la Categoría P (en peligro de extinción) en México, y en la categoría E cuenta con una distribución geográfica más limitada que la mayoría de otras tortugas de mar. Las adultas se anidan sólo en el golfo de México y permanecen ahí todo el año, deambulándose a lo largo del litoral entre playas de anidamiento y áreas de alimentación. Sin embargo, la esfera de actividad de los juveniles vacila entre zonas tropicales y templadas del atlántico occidental, hasta la Nueva Inglaterra. De vez en cuando, la corriente del golfo puede desplazar a algunos individuos hasta la Europa septentrional, aunque aquellos individuos se consideran perdidos a la población reproductiva. La nidación de las golfinas se realiza entre abril y junio a lo largo de las zonas costales de Tamaulipas y Veracruz (oeste y sudoeste del

22

golfo de México) y no se forman nidos en el área planeado para el proyecto. Fuera de los centros donde abundan los criaderos, el hábitat principal de esta tortuga marina son la aguas costales del golfo de México septentrional, especialmente las aguas de Louisiana. Los pescadores que trabajan en las aguas de la península deYucatán indican que los informes son raros, observándose uno o dos al año (T. Owens Carrak Environmental Consultants, pers.comm 2004). Dichas tortugas se alimentan de cangrejos, cama-rones, gastrópodos, almejas, medusas, erizos, óvulos de calamar, y peses. Es improbable que las tortugas se presenten en la zona del proyecto, aunque algunas que no son de cría pudieran estar presente.

Se calcula que la población mundial de tortugas golfinas cuentan con menos de 1000 hembras en edad de reproducción (Sea Turtle Survival League 1995d). Tortuga Laúd (Dermochelys coriacea)

La tortuga laúd calza en la Categoría P (En Peligro de Extinción) en México, y es la de mayor tamaño y más extensamente distribuida. Su radio de acción la lleva lejos de sus criaderos tropicales y subtropicales. Son pelágicas y se acercan a las aguas del litoral únicamente durante la temporada de reproducción (EuroTurtle 2001). Parece que las tortugas laúd migran a lo largo de contornos batimétricos con profundidades de 200 a 3500 metros ( 656 -- 11,484 pies). Se alimentan principalmente de medusas, tunicados, y otros y vertebrados epipelágicos de cuerpos suaves (Hartog y Van Nierop 1984; Davenport y Balazs 1991).

En el atlántico, las tortugas laúd se anidan en Venezuela, las islas del Caribe, Colombia, Surinam, Guayana francesa, Costa Rica, y Panamá. Los criaderos menos importantes se encuentran en el sureste de la península de Yucatán y en la sección suroeste de la bahía de Campeche. En los Estados Unidos, la temporada de reproducción comienza en marzo y continúa por todo el mes de julio y aún hasta agosto. La mayor concentración de nidos se realizan entre mayo y agosto en Yucatán, alcanzando el punto máximo en junio. Puede que las hembras realicen hasta nueve nidadas por temporada (aunque 6 es más probable). El período de incubación es de 58 a 65 días. Aunque las tortugas se reproducen durante el desarrollo del proyecto, sus únicos criaderos playeros en la región se encuentran a una distancia de varias centenas de kilómetros de la zona del proyecto.

Se calcula que la población de las tortugas cuente con 34,000 hembras en edad de reproducción (Sea Turtle Survival League 1995e).

Mamíferos Marinos Los mamíferos marinos que se encuentran en la zona del proyecto pertenecen a 3 grupos taxonóm-

icos: los odontocetos (cetáceos tales como los delfines), los misticetos (ballenas cetáceas), y los sirenidos (el manatí de la India occidental). Se sabe que en el golfo de México existe un total de 28 especies de cetáceos y una especie de sirenidos (el manatí de de las Antillas) (Jefferson y Schiro 1997; Würsal. 2000; Tabla 4). De las 28 especies de cetáceos, la distribución geográfica de tres especies posiblemente se limite al golfo de México septentrional. Esas tres especies son como sigue: ballenato hocicudo de Sowerby (Mesoplodon bidens), la ballena franca del atlántico del norte (Eubalaena glacialis), y la ballena Bride (Balaenoptera edeni). Además, se sabe que de las 28 especies que existen en el golfo de México, es posible que otras tres especies de cetáceas podrían presentarse potencialmente: la ballena piloto de aleta larga (Globicephalas melas), el delfín común de hocico largo (Delphinus capensis) y el delfín común de hocico corto (Delphinus delphis) ( tabla 4).

En el golfo de México, se ha identificado que la plataforma continental del sudoeste de la Florida y la plataforma estrecha del sur del río Mississippi son hábitats importantes para los cetáceos (Baumgartner

23

et al. 2001; Davis et al. 2002). A diferencia del norte del golfo de México, se sabe poco acerca de la abundancia de cetáceos y su distribución en el golfo meridional; sólo se han observado por casualidad a los extraviados (Jefferson y Lynn 1994; Jefferson y Schiro 1997; Würsig et al. 2000; Ortega-Ortiz 2002). A pesar de eso, la diversidad de los cetáceos en el golfo meridional es probablemente similar a la observada en el golfo septentrional (Ortega-Ortiz 2002). Se reporta que los delfines se ven comúnmente cerca de la costa de la península de Yucatán en julio y agosto (Tim Owen, pers.comm. 2004).

Ninguna especie de pinípedos se encuentra normalmente en esta región. Sin embargo, focas encapuchadas extraviadas pudieran presentarse en el área. Las focas se han visto hasta al sur del Caribe (Rice 1998; Mignucci-Giannoni y Odell 2001; Reeves et al. 2002). La foca monje del Caribe, Monachus tropicalis, ha quedado extinta desde los principios de la década de los 1950; el último informe constatado en el golfo de México fue en 1932; (Würsig et al. 2000).

Respecto al leon marino de California (Zalophus californianus) que fue introducido al golfo de México, no se ha recibido informe desde 1972 (Würsig et al. 2000).

24

TABLA 4. El hábitat, la abundancia, y estado de conservación de mamíferos marinos que se encuentran en el golfo de México. Respecto a especies que se encuentran comúnmente en el golfo en profundidades <200 m (656 ft), el “hábitat” y las partidas de “ las Ocurrencias en el Golfo de México” aparecen en negritas.

Especies Hábitat

Ocurrencia en Gulfo

deMéxico1

Abundancia en Gulfo y

en Atlántico2

norte

Proyecto de Norma Oficial

Mexicana3

ESA4 IUCN5 CITES6

Odontocetos Cachalote (Physeter macrocephalus)

Pelágico y

aguas profundas

Común

530 (0.31)a

13,190 b

Sujeto a Protección

especial

En peligro*

Vulnerable

I

Cachalote pigmeo (Kogia breviceps)

Aguas más profundas de la plataforma

Común 733c,d

536 (0.45) e,d No listado No listado N.A. II

Cachalote enano (Kogia sima)

Aguas más profundas de la plataforma

Común N.A. No listado No listado N.A. II

Ballenato hocicudo de Cuvier (Ziphius cavirostris)

Pelágico Raro 159c

3196 (0.34) e,fSujeto a

Protección especial

No listado Datos deficientes

II

Ballenato hocicudo de Sowerby (Mesoplodon bidens)

Pelágico Extralimital; no se ha visto en golfo sur

117 (0.38)a,g No listado No listado Datos deficientes

II

Ballenato hocicudo de Gervais (Mesoplodon europaeus)

Pelágico No Común N.A. Sujeto a Protección

especial


II

Ballenato hocicudo de Blainville (Mesoplodon densirostris)

Pelágico Raro N.A. Sujeto a Protección

especial


II

Delfín de pico largo (Steno bredanensis)

Mayormente Pelágico

Común 852 (0.31)a Sujeto a Protección

especial


II

Tursión (Tursiops truncatus)

Plataforma continental, costa y alta

mar

Común 5618 (0.26)h

50,247 (0.18)I

3499 (0.21)j

4191 (0.21)k

9912 (0.12)m

5141n

50,092 e,o


especial

No listado § Datos deficientes

II

Delfín Manchado Pantropical (Stenella attenuata)

Mayormente Pelágico

Común 46,625c 13,117 (0.56)e


especial

No listado Riesgo menor/

depende de medidas

conservadoras

II

25

Especies Hábitat

Ocurrencia en Gulfo

deMéxico1


en Atlántico2

norte


Mexicana3

ESA4 IUCN5 CITES6

Delfín manchados del atlántico (Stenella frontalis)

Mayormente en la costa

Común 3213a 52,279 p


especial


II

Delfín tornillo (Stenella longirostris)

Pelágico en Gulfo de México

Común 11,251c Sujeto a Protección

especial


depende de medidas

conservadoras

II

Delfín volteador de hocico corto

(Stenella clymene)

Pelágico Común 10,093c

Sujeto a protección

especial


II

Delfín rayado (Stenella coeruleoalba)

Fuera de la plataforma continental

Común 4858 (0.44)a

61,546 (0.40)eSujeto a

protección especial


depende de medidas

conservadoras

II

Delfín común de pico corto (Delphinus delphis)

Plataforma continental y

aguas pelágicas

Posible N.A. Sujeto a protección

especial

No listado * N.A. II+

Perfil común de pico largo (Delphinus capensis)

Costal Posible N.A. Sujeto a protección

especial

No listado N.A. II+

Delfín de Fraser (Lagenodelphis hosei)

Profundidad >1000 m

Común [ no se ha visto en el

área de estudio]

127 (0.90)a Sujeto a protección

especial


II

Delfín gris (Grampus griseus)

Profundidad de 400-1000

m

Común 3040c

29,110 (0.29)eSujeto a



II

Delfín cabeza de melón (Peponocephala electra)

Oceánico Común 3965 (0.39)a Sujeto a protección

especial

No listado N.A. II

Orca pigmea (Feresa attenuata)

Oceánico No Común 518 (0.81)a Sujeto a protección

especial


II

Orca falsa (Pseudorca crassidens)

Pelágico No Común 817c


especial

No listado N.A. II

26

Especies Hábitat

Ocurrencia en Gulfo

deMéxico1


en Atlántico2

norte


Mexicana3

ESA4 IUCN5 CITES6

Orca (Orcinus orca)

Distribución amplia

No Común 277 (0.42)a

6600 q Sujeto a



depende de medidas

conservadoras

II

Delfín piloto de aleta corta (Globicephala macrorhynchus)

Mayormente pelágico

Común 1471c

792,524 r No Listado No listado * Riesgo

menor/ depende de

medidas conservador

as

II

DeDelfín piloto de aleta larga (Globicephala melas)

Mayormente pelágico

Posible N.A. Sujeto a protección

especial

No listado * N.A. II

Misticetos Ballena franca del Atlántico

Norte (Eubalaena glacialis)

Aguas

costales y continentales

Extralimital; no se ha visto en golfo sur

291e

En peligro

En peligro *

En peligro I

Ballena jorobada (Megaptera novaeangliae)

Mayormente cerca de la

costa y banco

Rara 11,570 s 10,600 t


especial

En peligro *

Vulnerable I

Ballena Minke (Balaenoptera acutorostrata)

Aguas costales

Rara 149,000 u Sujeto a protección

especial

No listado Riesgo menor/ casi amenazada

I

Ballena Bryde (Balaenoptera edeni)

Pelágico y costal

No común; no se ha visto en

golfo sur

35 (1.10)a Sujeto a protección

especial

No listado Datos Deficientes

I

Ballena Sei (Balaenoptera borealis)

Mayormente costa afuera,

pelágica

Rara 12-13,000 v Sujeto a protección

especial

En peligro *

En peligro

I

Ballena de aleta (Balaenoptera physalus)

Talud continental, mayormente

pelágica

Rara 2814e 47,300 u


especial

En peligro *

En

peligro/Alabd+

I

Ballena azul (Balaenoptera musculus)

Plataforma costal y aguas

oceánicas

Extralimital no se ha visto en golfo sur

308e,w Sujeto a protección

especial

En peligro *

En peligro

I

27

Especies Hábitat

Ocurrencia en Gulfo

deMéxico1


en Atlántico2

norte


Mexicana3

ESA4 IUCN5 CITES6

Sirenido Manatí de las Antillas (Trichechus manatus)

Aguas dulces

y costales

Común en la costa de la

Florida, rara en otras partes

del golfo

86x

340y

En peligro

En peligro *

Vulnerable

I

Pinípedos Foca encapuchada (Cystophora cristata)

Costal Deambulador 300,000^ No Listado No listado N.A. N.A.

N.A. - . Los datos no estaban disponibles o el estado de las especies no fue evaluado. 1 Ocurrencia según Würsig et al. (2000). 2 aparecen en bastardillas los cálculos de la población del atlántico septentrional. El Coeficiente de Variación (CV) es una medida de la incertidumbre o variabilidad de la cifra sobre una base proportional y aparece en corchetes. 3 Proyecto de Norma Oficial Mexicana, PROY-NOM-059-ECOL-2000 (http://www.conabio.gob.mx/institucion/proyectos/doctos/especies_incluidas.html) 4 Ley de especies en peligro de extinción (Waring et al. 2001, 2002). 5 IUCN (2003). 6 Convenio sobre comercio internacional de Especies de Fauna Silvestre y Flora en peligro de extinción (UNEP-WCMC 2004). * Listado en calidad de población estratégica a tenor del U.S. Marine Mammal Protection Act. § Las únicas poblaciones estratégicas son las de la bahía, el paso y estuarios del Golfo de México. a Cálculo de la abundancia en el Golfo de México septentrional según Waring et al. (2001, 2002).

b Cálculo total corregido respecto al noreste del Atlántico, Islas Feroe-Islandia, y el litorial oriental de EE. UU. (Whitehead 2002). c Cálculo de la abundancia en el Golfo de México septentrional según Davis et al. (2000). d Lo estimado respecto a Kogia sp. e Cálculo de la abundancia en el oeste del Atlántico septentrional de EE. UU. (Waring et al. 2002). f Lo estimado respecto a Mesoplodon y Ziphius spp. g Lo estimado respecto a todas las especies de Mesoplodon e incluso a Ziphius h Población del margen de plataforma y talud continental del Golfo de México . i Población del margen exterior de la plataforma continental del Golfo de México (Waring et al. 2002). j Población de la zona costal occidental del Golfo de México (Waring et al. 2002). k Población de la zona costal septentrional del Golfo de México (Waring et al. 2002). m Población de la zona costal oriental del Golfo de México (Waring et al. 2002). n Poblacion de bahía, paso y estuarios del Golfo de México (Waring et al. 2002). o El cálculo total de la abundancia referente a la población del litoral y fuera de la costa occidental del Atlántico Septentrional. p Cálculo de la abundancia de la población del litoral y fuera de la costa occidental del Atlántico Septentrional, combinado. q Lo estimado respecto a las aguas de las Feroes e Islandia(Reyes 1991). r Cálculo combinado de las especies de Globicephala respecto al noreste del Atlántico (Buckland et al. 1993) y la población en el oeste del Atlántico septentrional (Waring et al. 2002). s Lo estimado respecto a la cuenca del Atlántico (Stevick et al. 2001, 2003). t Lo estimado referente a todo el Atlántico septentrional (Smith et al. 1999). u Lo estimado respecto al Atlántico septentrional (IWC 2003). v La abundancia estimada del Atlántico septentrional (Cattanach et al. 1993). w La abundancia minima estimada. x La población de las Antillas solo en Puerto Rico. y La población de la Antillas en Belize (Reeves et al. 2002). ^ Lo estimado en el noroeste del Atlántico (Seal Conservation Society 2001). + No se hace distinción entre D. delphis y D. capensis.

Se han realizado levantamientos extensivos, de mamíferos marinos, por aeronaves y barcos en el golfo de México septentrional (Mullin and Hoggard 2000; Würsig et al. 2000; Baumgartner et al. 2001; Davis et al. 2002). Sin embargo, se sabe poco de la abundancia cetácea y su distribución en el golfo meri-

28

dional. Ortega-Ortiz (2002) compiló datos sobre informes y varaduras en el golfo meridional y realizó levantamientos, a bordo, en esa zona. Pero la practica del levantamiento de la zona de estudio fue limitada. Notó que los tursiones figuran en la mayoría de los datos de cetáceos existentes en el golfo de México meri-dional (71%) debido a la abundancia de esa especie en aguas no profundas, donde se han concentrado la mayoría de los levantamientos (Ortega-Ortiz 2002). No obstante, se desconoce las densidades y otros cetá-ceos de esa zona.

Basado en el levantamiento de GulfCet II de 1996/97 (Mullin and Hoggard 2000) y proyectos anteriores, se dispone de datos de densidad de las especies de cetáceos del golfo de México septentrional,. No obstante, condiciones oceonográficas y otras ejercen una fuerte influencia sobre la distribución geo-gráfica y las cantidades de mamíferos marinos presentes en un área (Davis et al. 2002). Por lo que, en cuanto a algunas especies, las densidades derivadas de los levantamientos del golfo de México septen-trional posiblemente no representen las densidades que se encontrarán durante el estudio propuesto en la península de Yucatán. Además, la mayoría de los levantamientos se realizaron en el golfo oceánico septentrional, donde las profundidades acuáticas variaban entre 200 a 2000 metros o entre 656 a 6562 pies, (en contraste con la zona propuesta del levantamiento donde las profundidades acuosas son princi-palmente <50 m ó <164 ft. Odontocetos

En el golfo de México se encuentran numerosas especies de ballenas con dientes pero la mayoría están presentes principalmente en aguas relativamente profundas fuera de la costa (Table 4). Por eso, es improbable que las especies consideradas a continuación estén presentes durante esta campaña que se realizará en zonas <200m (328 ft.) de profundidad, practicándose el 99% del levantamiento en profundi-dades de <50 m (164 ft). Dos especies de los odontocetos, el tursión y el delfín manchado del atlántico, son las únicas que prefieren las aguas menos profundas del golfo de México y son las que, con mayor probabilidad, se encuentren en el área del proyecto. Se informa que los delfines se encuentran común-mente fuera de la costa de la península de Yucatán en julio y agosto (T. Owen, Carrack Environmental Consultants, pers. comm. 2004).

Cachalote (Physeter macrocephalus)

El cachalote es la ballena dentada más grande, disfrutando de una distribución extensa a nivel mundial (Rice 1989). En el occidente del atlántico septentrional, se ven frecuentemente a lo largo de la plataforma continental (Würsig et al. 2000). El cachalote es la ballena grande más abundante en el golfo de México (Würsig et al. 2000). Se ha visto tanto a adultos como a cachalotes jovenes en el golfo (Würsig et al. 2000). Es probable que resida una población de cachalotes en el golfo (Schmidly and Shane 1978 in Würsig et al. 2000), aunque todavía no se ha constatado la residencia de todo el año en el área (Würsig et al. 2000). Es probable que un estudio en curso con radiotagging (Mate 2003) suministre información pertinente sobre este tema. El cachalote es principalmente una especie de aguas profundas y es impro-bable que se encuentre durante la campaña.

Se observa frecuentemente al cachalote en las regiones orientales y centrales del golfo septentrional (Würsig et al. 2000). Se concentran al sur de la delta del río Mississippi donde las aguas profundas ascienden a alturas de 1000 m (3281 ft) (Mullin and Hoggard 2000; Würsig et al. 2000; Biggs et al. En vías de publicar), y 300 km (162 n.mi.) al este de la frontera de Texas y México (Würsig et al. 2000). No se cuenta con mucha información publicada sobre la distribución y movimientos, por temporada, de los cachalotes en el golfo de México (Mate 2003). Sin embargo, un estudio reciente mostró que un cachalote

29

sometido a radiotagging inicialmente en el golfo de México septentrional en 2000, permaneció ahí 95 días antes de tomarse 23 días para atravesar el golfo superior y proceder al golfo de Campeche, México, donde se quedó 19 días (Mate 2003). Asimismo, un estudio de Ortega-Ortiz (2002) mostró la presencia de cach-alotes en el golfo de Campeche. Es interesante notar que ninguna de las 18 ballenas marcadas con radio-tag en el golfo septentrional en 2002 entraron en el golfo de Campeche (Mate 2003). Variaciones anuales en el ambiente tal como la del fenómeno conocido por “El Niño” así como la variabilidad individual pudieran afectar la extension geográfica, por temporada, del cachalote en el golfo de México (Mate 2003). Se han reportado varaduras de cachalotes en el Golfo meridional en Antón Lizardo, Casitas y Tecolutla, Veracruz; San Felipe, Yucatán; e Islas Mujeres y Xcalac, Quintana Roo (see Ortega-Ortiz 2002).

Por lo general, el cachalote se encuentran en aguas profundas y a lo largo de las plataformas conti-nentales (Rice 1989; Ortega-Ortiz 2002). En el golfo, se observan más frecuentemente en la pendiente continental inferior a profundidades >1000 m (3281ft) (Baumgarten et al. 2001; Davis et al. 2002). El cachalote habitualmente se sumerge a profundidades de centenares de metros de hondo y es posible que, ocasionalmente, a profundidades de 3000 m (9840 ft). La ballena es capaz de mantenerse sumergida por más de dos horas pero la mayoría de las veces probablemente permanezca media hora o menos (Rice 1989). Un estudio telemétrico del cachalote realizado en el sureste del Caribe por Watkins et al (2002) reveló que la mayoría de las veces la inmersión alcanzaba profundidades promedio de 990 m (3248 ft) y oscilaban entre 420 --1330 m (1378 -- 4364 ft). Las inmersiones profundas duraban un promedio de 44 minutos, con límites de 18. 2 a 65. 3 minutos (Watkins et al. 2002). Thode (en vías de publicarse) notó que las inmersiones del cachalote en el golfo de México típicamente duran entre 30 y 40 minutos; asimismo notó que las tasas de descenso varían entre 79 a 96 metros por minuto.

En avistamientos, los cacholotes se observan solos (machos de mayor edad) o en grupos de 50 indi-viduos. En el golfo de México se han visto solos o en grupos (Mullin y Hoggard 2000). Según Biggs et al. (en vías de publicarse), los cachalotes en la región norte y central del golfo principalmente se detectaban en grupos de 2 a 9 animales. Weller et al. (1996) observó a un grupo de 12 cachalote en el golfo interrela-cionarse con varios delfines pilotos de aleta corta. La distribución del cachalote se piensa que corresponde a la estructura social; generalmente se encuentran a las hembras y a los juveniles en aguas tropicales y subtropicales, mientras que los machos cuenta con una esfera de actividad más amplia y se encuentran en latitudes más altas (Waring et al.2001). El cachalote se reproduce por época pero la estación del aparea-miento se prolonga. En la hemisferia del norte puede que la concepción ocurra de enero a agosto (Rice 1989) aunque el apogeo de la temporada de reproducción ocurre desde abril a junio (Best et al. 1984).

México ha listado al cachalote como especie “sujeta a protección especial” (Tabla 4). También, es la única especie de odontoceto bajo consideración en este documento que aparece en la lista ESA de EE. UU. Asimismo se lista en el apendice de CITES (Tabla 4). Aunque esta especie formalmente aparece en la categoría de en peligro según la ESA, es una especie relativamente común mundialmente y no está en peligro en sentido biológico. Recientemente, se ha calculado que la población del cachalote en el golfo de México es de 1213 ballenas (CV = 0.35) (Mullin y Fulling, en vías de publicar, citado en NMFS 2003a), basado en un promedio de estimados de levantamientos de 1996 a 2001. Según estos informes se calcula que existe una población mínima de 911 cachalotes. Como ya se indicó arriba, es improbable que estos animales incursionen en las aguas de poca profundidad donde se realizará la campaña. Cachalote Pigmeo (Kogia breviceps)

El cachalote pigmeo se distribuye ampliamente en los océanos del mundo pero no se conoce muy bien (Caldwell y Caldwell 1989). Son difíciles de distinguir de los cachalotes enanos. Aunque existen

30

algunos estimados útiles respecto a la abundancia del cachalote pigmeo en toda su extension geográfica, se piensa que son bastante comunes en algunas zonas.

En la region occidental del atlántico septentrional, el cachalote pigmeo se encuentra desde Nueva Escocia a Cuba, y hasta el extremo occidental de Texas en el golfo de México (Würsig et al. 2000). La presencia de estas ballenas en el golfo es común y ocurre todo el año (Würsig et al. 2000). Frecuente-mente quedan varadas a lo largo del litoral del golfo, especialmente en otoño e invierno, lo cual pudiera estar asociado con la parición (Würsig et al. 2000). En el golfo septentrional, las ballenas típicamente se han observado en aguas de 100–2000 m (328–6562 ft) de hondo y sus grupos cuentan con un promedio de 1.5 a 2.0 animales (varía de 1 a 6; Würsig et al. 2000). Las máximas masificación de cachalotes pig-meos ocurren en primavera y verano y las menos densas en otoño e invierno (Würsig et al. 2000). Se han reportado 10 varaduras de esta especie en el golfo de México meridional y en la costa oriental de la penín-sula de Yucatán: dos en Tecolutla, Veracruz; una en Alvarado, Veracruz; Progreso y El Cuyo, Yucatán; Chitales, Cozumel (dos varaduras), Bahía de la Ascensión, y Cancún, Quintana Roo (vea Ortega-Ortiz 2002).

Los avistamientos de estas ballenas principalmente se observan a lo largo del margen de la plataforma continental y la plataforma continental superior (Hansen et al. 1994; Davis et al. 1998), y por lo tanto su presencia probablemente será rara o no ocurrirá en la mayoría de las zonas del levantamiento. Baumgartner et al. (2001) notó que se observan más frecuentemente en la áreas de alta concentración de biomasa zooplanctónica. El cachalote pigmeo tiende a alimentarse de varias especies de calamar en las zonas profunda de la plataforma y del talud continental (McAlpine et al. 1997) las ballenas se encuentran en pequeños grupos de hasta seis individuos (Caldwell and Caldwell 1989).

Cachalote Enano (Kogia sima)

El cachalote enano se distribuye ampliamente en los océanos del mundo pero no se conoce muy bien (Caldwell y Caldwell 1989). Son difíciles de distinguir de los cachalotes pigmeos. Aunque existen algunos estimados útiles respecto a la abundancia del cachalote enano en toda su extension geográfica, se piensa que son bastante comunes en algunas zonas. En el occidente del atlántico septentrional se sabe de su presencia desde Virginia al Caribe y golfo de México (Würsig et al. 2000). Dichas ballenas se varan a menudo a lo largo de la costa del golfo pero no tan frecuentemente como el cachalote pigmeo (Würsig et al. 2000). Se piensa que están presentes en el golfo todo el año (Würsig et al. 2000). Se han registrado 5 varaduras de esta especie en el golfo de México meridional en Antón Lizardo, Veracruz; Las Colorados y El Cuyo ( dos varaduras), Yucatán; y Tulúm, Quintana Roo (vea Ortega-Ortiz 2002).

Ante todo, se avista a estas ballenas a lo largo del margen de la plataforma continental y en las aguas profundas de la misma (Hansen et al. 1994; Davis et al. 1998), por lo que su presencia probable-mente será rara o no ocurrirá en la mayoría de las zonas de la campaña. Baumgartner et al. (2001) notó que se observan más frecuentemente en áreas de alta concentración de biomasa zooplanctónica. Barros et al. (1998) sugiere que es posible que el cachalote enano suela ser más pelágico y acuda a inmersiones más profundas que el cachalote pigmeo. El cachalote enano se alimenta principalmente de calamar, pescado y crustáceos. Las ballenas pueden formar grupos de hasta 10 animales (Caldwell and Caldwell 1989). Ballenato Hocicudo de Cuvier (Ziphius cavirostris)

Esta especie cosmopolitana probablemente es la más difundida de los ballenatos hocicudos aunque no se encuentra en aguas polares (Heyning 1989). Parece estar ausente de zonas al norte de 60º de latitud norte y al sur a 50º de latitud sur (Würsig et al. 2000). Estas ballenas se encuentran en la región occiden-

31

tal del atlántico septentrional, desde Massachusetts a la Florida, las Antillas, y el golfo de México (Würsig et al. 2000). En el golfo de México se han avistado en el talud continental inferior cerca de profundidades de aproximadamente 2000 m (6562 ft) (Mullin and Hoggard 2000). La mayoría de las varaduras ocurre en el golfo oriental, especialmente en la Florida (Würsig et al. 2000). Se han reportado tres varaduras en el golfo de México meridional en Campeche, y Holbox y Puerto Morelos, Quintana Roo (see Ortega-Ortiz 2002). Debido a que prefieren las aguas profundas, es improbable que se encuentren en el área del proyecto planeado.

Rara vez se observa esta especie y se sabe de ella por sus varaduras (Leatherwood et al. 1976; NOAA y USN 2001). Se han registrado mayores varaduras con relación al ballenato hocicudo de Cuvier que de otra ballena de hocico (Heyning 1989). El sonido desapercibido de su soplo, las inmersiones pro-fundas, y la tendencia que despliega en cuanto a evitar barcos quizás explique la rareza de los avista-mientos. Normalmente, los machos adultos de esta especie se trasladan en solitario, pero se pueden divisar a estas ballenas en grupos de hasta 25 individuos. En el golfo septentrional, los tamaños de los grupos varían de entre 1 a 4 individuos (Mullin and Hoggard 2000). Las crías nacen en cualquier época del año (Würsig et al. 2000). Se encuentran fuera de la costa, y normalmente se sumergen por 20–40 min en aguas hasta de 1000 m (3300 ft) de profundidad. El contenido estomacal de los animales varados cuenta más que nada con cefalópodos, y con crustáceos y peces ocasionalmente (Debrot and Barros 1994; MacLeod et al. 2003).

Ballenato Hocicudo de Sowerby (Mesoplodon bidens)

El ballenato hocicudo de Sowerby se encuentra en aguas frías templadas (Mead 1989). En la región occidental del atlántico septentrional, se han registrado varaduras en Terranova, Massachusetts, y el golfo de México (Mead 1989). Sin embargo, se piensa que su ocurrencia en el golfo es extralimital (Mead 1989; Würsig et al. 2000). En cuanto al golfo de México meridional, no se han reportado ni varaduras ni avistamientos (Ortega-Ortiz 2002). Ballenato Hocicudo de Gervais (Mesoplodon europaeus)

El ballenato hocicudo de Gervais es un animal principalmente oceánico y se encuentra en aguas templadas cálidas y tropicales del atlántico. La extensión geográfica de esta especie se conoce, ante todo, por registros de varaduras. Puede ser que las varaduras se deban a las crías, las cuales nacen en aguas no profundas (Würsig et al. 2000). Se sabe muy poco de la reproducción de los mesoplodontos; no obstante se ha sugerido que M. europaeus da luz en el otoño/invierno (see Rankin 1953; Mead 1989). El ballenato hocicudo de Gervais se encuentra más frecuentemente en la región occidental que en la oriental del atlántico (Mead 1989), y se observan desde Nueva York a la Florida y golfo de México (Würsig et al. 2000). Se han reportado varaduras en el golfo de México de la Florida, Texas, el noreste del golfo, Cuba, y México meridional (Würsig et al. 2000). Se han reportado tres varaduras en Campeche en el golfo de México meridional y Yucatán: Isla Aguada y Celestún, Campeche; y Chelum, Yucatán (vea Ortega-Ortiz 2002). Sin embargo, la mayoría de los registros del ballenato hocicudo de Gervais provienen de la Florida (Debrot and Barros 1992).

32

Típicamente, el ballenato hocicudo de Gervais habita las aguas profundas (Davis et al. 1998). No se han estudiando muy bien las costumbres alimenticias de esta ballena, aunque Debrot y Barros (1992) notaron que es muy probable que estos animales se alimenten en aguas profundas y prefieren los cefalópodos mesopelágicos y pescados. Se conoce que en el contenido estomacal han figurado peces, calamares, y mísidos (Debrot 1998; Debrot et al. 1998; MacLeod et al. 2003). Es improbable que se encuentren en el área de la campaña debido al hábitat de aguas profundas de esta especie. Ballenato Hocicudo de Blainville (Mesoplodon densirostris)

El ballenato hocicudo de Blainville se encuentra en aguas tropicales y más templadas (Leather-wood and Reeves 1983). Houston (1990) informa que la distribución del ballenato hocicudo de Blain-ville, aunque diluida, es amplia y se extiende por todas las aguas tropicales y subtropicales del mundo. Rara vez se ha visto a estas ballenas, y la mayor parte del conocimiento que tenemos sobre la distribución de esta especie se deriva de datos sobre varaduras. En la región occidental del atlántico septentrional, se encuentra desde nueva Escocia a Florida, las Bahamas, y el golfo de México (Würsig et al. 2000). Existen registros de varaduras en Louisiana, Texas, Mississippi, Alabama, la Florida (Würsig et al. 2000), así como Sisal, Yucatán (see Ortega-Ortiz 2002).

No existe prueba de que los ballenatos hocicudos de Blainville emprendan migraciones de tempo-rada aunque los traslados hacia las latitudes superiores probablemente estén vinculados con corrientes cálidas, tal como la corriente del golfo en el atlántico septentrional. La ballena, más que todo, es una especie pelágicas y de igual manera que las otras ballenas hocicudas, se encuentra principalmente en aguas profundas (Davis et al. 1998). No obstante, puede que el ballenato hocicudo de Blainville se encuentre más seguido que otras ballenas hocicudas en aguas de profundidad moderada de 200 a 1000 m (656—3281 ft) (MacLeod et al. 2003). Dichas ballenas se trasladan en grupos que varían de 2 a 12 ejemplares y sus inmersiones pueden durar hasta 45 minutos. Parece que se alimentan de calamar y pescados mesopelágicos (Mead 1989; see also MacLeod et al. 2003). Delfín de Pico Largo (Steno bredanensis)

La distribución de los delfines de pico largo es bastante amplia en el mundo, pero ocurre mayor-mente en aguas cálidas y tropicales (Miyazaki and Perrin 1994). En el atlántico occidental, se encuentra a esta especie entre el sureste de los Estados Unidos y el Brasil meridional (Jefferson 2002). Se le ha obser-vado en el norte y especialmente en la parte oriental del golfo así como en el golfo meridional (Würsig et al. 2000; Ortega-Ortiz 2002). Pese a que esta especie no suele encontrarse en la plataforma continental del golfo septentrional (Jefferson and Schiro 1997), se avista frecuentemente en la plataforma continental fuera de Tabasco en el golfo meridional (see Ortega-Ortiz 2002). Se sabe de varaduras en Texas y Florida (Würsig et al. 2000), así como en el golfo meridional en San Benito y Telchac, Yucatán; y Celestún y Punta Cam Balam, Campeche (en Campeche figuraron 27 animales) (see Ortega-Ortiz 2002). Se piensa que los delfines de pico largo se encuentran en el golfo todo el año (Würsig et al. 2000).

Generalmente, se divisan a dichos delfines en grupos de tamaño moderado de 10 a 20 animales, pero se han encontrado grupos de hasta 300 individuos en algunas áreas (Jefferson 2002). En el golfo, el tamaño de los grupos varía de 2 a 48 individuos (Würsig et al. 2000). Acuden a inmersiones profundas y pueden quedar sumergidos hasta 15 minutos (Reeves et al. 2002). Tursión (Tursiops truncatus)

La extensión geográfica del tursión es mundial y ocurre mayormente en aguas costales, y se anti-cipa que representará la especie más común de delfín en el área de campaña. Dichos delfines se encuen-

33

tran en la parte occidental del atlántico septentrional desde nueva Escocia a Florida, el golfo de México y el Caribe y hacia el sur a Brasil (Würsig et al. 2000). Existen dos tipos del tursiones distintos: el que habita los bajíos y se encuentra principalmente en aguas costales y el otro tipo que habita las aguas pro-fundas y se observa principalmente en aguas oceánicas (Duffield et al. 1983; Walker et al. 1999). Se ha mostrado que ambos tipos de tursiones habitan las aguas de la región occidental del océano atlántico septentrional, incluso el golfo de México (Walker et al. 1999). En el golfo, la clase que se encuentra cerca de la costa habita las lagunas de poca profundidad, las bahías y entradas costales; por otra parte, la pobla-ción oceánica se encuentra en aguas de mayor profundidad y fuera de la costa, sobre la plataforma continental (Würsig et al. 2000). El tursión es la especie más difundida y el cetáceo más común en las aguas costales del golfo de México (Würsig et al. 2000). Los tursiones figuran en la mayoría de los regis-tros cetáceos (71%) del golfo de México, sobre todo porque su presencia es común en las aguas costales donde la mayoría de los levantamientos se han concentrado (Ortega-Ortiz 2002). La presencia de los delfines es muy común en el área de estudio en los bajíos del litoral.

Los tursiones se encuentran en las aguas no profundas a lo largo de la plataforma continental y en el talud superior, cuyas profundidades son <200 m (656 ft) (Davis et al. 1998; 2002), pero también habitan la parte exterior de la plataforma, que cuenta con profundidades de 200–750 m (656–2461 ft) (Baumgartner et al. 2001). Disponen de la capacidad de sumergirse hasta profundidades de 535 m (1755 ft) por periodos de hasta 12 minutos (Schreer and Kovacs 1997). Forman grupos que se organizan en torno a la edad, sexo, parentesco, y condición reproductiva (Berta and Sumich 1999). Se encuentran grupos de hasta varios centenares de delfines, pero las agrupaciones de 2 a 15 son más comunes (Würsig et al. 2000). En el golfo septentrional, los grupos normalmente cuentan con 1 a 90 delfines (Mullin and Hoggard 2000). Se piensa que el tamaño del grupo es afectado por la estructura del hábitat, y el tamaño de la agrupación tiende a aumentar en función de la profundidad acuosa (Würsig et al. 2000). Bräger (1993) descubrió que los tursiones en el golfo de México manifiestan patrones estacionales y diarios de comportamiento. En el verano, se alimentan principalmente por la mañana y por un corto plazo de tiempo en la tarde, y aumentan las interrelaciones a medida que disminuye la actividad de alimentarse. El apogeo de las interrelaciones ocurre por la tarde (Bräger 1993). En el otoño, dedican menos tiempo a actividades sociales y a traslados, y se alimentan durante todo el día (Bräger 1993). Esta especie se alimenta mayor-mente de pescado durante el verano, pero en el invierno los tursiones en el golfo de México septentrional se alimentan principalmente de cefalópados y crustáceos (Bräger 1993). Se informa que la presencia de los tursiones es común fuera de la costa de la península de Yucatán durante los meses de julio y agosto (T. Owen, Carrack Environmental Consultants, pers. comm. 2004).

Delfín Manchado Pantropical (Stenella attenuata)

Como su nombre indica, el delfín manchado pantropical se encuentra en todos los océanos tropicales del mundo (Waring et al. 2001). En la región occidental del atlántico septentrional, se observan desde Carolina del Norte hasta las Antillas y rumbo al Ecuador (Würsig et al. 2000). Es la especie más común de cetáceos que habita las aguas más profundas del golfo de México (Würsig et al. 2000). Durante 1989–1997, esta especie se divisaba mayormente en la región norte central del golfo desde el sur del delta del Mississippi hacia el oeste de la Florida (Würsig et al. 2000). Se han reportado varios avistamientos en el golfo de México meridional, en el talud continental así como en la plataforma continental de Yucatán (Ortega-Ortiz 2002). Posiblemente, la presencia de esta especie en la plataforma de Yucatán se deba al ascenso de las aguas profundas del área (Ortega-Ortiz 2002).

Por lo general, los delfines manchados pantropicales están presentes en aguas más profundas y, en la mayoría de su distribución, rara vez se observan sobre la plataforma continental o el margen de la

34

misma (Davis et al. 1998; Waring et al. 2001). Baird et al. (2001) descubrió que esta especie se sumerge a profundidades mayores de noche que de día, y que la velocidad del traslado también aumenta después del oscurecer. Estos resultados, sumados a la serie de inmersiones profundas registradas inmediatamente después de la puesta del sol, sugiere que el delfín manchado pantropical se alimenta principalmente de noche de organismos asociados con el ascenso hacia la superficie de la dispersion de la capa profunda después de oscurecer (Baird et al. 2001).

Los delfines manchados pantropicales son muy sociables, formando grupos de centenares o aun de miles de individuos. En estas grandes agrupaciones figuran pequeños grupos que pueden consistir de sólo hembras adultas y su cría, sólo juveniles, o sólo machos adultos (Perrin and Hohn 1994).

Delfín Manchado del Atlántico (Stenella frontalis)

Se anticipa que esta especie sea una de las dos especies comunes de delfines presentes en el área de la campaña, junto con el tursión. La distribución del delfín manchado del atlántico ocurre en aguas templadas y tropicales de la región occidental del atlántico septentrional (Leatherwood et al. 1976). La distribución geográfica se extiende desde nueva Inglaterra meridional hacia el sur, cruzando el golfo de México y el Caribe hasta Venezuela (Leatherwood et al. 1976; Perrin et al. 1994a). Se encuentran exten-sivamente fuera del banco mexicano de Campeche hacia el norte y oeste de la península de Yucatán (Würsig et al. 2000). Se han reportado un número de avistamientos en las aguas fuera de la costa sobre la parte exterior de la plataforma continental del golfo de México meridional, además de algunas varaduras (see Ortega-Ortiz 2002).

Típicamente, el delfín manchado del atlántico habita las aguas cerca de la costa de la plataforma continental del isobaro de 250-m (820-ft) (Davis et al. 1998; 2002). Se trasladan costa adentro en la primavera y verano, quizás por la llegada de peces carángidos. (Würsig et al. 2000). Se alimentan mayor-mente de pescados, tales como arenque, anchoa y lenguado (Würsig et al. 2000). Davis et al. (1996) descubrió que la mayoría de las inmersiones del delfín manchado atlántico contaban con poca profundi-dad y eran de corta duración, pese a cual fuere la hora del día. Normalmente, el delfín manchado se sumerge a profundidades de 4 a <30 m (13-98 ft), pero las inmersiones más profundas registradas fueron de 40–60 m (131–197 ft) (Davis et al. 1996). La mayor parte de las inmersiones duraban menos de dos minutos (Davis et al. 1996). Esta especie se observa en agrupaciones de hasta 50 animales o más, pero grupos de 6 a 10 animales se observan más comúnmente (Würsig et al. 2000). En el golfo, el tamaño del grupo varía entre 1 y 85 individuos (Mullin and Hoggard 2000). Se anticipa que la presencia del delfín manchado del atlántico sea común en el área de la campaña durante los meses de julio y agosto (T. Owens, Carrack Environmental Consultants, pers. comm. 2004).

Delfín Tornillo (Stenella longirostris)

La extensión geográfica del delfín tornillo abarca las aguas oceánicas y costales del trópico. Pese a que el delfín tornillo es por lo general una especie de aguas profundas, fuera de la costa, su distribución en el atlántico es desconocida casi en su totalidad (Waring et al. 2001). En la región occidental del atlán-tico septentrional, se encuentra desde Carolina del Sur hasta la Florida, el Caribe, golfo de México, y rumbo al sur a Venezuela (Würsig et al. 2000). Casi todos los avistamientos en el golfo de México se han efectuado al este y sureste de la Delta del Mississippi, en áreas más profundas de 100 m (328 ft) (Würsig et al. 2000). Se han reportado varaduras a lo largo de la península de Yucatán septentrional, incluso una varada en masa de 24 individuos en Dzilam de Bravo y una en El Cuyo (vea Ortega-Ortiz 2002). Además, se han registrado cuatro avistamientos en el golfo meridional: 1 sobre la plataforma continental

35

fuera del Veracruz y los otros tres en el banco de Campeche al noroeste de la península de Yucatán (see Ortega-Ortiz 2002).

El delfín tornillo normalmente habita las aguas profundas (Davis et al. 1998). Dicha especie es muy sociable y, habitualmente, forman grandes grupos cuando están en mar abierto pero pequeñas agrupa-ciones en las aguas costales (Perrin and Gilpatrick 1994). Se observan en grupos de 30 a centenares de ejemplares, o hasta de miles (Würsig et al. 2000). En el golfo, se han visto en grupos de 9 a 750 indi-viduos (Würsig et al. 2000). A menudo se trasladan en grupos mixtos con delfines manchados pantrop-icales y otras especies (Perrin 2002). Típicamente, su alimentación nocturna consiste de pescado, calamar y camarón mesapelágicos en aguas de 200–300 m (656–984 ft) de profundidad (Perrin and Gilpatrick 1994).

Delfín Volteador de Hocico Corto (Stenella clymene)

Generalmente, el delfín volteador de hocico corto está presente en las aguas calientes y tropicales del Océano Atlántico. Se encuentra a estos animales fuera del litoral oriental de los Estados Unidos (incluso el golfo de México), al sur hacia Brasil, y cruzando el atlántico hacia el África occidental (Mullin et al. 1994a). Su extensión geográfica en el golfo de México es amplia en la región occidental durante la primavera y en el noreste del golfo durante el verano (Würsig et al. 2000). No provienen registros del golfo de México meridional y sólo contamos con dos informes del noreste de la península de Yucatán (see Ortega-Ortiz 2002). Por ello, y porque prefieren las aguas profundas (de abajo), es improbable que se encuentren durante el proyecto planeado.

El delfín volteador de hocico corto habita áreas donde las temperaturas de la superficie del mar varían de 22.8 a 29.1oC y las profundidades de 704–3064 m (2310–10053 ft) (Mullin et al. 1994a; Davis et al. 1998). Por lo general se alimentan de pescados mesopelágicos y calamar (Perrin and Mead 1994). La composición de grupos varados en masa revela segregación sexual. Esto significa que los grupos tienden a conformarse principalmente de un sexo o el otro (Jefferson et al. 1995). Se calcula que el tamaño de los grupos de estos delfines es de 2 a 100 animales (Mullin et al. 1994a). En el golfo de México, el tamaño de los grupos es de 2 a 200 individuos (Würsig et al. 2000).

Delfín Rayado (Stenella coeruleoalba)

El delfín rayado cuenta con una distribución cosmopolitana en aguas tropicales y templadas cálidas (Perrin et al. 1994b). En la región occidental del atlántico septentrional, esta especie está presente desde nueva Escocia al golfo de México y hacia el sur a Brasil (Würsig et al. 2000). Se piensa que existe una concentración de delfines rayados en la región oriental del golfo septentrional, cerca de DeSoto Canyon justo al este del delta del Mississippi (Würsig et al. 2000). Se han reportado dos varaduras en el golfo meridional: en Veracruz y El Cuyo, Yucatán ( vea Ortega-Ortiz 2002).

El delfín rayado es un animal pelágico y parece preferir las aguas profundas a lo largo del margen de la plataforma continental y hacia el mar abierto (Davis et al. 1998). Sin embargo, no se observan en aguas costales (Isaksen and Syvertsen 2002). Su alimentación consiste de pequeños pescados y cefaló-podos (Perrin et al. 1994b). Son animales sociales ( es común ver grupos de veinte o más) y activos en la superficie (Whitehead et al. 1998). La composición de los grupos varía y consisten de adultos, juveniles, o ambos adultos y juveniles (Perrin et al. 1994b). La temporada de reproducción cuenta con dos apogeos, uno en el verano y uno en el invierno (Boyd et al. 1999).

36

Delfín Común de Pico Corto (Delphinus delphis) y Delfín comun de Pico Largo (D. capensis) El delfín común está presente en los océanos tropicales y templados de todo el mundo (Evans

1994). Recientemente, se ha hecho una distinción entre las dos especies de delfines comunes. Se sabe que la presencia del delfín de pico corto se puede observar desde Islandia y Terranova hacia el sur hasta lo largo de la costa de los Estados Unidos (Würsig et al. 2000). El delfín común de pico largo se observa en aguas costales desde Venezuela a la Argentina (Perrin 2002). A veces es difícil distinguir las dos especies en el mar. En el golfo de México, no existen avistamientos confirmados respecto a cualquiera de las dos especie. Por otra parte, pudieran presentarse en el golfo meridional (Würsig et al. 2000).

Delfín de Fraser (Lagenodelphis hosei)

El delfín de Fraser es una especie tropical que rara vez se presenta en regiones templadas, y en esos casos únicamente con relación a anomalías oceonográficas temporarias, tal como el fenómeno conocido por El Niño (Perrin et al. 1994c). El delfín de Fraser se ha observado en el noroeste del golfo; se han encontrado varaduras en la Florida y Texas (Würsig et al. 2000). Hay registro de un avistamiento en el centro de la región occidental del golfo de México (Leatherwood et al. 1993), pero no hay informes de avistamientos en el área de la campaña (Ortega-Ortiz 2002).

El delfín de Fraser se encuentra normalmente en aguas con un mínimo de profundidad de 1000 m (3281 ft). Se alimentan de pescados, camarones, y calamares mesopelágicos, sumergiéndose a profun-didades mínimas de 250–500 m (820–1641 ft) (Dolar 2002). Se trasladan en agrupaciones compuestas de sólo unos cuantos animales o en todo grupos con centenares o miles de individuos (Perrin et al. 1994c), a veces mezclándose con otras especies (Culik 2002).

Delfín Gris (Grampus griseus)

El delfín gris, distribuido por todo el mundo, es principalmente una especie tropical y de aguas semi templadas. En el atlántico, la extensión geográfica de esta especie abarca desde Terranova hasta Brasil (Kruse et al. 1999). Se ha avistado fuera de la Florida y en la región occidental del golfo fuera de la costa de Texas (Würsig et al. 2000). Probablemente, es un residente del golfo de todo el año (Würsig et al. 2000). En el pasado, se observó al delfín gris en el talud continental del golfo en aguas con profun-didades de 200–1530 m (656–5020 ft) (Würsig et al. 2000). No obstante, en años recientes, la mayoría de los avistamientos en el golfo septentrional se han realizado en aguas con profundidades de 200 m (656 ft) (Würsig et al. 2000). Existen registros de varaduras en Texas y Florida (Würsig et al. 2000). En el golfo de México meridional, se han reportado dos varaduras en Alvarado, Veracruz y Telchac, Yucatán, pero no se han confirmado los eventos (see Ortega-Ortiz 2002).

El delfín gris aparece individualmente o en grupos de tamaño pequeño a moderado, en los cuales normalmente figuran de dos a menos de 250, aunque se han visto grupos de hasta 4000. La mayoría de los grupos están compuestos de menos de 50 ejemplares (Kruse et al. 1999). Habitualmente se alimentan de calamar y de otra presa en altamar (Kruse et al. 1999).

Delfín Cabeza de Melón (Peponocephala electra)

El delfín cabeza de melón es una especie pantropical y pelágica (Perryman et al. 1994), extendiéndose desde el golfo de México hasta el sur de Brasil en el atlántico occidental (Rice 1998). Dicho delfín se encuentra mayormente entre 20ºN y 20ºS; las ocurrencias ocasionales en regiones templadas probablemente tienen que ver con las corrientes cálidas (Perryman et al. 1994; Reeves et al. 2002). En el golfo, se han avistado en el noroeste en aguas de 200–2000 m (656–6562 ft) de profundidad,

37

de Texas a Mississippi (Würsig et al. 2000). Texas y Louisiana han reportado varaduras (Würsig et al. 2000). El único registro de esta especie en el golfo de México meridional es el de un individuo que quedó enredado en un sedal fuera de Tuxpan, Veracruz, en aguas ~200 m (656 ft) de profundidad (Ortega-Ortiz 2002).

El delfín cabeza de melón es un animal oceánico y se encuentra en áreas fuera de la costa (Perry-man et al. 1994), así como alrededor de islas oceánicas. Mullin et al. (1994b) notá que normalmente se avistan en aguas >500 m (1640 ft) de profundidad, y alejados de la plataforma continental. La tendencia de los delfines de cabeza de melón es trasladarse en grupos grandes de 100 a 500 individuos, pero tam-bién se han observado en agrupaciones de 1500 a 2000 individuos. El delfín cabeza de melón también puede formar agrupaciones mixtas compuestas por los delfín de Fraser, delfín tornillo, y delfín manchado. (Jefferson et al. 1993; Carwardine 1995). Parece que se alimentan de calamar, pescado, y calamar (Jeffer-son and Barros 1997; Perryman 2002), aunque la presa preferida suele ser el calamar (Perryman 2002).

Orca Pigmea (Feresa attenuata)

La orca pigmea es especie pantropical (Ross and Leatherwood 1994; Rice 1998). Se encuentra en las aguas cálidas profundas desde el golfo de México hasta Uruguay, en el atlántico occidental (Rice 1998 en la región occidental del atlántico septentrional, están presentes desde las Carolinas a Texas y hacia las Antillas (Würsig et al. 2000). Se piensa que residen todo el año en el golfo de México (Würsig et al. 2000). Se han avistado en el golfo fuera del litoral tejano y en la porción occidental central del golfo septentrional, en aguas de 500–1000 m (1640–3281 ft) de profundidad (Würsig et al. 2000). Se han presenciado varaduras desde la Florida hasta Texas, ocurriendo mayormente en el invierno (Würsig et al. 2000). En el golfo de México meridional, se han reportado dos varaduras en Tampico, Tamaulipas y Punta Villa Rica, Veracruz (see Ortega-Ortiz 2002).

La orca pigmea tiende a trasladarse en grupos de 15 a 50 individuos, aunque se han avistado grupos de unos cuantos centenares de ejemplares (Ross and Leatherwood 1994). Se han encontrado residuos de pescados y calamares en los estómagos de orcas pigmeas varadas, por lo que se sospecha que a veces atacan y se comen a otros delfines (Donahue and Perryman 2002).

Orca Falsa (Pseudorca crassidens)

La orca falsa se encuentra en todos los océanos templados, cálidos y tropicales, especialmente en alta mar (Odell and McClune 1999). En la región occidental del atlántico septentrional, se encuentra desde Maryland hasta el golfo de México y el Caribe (Würsig et al. 2000). Estos animales se han avistado en el golfo septentrional, en aguas de 200–2000 m (656–6562 ft) de profundidad (Würsig et al. 2000), especialmente en las regiones orientales (Mullin and Hoggard 2000). Se conoce de varaduras en el golfo; se han documentado eventos en Cuba, la Florida, Louisiana, Texas, y México meridional (Würsig et al. 2000). En el golfo de México meridional, se han reportado varaduras de hasta 79 individuos en el arrecife de Alacranes; Cancún, Campeche; El Cuyo, Yucatán; y Veracruz (see Ortega-Ortiz 2002). También, se han avistado a individuos solitarios en el canal de Yucatán (see Ortega-Ortiz 2002).

La orca falsa está presente principalmente en las aguas de alta mar, pese a que en los avistamientos reportados han figurado aguas bajas (<200 m or <656 ft) y profundas (>2,000 m or >6562 ft). Son animales sociables y forjan fuertes lazos sociales (Stacey y Baird 1991). Viajan en grupos de 20 a 100 ejemplares (Baird 2002), aunque a veces se han observado grupos compuestos de varias centenas de orcas. Los recientes grupos varados estaban compuestos de 28 a 1000 animales o más. La orca falsa se alimenta mayormente de pescados y cefalópodos, pero se conoce que han atacado a cetáceos pequeños, al

38

León Marino de California (S.F. MacLean, LGL Ltd., pers. comm.), y hasta una ballena jorobada (Jefferson et al. 1993).

Orca (Orcinus orca)

Las orcas son cosmopolitas y bastante abundante, a nivel global. Se encuentran desde las regiones ecuatoriales hasta el casquete polar, y hasta pueden ascender a los ríos. La presencia de la orca es más común en latitudes superiores, expresamente en lugares fríos donde la productividad es alta. En la región occidental del atlántico septentrional, las orcas se encuentran desde el casquete polar hasta la Florida y el golfo de México (Würsig et al. 2000). En el golfo, la mayoría de los avistamientos se han observado en aguas de 200 a 2000 metros de profundidad al suroeste del Delta del Mississippi (Würsig et al. 2000). Informes de estío reportan el avistamientos de las orcas en el litoral tejano cerca del isóbato de 200 m (656 ft) (Würsig et al. 2000). En el golfo de México meridional han ocurrido tres varaduras a lo largo del norte de la península de Yucatán y una varadura más allá de la plataforma continental en la bahía de Campeche (see Ortega-Ortiz 2002).

Las orcas se segregan social, genética, y ecológicamente en tres grupos distintos: animales resi-dentes, los pasajeros, y los que viven costa afuera. Los grupos de residentes se alimentan exclusivamente de pescado; a la vez, los animals pasajeros se dedican completamente a mamíferos marinos. Las orcas de costa afuera son menos conocidas y su alimentación no se ha definido rigurosamente. Los traslados usualmente suelen seguir la distribución de las presas.

Las orcas son grandes y llaman la atención, viajando frecuentemente en grupos matrilíneos unidos compuestos de unos cuantos a decenas de ejemplares (Dahlheim and Heyning 1999). Los avistamientos ocurren desde la zona oleada hasta el mar abierto, aunque normalmente dentro de 800 km (432 n.mi.) del litoral. Parece que prefieren las zonas costales pero también se encuentran en aguas profundas (Dahlheim y Heyning 1999).

Delfín Piloto de Aleta Corta (Globicephala macrorhynchus)

La distribución global del delfín de aleta corta probablemente se extiende a las aguas templadas cálidas y tropicales, generalmente al sur de 50º de latitud norte y al norte de 40º de latitud sur (Jefferson et al. 1993; Rice 1998). Se encuentran en aguas profundas al margen de la plataforma continental y sobre cañones submarinos profundos (Carwardine 1995). Existe un traslapo de distribución con el G. melas, aunque el G. macrohynchus parece contar con una distribución más hacia el sur. La temperatura del agua parece ser el factor determinante de la distribución relativa de estas dos especies (Fullard et al. 2000).

En la región occidental del atlántico septentrional, dicha especie está presente desde Virginia hasta el norte de Sudamérica, incluyendo al Caribe y golfo de México (Würsig et al. 2000). Es probable que residan todo el año en el golfo (Würsig et al. 2000). En el golfo septentrional, se observan más común-mente en las áreas centrales y occidentals, en aguas de 200–1000 m (656–3281 ft) de profundidad sobre la talud de la plataforma continental (Würsig et al. 2000). En el golfo meridional, los avistamientos mayormente ocurren en la pendiente continental y los informes de varaduras provienen con mayor frecuencia de la península de Yucatán septentrional y las islas circunvecinas (see Ortega-Ortiz 2002).

Parece ser que los delfines pilotos de aleta corta forman grupos matrilíneos, relativamente estables y por lo general, nomádicos, compuestos de hasta varios centenares de ejemplares (Jefferson et al. 1993). No parece que existen migraciones fijas pero los traslados de norte a sur o de costa adentro a costa fuera se relacionan con la distribución de las presas o incursiones en agua cálida. Ante todo, el delfín piloto de

39

aleta corta está adaptado para alimentarse del calamar (Hacker 1992), aunque también consume algo de pescado.

Delfín Piloto de Aleta Larga (Globicephala melas)

El delfín piloto de aleta larga se encuentra en las aguas templadas del atlántico septentrional (Bernard and Reilly 1999). Aunque no existe constancia de la presencia del delfín piloto de aleta larga en el golfo, sí se observa hacia el sur de Georgia, en el litoral oriental de los Estados Unidos (Würsig et al. 2000). Por lo tanto, la presencia en el golfo de delfines extraviados es posible (Würsig et al. 2000). Misticetos Ballena Franca del Atlántico Norte (Eubalaena glacialis) La ballena franca del atlántico septentrional se encuentra de 30º a 75º de latitud norte (Cummings 1985). En la zona oriental del atlántico septentrional, las ballenas francas están presentes desde Islandia a Florida; su ocurrencia en el golfo de México es extralimital (Würsig et al. 2000). Se cuenta con sólo dos relatos de avistamiento de ballena franca en el golfo de México: un informe acerca de dos ballenas costa fuera de la Florida; otro de una varadura de ballenato o cría menor de un año, fuera de la costa del Texas (Würsig et al. 2000). Las ballenas francas se pasan la primavera y el verano en las latitudes altas donde se alimentan, migran hacia el sur para reproducirse y dar a luz a su cría en el invierno (Cummings 1985). Es muy improbable que esta especie esté presente de junio a julio cerca de la península de Yucatán. Se calcula que la población de ballena franca en la región occidental del atlántico septentrional sea de sólo 291 animales (Weller et al. 2002). La ballena franca figura en la lista de especie en peligro de extinción en México, y bajo la ESA, y por la IUNC, y bajo la ESA, y por IUCN (Tabla 4). También aparece en el Apéndice I de CITES (Tabla 4). Ballena Jorobada (Megaptera novaeangliae)

La ballena jorobada dispone de una extensión geográfica cosmopolita. Aunque se considera que es una especie principalmente de la costa, con frecuencia atraviesa zonas profundas pelágicas en su migración. Se conoce muy bien sus traslados migratorios entre los paraderos de estío en las altas latitudes y los de invierno en las bajas latitudes (Winn and Reichley 1985). En la región occidental del atlántico septentrional, se observan desde Groenlandia hasta Venezuela (Würsig et al. 2000). La mayoría de las ballenas de la población del Atlántico Norte se pasan el invierno en las Antillas (Smith et al. 1999). Se calcula que la población de la región occidental del Atlántico Norte cuente con entre 5930—12,580 ejemplares (Würsig et al. 2000). El mejor estimado de la población es de 10,752 para los años 1992—93 (Stevick et al. 2003).

Pese a que la presencia de ballenas jorobadas es inusual en el golfo de México, se han avistado a varias fuera de la costa occidental de la Florida, cerca de Alabama y Texas (Würsig et al. 2000); es posible que esos animals vinieron de los paraderos invernales en las Antillas y se extraviaron en el golfo durante la migración (Weller et al. 1996; Jefferson and Schiro 1997). Únicamente un informe de ballena jorobada proviene del golfo de México meridional, el del talud inferior costa fuera de Tuxpan (Ortega-Ortiz 2002). Ya que las ballenas jorobadas habitualmente pasan los meses de verano en las latitudes superiores, es improbable que se encuentren en el área del proyecto en junio o julio. Aunque relativa-mente común, la ballena jorobada figura en la lista de “especies sujetas a protección especial” en México, en la lista de animales en peligro de extinción según la ESA, y en el Apéndice I de CITES (Tabla 4).

40

Ballena Minke (Balaenoptera acutorostrata)

La distribución cosmopolita de la ballena Minke abarca las latitudes libre de hielo (Stewart and Leatherwood 1985). Si bien son comunes y distribuidas ampliamente, son bastante raras en el golfo de México; sin embargo, se han encontrado animales extraviados en el golfo en varias ocasiones (Würsig et al. 2000). Dichas varaduras ocurrieron en el invierno y la primavera y posiblemente hayan involucrado a ballenas del mar abierto o del Caribe en camino al norte (Würsig et al. 2000). El único informe de la ballena Minke que provienen del golfo de México meridional fue el del registro de una ballena solitaria varada en Celestún, en la costa noroeste de la península de Yucatán (see Ortega-Ortiz 2002).

La Minke migra hacia el norte durante la primavera y el verano y, en ese entonces, se puede obser-var en aguas pelágicas; por otra parte, también se encuentran en zonas costales (Stewart and Leatherwood 1985). Parece que las ballenas tienen la capacidad de encontrar y explotar las concentraciones pequeñas y pasajeras de presas (incluso pescados e invertebrados) así como las concentraciones más estables que atraen a depredadores de múltiples especies. En sentido relativo, la ballena Minke es solitaria pero habit-ualmente se observa en agrupaciones de hasta 100 animales cuando las fuentes alimenticias están con-centradas.

Ballena Bride (Balaenoptera edeni)

La ballena Bryde se encuentra en aguas tropicales y subtropicales por todo el mundo, pero rara vez en altitudes superiores a 35 grados. Dicha ballena es el misticeto más común de los trópicos (Debrot 1998). Es la ballena sin dientes más común en el golfo de México y se encuentra todo el año (Würsig et al. 2000), pero no parece que esté presente en el golfo de México meridional (Ortega-Ortiz 2002). La ballena Bryde no realiza traslados migratorios de larga distancia, aunque es posible que se acerque más al ecuador en el invierno y hacia aguas templadas en el verano (Best 1975 in Cummings 1985). No obstante, Debrot (1998) notó que en los trópicos esta especie es sedentaria. Las ballenas son de areas pelágicas así como de zonas costales. En el golfo norte, a menudo se avistan en aguas relativamente bajas como de 100 m (328 ft) de profundidad (Davis et al. 1998, 2002). En el golfo de México, la ballena se encuentra sola o en grupos de hasta siete individuos (Mullin and Hoggard 2000).

Ballena Sei (Balaenoptera borealis)

La ballena Sel cuenta con una distribución cosmopolita, y prefiere las aguas oceánicas templadas (Gambell 1985a). La caza de ballenas disminuyó las poblaciones de la Sei y su estado actual es, general-mente, incierto (Horwood 1987). La ballena se considera especie “sujeta a protección especial” en México, y en peligro de extinction en Estados Unidos a tenor de ESA. Se piensa que la población global es baja, contando con aproximadamente 2600 ejemplares en la region occidental del atlántico septentrio-nal (Würsig et al. 2000). En esa región, la ballena Sei se encuentran desde el Caribe y golfo de México a Terranova (Würsig et al. 2000). Se observan rara vez en el golfo de México (Würsig et al. 2000). Existe un informe de esta especie en el golfo de México meridional, probablemente de cerca de Campeche (Miller 1928 in Ortega-Ortiz 2002).

Ballena de Aleta (Balaenoptera physalus)

La ballena de aleta tiene una extensión geográfica amplia en todos los océanos del mundo (Gam-bell 1985b), pero típicamente se encuentran en regiones polares y templadas. Se estima que el tamaño de la población en la región occidental del atlántico septentrional es de entre 3600 y 6300 animales (Würsig

41

et al. 2000). La ballena se considera especie “sujeta a protección especial” en México, y en peligro de extinction en Estados Unidos a tenor de ESA. Parece que no disponen de movimientos estacionales complicados y es probable que sean migrantes de temporada (Gambell 1985b). Se aparejan y dan a luz en aguas templadas durante el invierno pero se trasladan a latitudes norteñas durante el verano para su alimentación (Mackintosh 1965 in Gambell 1985b). Su extensión invernal abarca desde el margen del hielo hasta el Caribe. Rara vez se observa a la ballena de aleta en el golfo de México y su ocurrencia se considera accidental. En el golfo de México, han habido informes de 5 varaduras en el golfo y hasta siete avistamientos (Würsig et al. 2000). En el golfo de México meridional, una ballena de aleta fue avistada en niveles en la escarpa de Campeche (Ortega-Ortiz 2002 No se anticipa encontrar ballena de aleta en el golfo de México meridional durante los meses de verano.

Ballena Azul (Balaenoptera musculus)

La ballena azul cuenta con una distribución geográfica amplia por todos los océanos del mundo y se encuentra en aguas de la costa, la plataforma y los océanos. Su extensión, por lo menos durante la época del año cuando su alimentación es una actividad principal, es especifica a las zonas que suministran las concentraciones estacionales más grandes de eufausidos, la presa principal de la ballena azul (Yochem and Leatherwood 1985). Se estima que la población del atlántico septentrional sea de varias centenas (Würsig et al. 2000). Aunque están distribuidas a nivel global, es improbable que se encuentren en el golfo de México. Nadamás existen dos informes de ballenas azules en el golfo de México septentrional (Würsig et al. 2000). Se encontró un animal varado en el litoral de Texas y otro en Louisiana (Würsig et al. 2000). Jefferson y Schiro reportaron la varadura de una ballena azul en el golfo de México meridional, en Veracruz (1997 in Orega-Ortiz 2002).

Típicamente, la ballena azul se encuentra sola o en grupos pequeños (Leatherwood and Reeves 1983). Se han explotado comercialmente todas las poblaciones de ballena azul, y por lo tanto, muchas han sido disminuidas. La ballena se considera especie “sujeta a protección especial” en México, y en peligro de extinction en Estados Unidos a tenor ESA y IUCN; aparece en el Apéndice I de CITES (Tabla 4)

Sirenidos Manatí del Caribe (Trichechus manatus manatus)

El manatí del Caribe se encuentra en ríos, estuarios, lagunas, y aguas costales desde el sureste de los Estados Unidos hasta Brasil. El manatí cuenta con una distribución costal no muy uniforme, la cual depende de un hábitat idóneo que incluya agua dulce y vegetación; se disminuyen sus cantidades locales debido a cambios en su hábitat, y debido a la caza y la pesca (Lefebvre et al. 1989).

Los manatíes se trasladan lentamente, justo por debajo o encima de la superficie del agua, y así son vulnerables a choques con barcos. Se alimentan de una variedad de algas acuáticas y otra vegetación. El manatí de las Antillas tiene la capacidad de escuchar sonidos de 15 Hz a 46 kHz, alcanzando su mejor sensibilidad en sonidos de 6 a 20 kHz (Gerstein et al. 1999). Puede que la capacidad de detectar frecuencias altas sea una adaptación a las aguas no profundas, donde la propagación de dichos sonidos se limita (Gerstein et al. 1999).

El manatí del Caribe se subdivide en dos subespecies: el manatí de la Florida (Trichechus manatus latirostris) y el de las Antillas (T. m. manatus). La población antillana del manatí del Caribe se considera especie en peligro de extinción por México y los Estados Unidos, y aparece en el Apéndice I de especies de CITES (Table 4).

42

El manatí antillano se encuentra el las Antillas, en el norte y este de Sudamérica, así como Centroamérica y México oriental (Lefebvre et al. 1989). Con la excepción del litoral de la Florida, la presencia del manatí se considera inusual en el golfo de México (Würsig et al. 2000). A pesar de eso, el manatí sí estaba presente a lo largo del litoral de México, desde Nautla, Veracruz, a la frontera de Belice, especialmente en las zonas anegadas de Tabasco y Chiapas, las bahías de Quintana Roo , y los ríos cerca de Alvarado, Veracruz (Reeves et al. 1992; Morales-Vela et al. 2003). Asimismo se observan cantidades pequeñas en los ríos Soto la Marina y Palmas en el noreste de México (Reeves et al. 1992).

El manatí abundaba en el norte y oeste de la península de Yucatán, pero su presencia actual en esa área es rara (see Morales-Vela et al. 2003). Las posibles causas de la reducción de la población incluyen la caza, la pesca, y los huracanes (Morales-Vela et al. 2003). En los últimos 10 años, se han reportado pocos avistamientos en el norte y oeste de la península de Yucatán, y las personas entrevistadas en esa área no reportaron haber visto a ningún manatí desde 1994 a 1999 (Morales-Vela et al. 2003). Los informes más recientes del área se reducen a crías muertas que se encontraron en Progreso y ciudad del Carmen, y un avistamiento en Lerma, en la costa central occidental de la península de Yucatán (Morales-Vela et al. 2003). Además, Morales-Vela et al. (2003) realizaron levantamientos aéreos extensivos en los litorales del norte y occidente de la península de Yucatán y observaron a un manatí solitario en la laguna Términos, al sur de Campeche. Es improbable que los manatíes estén en la vecindad del levantamiento planeado. Pinípedos Foca Encapuchada (Cystophora cristata) La foca encapuchada habita el casquete de hielo del atlántico septentrional desde la bahía de Baffin, estrecho de Dinamarca, norte del mar de Groenlandia, y el mar Barents, hacia el sur al golfo de San Lorenzo y Terranova, sur de Groenlandia, Islandia y Jan Mayen (Rice 1998). A menudo, las focas también se trasladan grandes distancias desde su hábitat en el casquete de hielo. Su presencia ha sido reportada tan lejos como hasta el sur de California y el pacífico; la Florida, Puerto Rico, y las islas vírgenes en el atlántico occidental; y la península ibérica en el atlántico oriental (Lavigne and Kovacs 1988; Rice 1998; Mignucci-Giannoni and Odell 2001). Por lo que se podría encontrar a la foca encapu-chada en el área de la campaña, pero en tal caso, sería una presencia extralimital. Productividad

La productividad del gran ecosistema marino del golfo de México varía de condiciones eutróficas en las aguas litorales a las oligotróficas en el mar profundo. Generalmente, la productividad de su ecosistema se considera moderada, de Clase II (150-300 gC/m2-año), basado en cálculos de productividad global primaria via SeaWiFS (Sensor marino de campo ancho de visión, parte de la empresa de ciencias de la tierras de NASA). Debido a la gran escala y lo complejo de este ecosistema, será útil caracterizar la productividad según los subsistemas dentro el golfo de México. Los procesos reguladores que controlan estas variables se dividen en las siguientes categorías: procesos de escala local (1-10 km), procesos de mesoescala (10-300 km), y procesos de escala sinóptica (100-10,000 km). Los procesos de escala local incluyen a pequeños ríos y corrientes estuarinas, efecto de olas, y la circulación cerca de la costa. Se incluye en los procesos de mesoescala las mareas, la ascensión de aguas profundas, carga meteorológica, circulación regional, olas internas, efectos topográficos, ríos grandes, frentes, y rasgos de circulación de la Loop Current. Los procesos escala sinóptica incluyen variaciones estacionales en condiciones atmosféricas y solares, y excursiones de la Loop Current (Lohrenz et al. 1999).

43

La interrelación entre la corriente de Yucatán y el talud de la plataforma continental oriental de la península de Yucatán resulta en el sistema mayor de ascensión de aguas profundas de la región occidental subtropical del atlántico septentrional, aunado a zonas frontales fuertes que separan las aguas improductivas y claras de las aguas ricas en sentido biológico. Se ha documentado que la ascensión de aguas profundas se realiza en el banco de Campeche y en la parte occidental del golfo de Campeche. El banco de Campeche es una vía de producción fitoplanctónica substancial. La ascensión de aguas profundas frías a lo largo de la corta costa septentrional de la península Yucatán fertiliza el banco de Campeche. Los efectos biológicos de dicha ascensión incluyen la intensificación de las concentraciones del clorofilo a y una característica red alimenticia sencilla dentro de una lengua que se extiende del norte a noroeste. Existe una segunda ascensión a lo largo del litoral septentrional de Yucatán que mide de 300 a 350 km (162-189 mi.n.) de largo y de 20 a 30 km (11-16 mi.n.) de ancho. El banco de Campeche puede representar una fuente importante de pescado y crustáceo o larva coralina para el norte y este del golfo de México (Briones y Rowe 2003).

Debido a que el golfo de México es un cuerpo hidrodinámico, la disponibilidad de presas para cetáceos y otras especies en el área de estudio variará, lo cual afecta su distribución. Por lo general, los odontocetes se alimentan de varios tipos de pescado, camarones y cefalópodos, tales como el calamar y el pulpo. La mayoría de los misticetos consumen principalmente el material zooplanctónico o, a veces, pescados. Las tortugas de mar son mayormente carnívoras (con la excepción de la tortuga verde) y se alimentan de una variedad de vida marina. Las tortugas recién nacidas habitualmente consumen animales que se mueven lentamente cerca de la superficie del agua; los adultos se alimentan de peces, crustáceos , y medusas. El adulto de las tortuga verde consume plantas acuáticas, algas y mangle aunque las juveniles sí comen medusas, cangrejos, esponjas, caracoles, y gusanos junto con plantas. El manatí se alimentan de la vegetación acuática sumergida y flotante, si bien incluye invertebrados y pescado muerto en su dieta, en ocasiones.

Pesquería En el área de estudio propuesto fuera de la costa de la península de Yucatán septentrional figuran

zonas de pesca de gran valor al estado de Yucatán. Los blancos principales de la pesca dentro del área de estudio son el pulpo rojo y roquero(Octopus maya and O. vulagaris), el mero (Epinephelus morio), y la langosta espinosa (Panulirus argus) – dos especies demersales. Según la Secretaría del Medio Ambiente, Recursos Naturales, y Pesca (SEMARNAP) las flotas que operan en el Yucatán captaron ~ 60% de toda la pesca de especies demersales que la flota nacional explotó. En Yucatán, la captura anual total de 1995 a 2000 alcanzó ~ 45,000 toneladas y devengo un promedio de más de 75 millones de dólares EE. UU. (Salas, S. 2000).

Los recursos de pesca más importantes de la plataforma septentrional de Yucatán son el pulpo y el mero. Las combinaciones anuales de lo captado fluctúan entre 9000 y 16,000 toneladas (Arreguin-Sanchez 2000). Asimismo, el mero y el pulpo constituyen la mayoría de la especies marinas capturadas fuera de la costa de Yucatán (50 – 60%), representando un valor anual de 35 millones de dólares EE. UU. Aunque la captura de la langosta espinosa es muy pequeña en comparación (~1% del peso de la pesca total), su valor es mucho mayor que el del mero y el pulpo ( más de cinco veces en 1999) y la especie aporta una contribución importante al área.

En México, ~ 85% de la flota nacional participa en una pesca artesanal o de pequeña escala. En Yucatán, este tipo de pesca involucra a ~14,000 pescadores. En sus viajes diarios, la pesquería se efectúa en aguas poco profundas, en naves pequeñas de motor (~12 m de eslora). Los pescadores artesanales centran sus esfuerzos a la pesca de langosta, pulpo y otros pescados. La mayoría de los explotadores de

44

pequeña escala participa en cooperativas para aprovecharse de su infraestructura y mercadotecnia. La temporada de los nortes, de noviembre a febrero puede limitar las actividades pesqueras, especialmente en lo que se refiere a las naves más pequeñas.

En la Pesca de Altura, o barcos “industriales”, se emplea una combinación de palangres y alijos; típicamente la pesca con palangres figura en el 70% de la captura, y los alijos el 30%. Los barcos industriales (de 15 m y mayor) pescan en aguas de mayor profundidad, acudiendo a viajes más largos de 7 a 15 días. Algunos de los barcos pesqueros de pulpos y de meros llevan varios alijos, o de 3 – 5 lanchas para aumentar su eficiencia. Se envía un hombre en cada alijo. La pesca en alijo se confina a dentro de 32 km. (20 mi.) de la costa. La flota industrial usa palangres para pescar el mero. En general, la flota captura más pescado maduro porque opera en aguas de mayor profundidad; la pesca del mero con palangres se realiza en aguas de ~ 100 m de profundidad, y no dentro del área de la campaña proyectada. En el estado de Yucatán, la explotación del mero, a largo plazo, ha disfrutado de un promedio de más de 10,000 toneladas por año (Castro-Suaste et al. 2000). Mediante un convenio nacional, una flota industrial cubana también explota el mero a lo largo del Yucatán. Hubo un quíntuplo de reducción en la cuota cubana, de 10,000 toneladas en 1975 a 2000 toneladas en 1998, por una baja evidente en la pesca de la flota mexicana (Salas, S. 2000).

La flota industrial usa cestas y trampas para pescar pulpo. Los pescadores artesanales emplean una técnica de vara con sedal, conocida por jimbas. (S. Salas, pers. comm.. 2004; Salas, S. 2000; Arreguin-Sanchez et al. 1999). De cada vara, o lanza de bambú, se suspenden varios sedales con cangrejo. El pulpo se pesca de manera pasiva mientras el barco se desplaza con la corriente. Dos especies de pulpo surten la explotación piscícola en la plataforma continental meridional de la península de Yucatán: el O. maya endémico que comprende hasta el 80% de la captura total y él cosmopolita O. vulgaris. Se calcula que el O. maya cuenta con una expectativa de vida de 18 meses. En calidad de gestión de control, se ha impuesto un límite de la toma de pulpo a mantos mayores de 11 cm (Arreguin-Sanchez, F. et al. 1999). La temporada de la pesca comienza el primero de agosto cuando el pulpo se agrupa en aguas bajas para desovar. La temporada continúa hasta el 15 de diciembre. Las pescas anuales del pulpo, durante la última década ha variado entre 7000 y 12,000 toneladas, con un promedio de 9000 toneladas captadas por año. No se ha proyectado realizar la campaña durante la temporada del pulpo

La flota comercial pesca la langosta espinosa con trampas mientras que los pescadores artesanales se centran en pescar en aguas poco profundas usando buzos. Los buzos con escafandra autónoma capturan las langostas en profundidades de 12 m; en profundidades mayores (de hasta 24 m), los buzos acuden a la escafandra tipo Scuba para la pesca. En ese caso, el buzo se vale del sistema ‘hookah’, el cual le surte aire de una compresora desde un barco pequeño. La langosta espinosa es una especie activa y migratoria y se encuentra comúnmente en ecosistemas de arrecifes en el atlántico occidental. Se traslada a aguas profundas para reproducirse. Las langostas espinosas también deambulan a aguas más profundas cuando el pulpo, uno de sus depredadores principales, abunda. La mayor parte del año, se pasan las horas del día dentro de de las grietas en el arrecife para evitar a sus enemigos. Salen de noche para alimentarse. Normalmente los buzos usan un gancho para extraer al animal de su refugio en el arrecife. Las capturas de la pesca han sido relativamente estables en el Yucatán durante la última década. La temporada de la langosta dura desde julio a febrero, con su apogeo en julio y agosto cuando figura en las actividades de empresas comerciales así como en las recreativas de los turistas. (T. Owens, Carrack Environmental Consultants, pers. Comm. 2004). Hasta cién barcos practican la pesca con submarinistas usando escafandra autónoma; pocos la practican con el equipo scuba. El grueso del proyecto se realizará en aguas muy profundas para los buzos.

45

Otro componente de la pesquería fuera de la costa de Yucatán es la pesca deportiva. Las operaciones se centran en torno a las áreas turísticas más populares, tal como en Cancún. No se cuenta con información sobre la pesca deportiva en el área de estudio, aunque entre las especies que figurarán en la zona están el mero, la aguja, el dorado, y el pez espada. Submarinistas

La barrera coralina atrae a ambos busos comerciales y a los recreativos ( vea arriba). El sub-marinista de recreo sólo puede practicar su pesca deportiva usando un arpón y limitándose a cinco especímenes por pescador, por día. La península de Yucatán es un trampolín para explorar uno de los escollos más grandes del golfo de México meridional, el arrecife de Alacranes. Dicho escollo se ubica a 130 km (70 mi.n.) de Progreso, Yucatán, entre 22° 23’ N / 89° 37’ W y 22° 34’ N / 89° 47’ W, dentro del lindero noroeste del área del proyecto. Mide 24.7 km (15 mi.) de largo y hasta 13 km (8 mi.) de ancho. Es un arrecife emergente que forma parte de un grupo conocido como los arrecifes del banco de Cam-peche. El Alacranes, considerado uno de los más importantes del golfo de México, fue decretado patrimonio marino nacional en 1994. Es el mayor del golfo de México meridional, y, además, el que se ubica más al norte. Lo que atrae a los submarinistas es el hecho de que se encuentran en su entorno 34 diferentes especies coralinas (Ardisson y Duran-Najera 1997). Un número de empresas comerciales submarinistas ofrecen viajes al arrecife. Se permiten las inmersiones desde abril a septiembre.

Existe una serie enorme de cenotes, cuevas submarinas y ríos a lo largo del área de la península de Yucatán. Fueron formados cuando la caliza, el lecho de la península, se disolvió en el curso de muchos miles de años de cargas pluviales y se mezcló con carbón anhídrido para crear un ácido carbónico débil. Cuando terminó la época glaciar hace ~ 12,000 años se retiro la glaciarización y las cuevas se inundaron. La totalidad del agua dentro de la península se traslada mediante un sistema elaborado de cuevas que atraviesan la peninsula en forma cruzada. Desempeñan un papel importante en el movimiento de agua dulce de adentro de la selva hacia el Caribe. Dichos cenotes son la destinación de muchos buzos. Se cree que el impacto del meteor Chicxulub que ocurrió aproximadamente hace 65 millones de años, afectó la estructura de la península de Yucatán creando fracturas anulares, irradiando desde su centro. Se estima que estas han ejercido influencia en la orientación de las cuevas en la zona. Los turistas descienden a los cenotes con su escafandra de Scuba, explorando el sistema vasto de cuevas y túneles submarinos del área. Se ha practicado una cartografía de los centenares de km de cenotes interconectados y ríos freáticos, pero una enorme zona quedar por explorar

46

V. DESCRIPCION Y EVALUACION DE POSIBLES IMPACTOS AMBIENTALES INCLUSO EFECTOS CUMULATIVOS Y DE LARGO PLAZO

Efectos directos y su importancia

L-DEO propone realizar un levantamiento sísmico fuera de la costa norteña de la península de Yucatán, en el golfo de México. Además del ruido producido por el levantamiento sísmico (considerado a continuación), las operaciones del navío que apoya la investigación pudiera presentar un riesgo potencial a especies como mamíferos marinos y tortugas de mar por descargos, choques, y generación de ruido de motor y hélice. El Ewing utiliza un sistema marino sanitario que digiere y purifica todos los desechos humanos a bordo, trituradora para alimentos, y un incinerador para disponer de plásticos y otros residuos. Todo el equipo cumple con las normas internacionales y las federales de los Estados Unidos. Durante la campaña, cualquier descargo del navío sería incidental a las operaciones normales y se realizará en conformidad con los requisitos de México y Estados Unidos en cuanto a eliminar o minimizar descargos de aceite, basura, y otras sustancias. El Ewing guarda un Plan para Responder a Emergencias causadas por la contaminación de aceite. El servicio de guardacosta de Estados Unidos ha considerado el plan a tenor de los requisitos del Reglamento 26 del Anexo I del Convenio Internacional pro la Prevención de Contaminación por Barcos. Se deberá reportar cualquier descargo accidental inmediatamente a las autoridades pertinentes. Existe el riesgo de colisiones con mamíferos marinos pero es muy improbable debido a la velocidad lenta del navío en combinación con la improbabilidad de encontrar ballenas en las aguas bajas del área bajo estudio. La presencia de observadores a bordo minimizarán de manera importante el riesgo de choques. Por lo tanto se anticipa que el funcionamiento rutinario del navío no resultará en ninguna amenaza a las especies de interés.

El resto esta sección se concentrará en las desazones concerniente al uso de pistolas sísmicas de aire y la posibilidad de perturbar y causar daño físico a raíz de su uso durante la campaña.

Las pistolas usadas durante la operación sísmica introducen fuertes impulsos acústicos en el agua. Los pulsos sísmicos producidos por la pistolas se dirigen hacia el suelo marino en tanto sea posible; no obstante, alguna de la energía se propaga de la fuente hacia afuera a través del agua. A la vez que estén funcionando la sísmicas de aire, también se operará un sonar batimétrico de múltiples ondas, el cual emitirá sonidos de niveles más bajos y frecuencias más elevadas que las pistolas. Además una perfiladora del subsuelo se usará durante toda la campaña. El uso de pistolas y otros sonidos pudiera resultar en diferentes tipos de impactos en mamíferos marinos, la preocupación principal asociada con el levantamiento sísmico propuesto.

Para evaluar el posible efecto del levantamiento sísmico sobre los recursos marinos de la península de Yucatán septentrional, en el golfo de México, esta sección considera lo siguiente: (a) un resumen de los tipos de efectos del ruido en mamíferos marinos y tortugas de mar; (b) una descripción de la capacidad auditiva de mamíferos marinos y tortugas de mar, (c) una descripción de la característica de pulsos neumáticos, (d) una discusión sobre la posibilidad del enmascaramiento debido al levantamiento sísmico, (e) los disturbios del levantamiento sísmico, (f) la posibilidad de causar impedimentos auditivos, (g) la posibilidad de varaduras y mortalidad, (h) efectos psicológicos no auditivos, (i) efectos posible del sonar de frecuencia moderada, (j) efectos posibles de la perfiladora del subsuelo, (k) los impactos potenciales del levantamiento sísmico en pescados e invertebrados, y (l) el impacto potencial del levantamiento sísmico en los submarinistas.

47

(a) Categorías del efecto del ruido Los efectos que produce el ruido en mamíferos marinos son muy variables y se pueden calzar en

las siguientes categorías (basado en Richardson et al. 1995): 1. Es posible que, por la ubicación del animal, el ruido sea muy débil para escuchar, i.e., por ser

menor que el ruido preponderante del ambiente; o por el umbral auditivo del animal respecto a frecuencias importantes, o ambos;

2. Posiblemente se puede oír el sonido pero no lo suficiente fuerte para provocar un cambio en el comportamiento;

3. Quizás el ruido suscite reacciones de variable carácter conspicuo y pertinencia con relación a la salud del animal; las reacciones puedieran oscilar entre efectos sutiles en la respiración u otros comportamientos (detectado únicamente por análisis estadístico), y reacciones de abstinencia activa.

4. Tras el contacto repetido, es posible que los animales exhiban reacciones reducidas (habituación), o los efectos de los trastornos pueden persistir; este ultimo caso se asocia más con sonidos que son muy variable en sus características, impronosticables en su ocurrencia, y asociados con situaciones que el animal considera amenazantes;

5. Cualquier sonido artificial que sea suficientemente fuerte para ser oído, cuenta con la posibilidad de reducir en mamíferos marinos (enmascarar) la capacidad de oír sonidos naturales en frecuencias similares incluso las vocalizaciones de sus compañeros, sonidos de ecolocación de odontocetos, y sonidos ambientales tal como el ruido de las olas o (en latitudes superiores) el hielo. Sin embargo, los pulsos intermitentes del sonar y de la pistola transmitidos durante el levantamiento pudieran causar el enmascaramiento sólo por un corto espacio de tiempo, dado lo poco que duran los pulsos del sonar y disparos de la pistola con relación a los intervalos entre pulsos;

6. Lo sonidos muy fuertes cuentan con la posibilidad de causar reducción permanente o provisional en la sensibilidad del aparato auditivo, u otros efectos físicos. Para causar cualquier desplazo provisional del umbral, los niveles de sonido recibido deberán exceder por mucho la capacidad auditiva del animal. Para que exista peligro de daño permanente auditivo, los niveles de ruido recibidos deben ser aún mayores. (b) Capacidad Auditiva de Mamíferos Marinos y Tortugas de Mar

La capacidad auditiva de mamíferos marinos (y otros animales incluso las torturas de mar) se relacionan a lo que sigue (Richardson et al. 1995; Au et al. 2000):

1. Umbral auditivo absoluto (el nivel de sonido apenas perceptible ausente ruido ambiental); 2. Relación crítica (la relación señal-ruido necesaria para detectar un sonido en una frecuencia

específica cuando el ruido de fondo presente coincide con dicha frecuencia); 3. La capacidad de localizar la dirección del sonido en las frecuencias bajo consideración; y 4. La capacidad de distinguir entre sonidos de diferentes frecuencias e intensidades. . Los mamíferos marinos dependen mucho de los sonidos submarinos para comunicarse y obtener

información sobre su entorno. Los experimentos han revelado que escuchan y puedan reaccionar a muchos sonidos producidos por el hombre, incluso sonidos hechos durante la exploración sísmica.

Ballenas con dientes — Se han estudiado con detalle la capacidad auditiva de algunas ballenas con dientes (odontocetos) según el capítulo 8 de Richardson et al. (1995) y Au et al. (2000). Se ha deter-minado la sensibilidad auditiva de varias especies en función de la frecuencia. La ballena de dientes de tamaño pequeño a moderado, cuya audición ha sido estudiada, no cuenta con buena sensibilidad auditiva en frecuencias inferiores a un kilohercio (kHz), pero sí posee muy buena sensibilidad superior a esa

48

intensidad. En la actualidad no existen datos específicos sobre el umbral auditivo absoluto de las ballenas más grandes de inmersión profunda, tales como el cachalote y el vallenato hocicudo.

A pesar de que los odontocetos disponen de una sensibilidad relativamente débil respecto a frecuencias bajas, estas son las emitida en los pulsos de energía producido por las baterías de pistolas de aire, los sonidos son suficientemente fuerte que los niveles recibidos a veces se mantienen sobre el umbral auditivo de los odontocetos a distancias hasta de centenares de kilómetros (Richardson and Würsig 1997). Así y todo, no existe prueba que los odontocetos reaccionen a los pulsos de las pistolas a esas distancias largas, o a distancias intermedias donde los niveles del sonido sean superiores al ruido ambiental (DEA abajo). El sonar de múltiples ecos operado desde el Ewing emite sonidos de 15.5 kHz en pulsos. Así, estos animales podrán oír los sonidos acústicos del sonar cuando estén presentes dentro de la extensión angular estrecha del sonido transmitido. Ballenas sin dientes — La capacidad auditiva de ballenas sin dientes no se ha estudiado directa-mente. Pruebas anatómicas y de comportamiento revelan que oyen bien las frecuencias inferiores a 1 kHz (Richardson et al. 1995; Ketten 2000). Las ballenas también reaccionaron a sonidos de sónar de 3.1 kHz y a otras fuentes centradas en 4 kHz ( vea Richardson et al. 1995 para un análisis). Algunas reaccionan a sonidos de “pingers” ( pequeños emisores electrónicos) de 28 kHz, pero no de pingers o sónar que emitan sonidos de 36 kHz o mayores (Watkins 1986). Además, dichas ballenas producen sonidos de frecuencias de hasta 8 kHz y, respecto a la ballena jorobada, hasta >15 kHz (Au et al. 2001). Parece ser que la anato-mía del oído interior de la ballena sin dientes está bien adaptada para detectar sonidos de baja frecuencia (Ketten 1991, 1992, 1994, 2000). Los niveles de sonido inferiores a 1 kHz que pueden detectar probable-mente se limitan en función del aumento de ruido natural ambiental, al bajar la frecuencia. La energía del ruido ambiental es mayor en las frecuencias bajas que en las medianas. Respecto a frecuencias menores de 1 kHz, los niveles del ambiente natural tienden a aumentar con la frecuencia descreciente.

Es casi seguro que el sistema auditivo de las ballenas sin dientes sea más sensible a sonidos de baja frecuencia que los oídos de las pequeñas ballenas dentadas. Así, existe mayor probabilidad de que las ballenas sin dientes oigan los pulsos de pistolas a través de mayores distancias que las ballenas dentadas. Sin embargo, comúnmente se han visto a ballenas sin dientes bien adentro de las distancias, en las cuales los sonidos sísmicos (o de sónar) se detectarían y, así todo, a menudo no manifiestan ninguna reacción externa a esos sonidos. Se consta de cambios en el comportamiento de las ballenas causados por pulsos sísmicos, pero los niveles de sonido de pulsos recibidos necesarios para provocar una reacción en el comportamiento, típicamente son bastante superiores a los niveles mínimos detectables (Malme et al. 1984, 1988; Richardson et al. 1986, 1995, 1999; McCauley et al. 2000a; Johnson 2002).

Pinípedos — Se han otenido audiogramas submarinos usando métodos de comportamiento respecto a tres especies de focas phocinid, dos especies de focas monachid, dos especies de otariidos, y la morsa (analizado en Richardson et al. 1995:211ff; Kastak y Schusterman 1998, 1999; Kastelein et al. 2002). En contraste con los odontocetos, los pinípedos tienden a tener mejores frecuencias bajas, frecuencias altas críticas más bajas, mayor sensibilidad auditiva en frecuencias bajas, y sensibilidad inferior en las mejores frecuencias.

Al menos algunas phocidae cuentan con mejores sensibilidad en frecuencias bajas (≤1 kHz) que los odontocetos. En cuanto a frecuencias menores de 30–50 kHz, el umbral de audición de la mayoría de las especies ensayadas es uniforme hasta llegar a 1 kHz, y oscila entre 60 y 85 dB re 1 µPa. Las medidas de una foca común indicaron que, debajo de 1 kHz, sus umbrales se deterioran gradualmente a ~97 dB re 1 µPa en 100 Hz (Kastak and Schusterman 1998). La foca elefante ( no es una especie del atlántico ni del

49

golfo de México) parece que cuenta con mejor sensibilidad submarina que la foca de la bahía, al menos en frecuencias bajas (Kastak and Schusterman 1998, 1999). En cuanto a la otariid focas ( con orejas), su frecuencia crítica es menor que la de los phocinids, y la sensibilidad en frecuencias bajas (e.g., 100 Hz) es peor que el del oso marino.

Recientemente se ha medido la audición submarina de una morsa con frecuencias de 125 Hz a 15 kHz (Kastelein et al. 2002). Los límites de la mejor audición resultaron ser entre 1–12 kHz, registrando la máxima sensibilidad (67 dB re 1 µPa) con 12 kHz (Kastelein et al. 2002).

Sirenidos — La audición del manatí es sensible a frecuencias inferiores a 3 kHz. Usando métodos de comportamiento se practicó un ensayo en un manatí de las Antillas. Aparentemente pudo detectar sonidos desde 15 Hz a 46 kHz (Gerstein et al. 1999). Por lo tanto, el manatí puede oír, o por lo menos detectar sonidos en frecuencias bajas donde se libera la mayor energía sísmica. Es posible que pueden palpar esos sonidos de baja frecuencia usando receptores vibrotáctiles o por la resonancia en sus cavidades corporales o la u eso fuente negrita ser mucho discreto se debe servir el mucho el externo ser externos en conducción ósea.

Basado en medidas de potenciales evocados, la audición del manatí aparentemente es mejor alre-dedor de 1-1.5 kHz (Bullock et al. 1982). Sin embargo, las pruebas de comportamiento sugieren que su mejor sensibilidad se radica entre 6 a 20 kHz (Gerstein et al. 1999). La capacidad de detectar frecuencias altas quizá sea una adaptación a las aguas no profundas donde la propagación de bajas frecuencias queda limitada (Gerstein et al. 1999).

Tortugas de Mar — Ha habido un número de estudios acerca del oído de las tortugas de mar, pero los datos disponibles no son muy comprensivos. Los datos disponibles muestran que las tortugas de mar pueden escuchar moderadamente sonidos de bajas frecuencias, incluyendo algunas de las frecuencias prominentes en los pulsos de pistolas de aire.

Ridgway et al. (1969) y Lenhardt et al. (1985) dan descripciones detalladas de la estructura del oído de la tortuga de mar. Las tortugas de mar no tienen oídos externos. Sin embargo, el oído medio de la tortuga de mar está bien diseñado como un componente periférico de un sistema óseo de conducción . El grueso, que es único en las tortugas de mar, está en desventaja como receptor aéreo, pero es apto para aumentar la audición de frecuencias bajas a través de la conducción ósea (Lenhardt et al. 1985). El tím-pano actúa como una masa adicional que se carga al oído medio, lo que en los mamíferos incrementa la sensibilidad a las frecuencias bajas. (Tonndorf 1972 en Lenhardt et al. 1985). Las tortugas de mar pueden ser capaces de localizar la dirección de la fuente del sonido submarino. (Lenhardt et al. 1983). Existe también la posibilidad de que el oído medio funcione como un receptor “tradicional aerio” bajo el agua. Todo aire detrás del tímpano pudiera vibrar así como vibra la vejiga natatoria de un pez, y da como resul-tado al movimiento columelar. (Lenhardt et al. 1985). (La varilla central de la cóclea de las tortugas ocupa el lugar de los tres huesecillos del oído medio de los mamíferos. El oído de las tortugas puede involucrar a ambas conducciones : la conducción por aire y la conducción ósea. Sin embargo, es probable que la ruta de la energía sonora a través del oído de la tortuga involucre conducción óseo-acuática y no conducción por aire porque las tortugas de mar pasan la mayor parte del tiempo bajo el agua (Musick y Limpus 1997).

Ridgway et al. (1969) obtuvieron las primeras medidas directas hechas de la sensibilidad auditiva de tortuga de mar. Ellos usaron una técnica electro-fisiológica (potenciales cocleares) para determinar la respuesta auditiva de la tortuga verde de mar a estímulos aéreos y vibratorios que producían tonos de 30 a a 700 Hz. Ellos encontraron que las tortugas verdes exhiben un máximo de sensibilidad auditiva entre 300 y 500 Hz, y especularon que estas tortugas tenían un rango auditivo hábil de 60 a 1000 Hz. (Sin embargo, hubo alguna respuesta a las señales vibratorias en frecuencias hasta las más bajas probadas, de

50

30 Hz). Las mediciones electro-fisiológicas de la audición en otros tipos de animales han mostrado que estos métodos dan buena información acerca de la sensibilidad relativa a diferentes frecuencias, pero pueden subestimar la gama de frecuencias a las cuales el animal es sensible y quizás no puedan deter-minar con mucha precisión los umbrales absolutos de audición muy precisamente.

Moein-Bartol et al. (1999) probaron la audición de caguamas juveniles. Usaron un método elec-trofisiológico estándar (respuesta auditiva del bulbo raquídico- ABR) para determinar la reacción del oído de la tortuga marina a dos tipos de estímulos vibratorios: (1) sonidos “clics” de bandas anchas, y (2) breves estallidos de tono en cuatro frecuencias desde los 250 hasta los 1000 Hz. Ellos demostraron que la caguama oye bien entre los 250 y los 1000 Hz; dentro de este rango de frecuencia las tortugas demostraron ser más sensibles a los 250Hz. No se midió la sensibilidad auditiva debajo de 250Hz o arriba de los 1000Hz. Hubo una disminución extrema en la respuesta a los estímulos arriba de los 1000Hz. y las intensidades vibratorias que se requerían para obtener alguna respuesta, posiblemente hayan dañado el oído de las tortugas. Las señales usadas en este estudio fueron muy breves — 0.6 ms para los sonidos tipo clic, y de 0.8 a 5.5 ms para los estallidos acústicos. En otros animales los umbrales auditivos dis-minuyen al incrementar la duración de la señal de 100 — 200 ms. Así, las tortugas de mar probable-mente pueden escuchar señales más débiles que las demostradas por Moein-Bartol et al. (1999) si la duración de la señal fuera mayor.

En resumen, los datos limitados disponibles aproximan que los límites de la frecuencia de sensibil-idad mejor de tortugas marinas varía entre 250–300 Hz a entre 500–700 Hz. La sensibilidad se deteriora al alejarse de estos límites superiores e inferiores de las frecuencias indicadas. Sin embargo, hay algo de sensibilidad a frecuencias tan bajas como 60Hz y probablemente hasta 30Hz. De esta manera hay un traslapo substancial en las frecuencias que las tortugas de mar pueden detectar en contraste con las fre-cuencias de los pulsos de las pistolas de aire. Con eso, junto con los niveles elevados de los pulsos de las pistolas, las tortugas sin duda pueden oír el sonido de las pistolas. No estamos conscientes que se haya medido el umbral de audición absoluto de cualquier tortuga marina con respecto a sonidos transmitidos por agua, similares a las pistolas. Dado los niveles altos de los pulsos sísmicos de las pistolas de aire y los niveles substanciales aun a muchos kilómetros de la fuente, las tortugas de mar probablemente oyen sonidos de navíos sísmicos distantes. (c) Características de los pulsos de pistolas de aire.

La pistola de aire funciona arrojando una carga de alta presión de aire al agua. La marca identifi-cadora de una pistola de aire individual consiste de su aguda subida y, después, caída de presión, seguido por varias excursiones positivas y negativas de presión, causadas por un oscilamiento de la resultante burbuja de aire. Los tamaños, ordenación y número de disparos de las pistolas de aire individuales en una batería se diseñan y sincronizan para suprimir la oscilación de presión subsecuente al primer ciclo. El pulso, dirigido hacia abajo, dura solo de 10 a 20 ms, con sólo un pico fuerte positivo de presión y uno negativo (Caldwell y Dragoset 2000). El grueso de la energía emitida por las pistolas de aire es de baja frecuencia. Por ejemplo, una batería de pistolas de energía alta expide la mayor parte de su energía entre 10–120 Hz. Sin embargo, algunos pulsos contienen algo de energía, alcanzando entre 500 y1000 Hz y más (Goold and Fish 1998). Los pulsos de sonidos vinculados a levantamientos sísmicos cuentan con mayores niveles de picos que otros sonidos industriales, a los cuales las ballenas y otros mamíferos marinos pudieran exponerse rutinariamente. Las únicas fuentes con niveles más altos o comparables son las explosiones y sonares de alta potencia que operan cerca de su límites máximos de rendimiento.

El nivel de pico a pico de la batería de 20 pistola de aire usada durante el proyecto propuesto es de 262 dB re 1 ¼ 1 m (ver Sección II, arriba). Este es el nivel nominal de la fuente aplicable a la propa-

51

gación hacia abajo. El nivel efectivo de la fuente respecto a la propagación horizontal es inferior al nivel nominal de la fuente.

Algunos factores mitigantes se necesitan mantener en mente. (1) La batería de pistola de aire produce sonidos intermitentes, comprendiendo a emisiones de un pulso de sonido por una pequeña frac-ción de segundo, seguido por varios segundos de casi silencio completo. En contraste, algunas otras fuentes producen sonidos con picos más bajos, pero sus sonidos son continuos o discontinuos, pero se prolongan por duraciones más largas que pulsos sísmicos. (2) Las baterías de pistolas de aire está dis-eñada para transmitir sonidos fuertes dirigidos hacia abajo, hacia el suelo marino y la cantidad de sonido transmitido en dirección casi horizontal es reducido considerablemente. Sin embargo, éstos también emiten sonidos que se transmiten horizontalmente hacia áreas fuera del blanco. (3) La batería de pistola de aire es una fuente distribuida, no fuente puntual. El nivel nominal de la fuente es un estimado del sonido que podría ser medido desde fuente puntual teórica que estuviera emitiendo la misma energía total que la batería de pistola de aire. Eso es útil para calcular los niveles que se espera recibir en un campo lejano, esto es, a distancias moderadas y largas. Como la batería de pistolas de aire no es una fuente puntual, no hay una ubicación específica dentro del campo cercano (o en cualquier otro) donde el nivel recibido es tan alto como el nivel nominal de la fuente.

Las potencias de los pulsos de la pistola de aire se pueden medir de diferentes maneras y es importante saber qué método está siendo usado cuando se interpreta la fuente citada o niveles recibidos. Los geofísicos generalmente computan el nivel de pico a pico en barra-metros o dB re 1 ¼ a·m. El nivel del pico (= cero-hacia-el máximo) para el mismo pulso es típicamente alrededor de 6 dB menos. En los trabajos de biología, los niveles de los pulsos de pistola de aire recibidos se dercriben en base a un nivel “promedio” o “raíz –cuadrática-media” (rms) sobre la duración del pulso. El valor de rms referente a un pulso de pistola de aire es típicamente alrededor de 10 dB menor que el pico y 16 dB menor que el valor de pico a pico (Greene 1997; McCauley et al. 1998, 2000a). Una cuarta medida que también se usa a veces es el nivel de energía, en dB re 1 Pa2 · s. Como los pulsos son <1 segundo de duración, el valor numérico de la energía es menor que el nivel de presión de la rms, pero las unidades son diferentes. Como el nivel de un pulso dado va a diferir considerablemente, dependiendo de cual de estas medidas se estén aplicando, es importante estar al tanto de la medida usada cuando se interpreta cualquier resultado numérico. En el pasado NMFS ha sido usada comúnmente para referirse a los niveles de la rms cuando se trata de los niveles de pulsos de sonido que pueden “hostigar” a los mamíferos marinos.

Los sonidos sísmicos recibidos en cualquier punto llegaran mediante una trayectoria directa, una indirecta que incluyen las reflecciones de la superficie y del fondo del mar, y a menudo por trayectorias indirectas incluyendo segmentos a través de los sedimentos del fondo. Los sonidos que se propagan a través de trayectorias indirectas recorren mayores distancias y llegan frecuentemente más tarde que los sonidos que llegan directamente. (Sin embargo, el sonido que corre por el fondo puede viajar más rápido que aquél en el agua y, de esta manera, en algunas situaciones, llega un tanto más pronto que el que llega directamente, a pesar de atravesar distancias mayores). Estas variaciones en el tiempo de viaje tienen el efecto de alargar la duración del pulso recibido. Cerca de la fuente, la parte predominante de un pulso sísmic es de alrededor de 10 a 20 ms de duración. En contraste, la duración del pulso recibido a largas distancias horizontales puede ser mucho mayor. Por ejemplo, en cuanto una batería de pistola de aire operando en el mar Beaufort, la duración del pulso fue de alrededor de 300 ms a una distancia de 8 km (4.3 n.mi.), 500 ms a 20 km (10.8 n.mi.), y 850 ms a 73 km ó 39.4 mi.n. (Greene and Richardson 1988).

Otro aspecto importante de la propagación del sonido es que los niveles recibidos de sonidos de baja frecuencia bajo el agua, disminuyen cerca de la superficie debido a la liberación de presión y a la interferencia de fenómenos que ocurren hacia y cerca de la superficie (Urick 1983; Richardson et al.

52

1995). Mediciones en pares de sonidos recibidos de pistola de aire a profundidades de 3 m (9.8 ft) vs. 9 m (29.5 ft) o de 18 m (59 ft) han mostrado que los niveles recibidos son típicamente unos decibeles infer-iores 3 m (Greene and Richardson 1988). Para los mamíferos cuyos órganos auditivos están dentro de en ½ ó1 m (1.6–3.3 ft) de la superficie, el nivel recibido de las predominante baja frecuencias de los compo-nentes de las pulsaciones de la pistola de aire serían reducidos aún más.

Los pulsos de sonido debajo del mar de levantamiento practicados en mar abierto son detectadas con frecuencia de 50–100 km (27–54 n.mi.) de la ubicación de la fuente, aun en operaciones en aguas cercanas a la costa, (Greene and Richardson 1988; Burgess and Greene 1999). A estas distancias , los niveles recibidos son bajos, menores de 120 dB re 1Pa en una base aproximada de la rms. Sin embargo, pulsos sísmicos poco definidos son a veces detectables a distancias aún mayores. (e.g., Bowles et al. 1994; Fox et al. 2002). Niveles considerablemente mayores pueden ocurrir a distancias hasta de varios kilómetros de una batería de pistolas de aire en operación. Las distancias a las cuales los pulsos sísmicos se esperan que disminuyan a varios niveles (190, 180, 170 y 160 dB re 1 (Pa, en base a rms ) son tabu-lados, para cada una de las planeadas pistolas de aire, en la Tabla 6. Como ha sido mencionado previa-mente, el radio de seguridad será verificado antes de la travesía al cráter de Chicxulub, usando datos de un estudio de medición acústica en aguas de poca profundidad dentro del norte del Golfo de México, el cual se llevó acabo desde el 27 de mayo hasta el 3 de junio del año 2003 (vea la aplicación separada IHA., EA, y el reporte de 90 días. La Sección II incluye pormenores adicionales con respecto a los valores esperados a varias distancias y ángulos relativos a la colocación de la pistola de aire. (d) Efectos de enmascaramiento de los levantamientos En esta sección y las subsiguientes consideramos lo que se conoce acerca de los efectos, en mamíferos y tortugas marinos, que tienen el uso de pistolas de aire planeados por L-DEO. Los tipos de efectos consid-erados aquí son (1) enmascaramiento, (2) disturbios, (3) trastorno potencial del oído y otros efectos físicos.

Los efectos de enmascaramiento en las llamadas de mamíferos marinos y otros sonidos naturales se espera que sean limitados. Los sonidos sísmicos son pulsos que ocurren a razón de menos de 1 segundo cada 20 segundos. Los sonidos del sónar de múltiples ondas son pulsos muy cortos que ocurren de 1–10 ms una vez de cada 1 a 15 segundos, dependiendo de la profundidad del agua. (cuando se hace operar en aguas profundas, la duración de cada pulso del sonar de multiondas que se recibiera en cualquier ubica-ción sería en realidad sólo de 1/5º o a lo más de 2/5º de 1-10 msec, dado lo segmentado de la naturaleza de los pulsos (vea § II.) Algunas ballenas se sabe que continúan vocalizando en la presencia de pulsa-ciones sísmicas. Sus llamados se pueden oír entre los pulso sísmicos (e.g., Richardson et al. 1986; McDonald et al. 1995; Greene et al. 1999). Aunque ha habido reporte de que cachalotes dejan de llamar cuando se les expone a las pulsaciones de un buque sísmico de muy lejos, (Bowles et al. 1994), un reciente estudio reporta que las ballenas de esperma fuera de la parte norte de Noruega continúan llamando en la presencia de pulsaciones sísmicas. (Madsen et al. 2002). Los efectos del enmascaramiento de las pulsaciones sísmicas se espera sean desatendidos en el caso de los pequeños cetáceos odontocete dado la naturaleza intermitente de los pulsos sísmicos además del hecho de que los sonidos que son importantes para ellos son predominantemente de mayores frecuencias que los sonidos de las pistolas de aire.

La mayoría de la energía de las pulsaciones emitidas por la batería de pistolas de aire es en bajas frecuencias, con los niveles más fuertes del expectro debajo de los 200 Hz y a considerablemente más bajos del espectro arriba de los 1000 Hz. Estas frecuencias bajas son principalmente usadas por misti-cetos, pero, generalmente, no por odontocetes, pinípedos, o sirenidos. Una fuente de sonido industrial

53

reducirá la comunicación efectiva o distancia de ecolocalización sólo si la frecuencia se acerca a la señal del cetáceo. Si ocurre poco o nada de empalme entre el ruido industrial y las frecuencias usadas, como es el caso de los mamíferos marinos frente a los sonidos de las pistolas de aire, no se espera que sea inter-rumpido la comunicación y ecolocalización. Además, la naturaleza discontinua de las pulsaciones sísmicas hace que el efecto de enmascaramiento sea improbable aún para los misticetos.

Unos pocos cetáceos se sabe que incrementan la potencia de sus llamados en la presencia de elevados niveles de sonido, o posiblemente cambian sus frecuencias pico como respuesta a las fuertes señales de sonido (Dahlheim 1987; Au 1993; Lesage et al. 1999; Terhune 1999; comentado en Richard-son et al. 1995:233ff, 364ff). Estos estudios comprenden la exposición a otro tipo de sonidos creados por el hombre, no pulsos sísmicos, y no se sabe si estos tipos de respuestas han ocurrido al ser expuestos a estos sonidos sísmicos. De ser así, estas adaptaciones, junto con el oído direccional y la previa adaptación a tolerar algunos sonidos enmascarados por sonidos naturales (Richardson et al. 1995) podrían reducir la importancia del enmascaramiento.

Se sabe poco acerca del oído de las tortugas de mar o de la importancia del oído de las tortugas de mar. Se ha sugerido (Eckert 2000) que las tortugas de mar usan recepción pasiva de señales acústicas para detectar el sonar de caza de las orcas; sin embargo, los llamados de ubicación por eco de las orcas están en frecuencias que probablemente sean muy altas de detectar para las tortugas de mar. La audición puede jugar un papel en la navegación de las tortugas de mar. Sin embargo, estudios recientes han suge-rido que pistas visuales, magnéticas, y de olas son las principales pistas de navegación usadas por las tortugas de mar, al menos por las recién nacidas y por las jóvenes (Lohmann et al. 1997, 2001; Lohmann and Lohmann 1998). Por lo tanto el enmascaramiento puede no ser pertinente para las tortugas de mar. Aunque las señales acústicas fueran importantes para las tortugas de mar, su oído funciona óptimamente en frecuencias un poco más altas (de los 250 a los 700 Hz) de las frecuencias producidas por los sonidos de pistolas de aire (<200 Hz), a pesar de que su audición se extienda hacia las frecuencias de las pistolas de aire. Si las tortugas de mar dependen de pistas acústicas del medio ambiente, el espacio amplio entre las pulsaciones sísmicas supondría que se les permite recibir estas pistas aún en presencia de actividades sísmicas. (e) Disturbios por levantamientos sísmicos Incluido entre los disturbios están una variedad de efectos como cambios sutiles de comporta-miento, cambios más conspicuos en actividades y desplazos. No obstante, una sola exposición sencilla al sonido o reacción que no cambie el patrón de comportamiento de una manera potencialmente importante, no constituye hostigamiento bajo la ESA y se considera insignificante. Con potencialmente importante queremos decir “en una manera que tenga efectos deletéreos en el bienestar de mamíferos marinos indi-viduales o sus poblaciones.”

Reacciones manifestadas en el comportamiento de mamíferos marinos son difíciles de predecir. Si hubiera alguna reacción, dependería de la especie, estado de madurez, experiencia, actividad actual, estado de reproducción, hora del día y muchas variantes. Si el mamífero marino no reacciona a un sonido submarino, cambiando su comportamiento o alejandose una pequeña distancia de la fuente, el impacto del cambio quizás no sea importante para el individuo mucho menos para esa población, o a la especie en su totalidad. Sin embargo, si un sonido desplaza a mamíferos marinos de una zona importante de alimen-tación o reproducción por tiempo prolongado,los impactos en el animal pueden ser importantes. Dado las muchas incertidumbres en cuanto a prever la cantidad de tipos de impactos de ruido sobre mamíferos marinos, es una práctica común estimar cuántos mamíferos estaban presentes dentro de una distancia particular de actividades industriales, o expuestos a niveles particulares de sonido industrial,

54

a tenor de criterios generales formulados basados en resultados de varios campos y otros estudios. Sin embargo, este enfoque probablemente sobreestima las cantidades de mamíferos marinos que son afec-tados de una manera biológicamente importante.

A pesar de eso, este método delínea una aproximación útil respecto a las cantidades de mamíferos marinos con relación a un porcentaje de la población regional que pudiera estar expuesta a recibir varios niveles de sonido. Los criterios sobre el nivel de sonido en el área se basan en lineamientos recomendados por la NMFS, la cual expide autorizaciones para actividades que pudieran afectar a mamíferos marinos mediante la exposición acústica. Los resultado de ese análisis se presentan luego de una descripción general de lo que se sabe respecto a los marinos y su reacción al ruido, en particular al ruido sísmico. El criterio acústico que se usa para estimar a cuántos mamíferos marinos se pudiera perturbar de una manera biológicamente importante por los programas sísmico, se basa en observaciones de comporta-miento durante estudios de varias especies como se sintetiza a continuación. Sin embargo, no se cuenta con información respecto a muchas especies. Se han efectuado estudios detallados sobre la ballena joro-bada, la gris y la bowhead y la foca ocelada. Se cuenta con menores datos respecto a otras especies como ballenas sin dientes, cachalotes, y pequeñas ballenas dentadas. Conclusiones y recomendaciones – Generalmente, las ballenas sin dientes tienden a evitar las pistolas de aire en operación, pero el esquivamiento de los radios es sumamente variable. Frecuentemente se reporta que las ballenas no muestran ninguna reacción aparente a los pulsos de las pistolas más allá de unos pocos kilómetros, aunque los pulsos de las pistolas permanecen bastante arriba del nivel de los ruidos por distancias mucho más largas. Sin embargo, estudios recientes de la ballena jorobada y especial-mente ballenas francas de Groenlandia muestran que las reacciones, incluyendo el esquivamiento, se extienden en algunas ocasiones a distancias mayores de las que se han documentado anteriormente. Con frecuencia las distancias de esquivamiento exceden las distancias a las que los observadores a bordo del navío pueden ver las ballenas; por lo tanto, las observaciones desde el navío sísmico tienen una desvi-ación.

Algunas ballenas sin dientes muestran una considerable tolerancia a los pulsos sísmicos. Sin em-bargo, cuando los pulsos son suficientemente fuertes, el esquivamiento u otros cambios en el comporta-miento son evidentes. Debido a que las respuestas se hacen menos obvias con niveles de sonido recibido decrecientes, ha sido difícil determinar la distancia máxima (o el nivel mínimo de sonido recibido) a los que las reacciones a pulsos sísmicos se hacen evidentes y, por lo tanto, cuántas ballenas son afectadas.

En algunos estudios sobre las ballenas gris, la franca de Groenlandia y la jorobada, se ha determinado que los niveles recibidos de pulsos en el rango de 160–170 dB re 1 µPa rms parecen provocar un comportamiento de esquivamiento obvio en una porción substancial de los animales expuestos. En muchos casos, los pulsos decrecen a estos niveles a distancias que van de 4.5 a 14.5 Km. (2.4–7.8 mi.n.) de la fuente. Es posible que una porción substancial de ballenas sin dientes puedan mostrar esquivamiento u otra reacción a los disturbios de la batería sísmica a estas distancias (favor de ver la sección “Números .... Intervenidos por Hostigamiento” para un análisis de las distancias predecibles en las cuales las ballenas pueden mostrar reacciones de esquivamiento a la batería de pistolas propuesta que será desplegada desde el Ewing).

Los datos sobre las reacciones a corto plazo (o falta de reacciones) de los cetáceos a ruidos impulsi-vos no proporcionan, necesariamente, información sobre los efectos a largo plazo. No se sabe si los ruidos impulsivos afectan la tasa de reproducción o de distribución, o bien, el uso de su hábitat en días o años subsecuentes. A pesar de la exploración sísmica intermitente (y mucho tráfico marítimo), las ballenas grises han continuado su migración anual a lo largo de la costa oeste de Norte América durante las últimas décadas

55

(Appendix A in Malme et al. 1984). Las ballenas francas de Groenlandia continuaron viajando por muchos años al mar de Beaufort cada verano, a pesar de la exploración científica realizada en sus territorios de verano y otoño. Las ballenas francas de Groenlandia se pueden ver con frecuencia en áreas de veraneo donde hubo exploración sísmica en veranos anteriores (Richardson et al. 1987). También han sido obser-vadas por períodos de días o semanas en áreas que repetidamente reciben pulsos sísmicos. Sin embargo, no se sabe si son las mismas, individualmente, las que han sido observadas repetidamente (el mismo año o en diferentes años) en estas áreas zonificadas Tampoco se sabe si las ballenas que toleran pulsos sísmicos están estresadas. Ballenas con Dientes – Hay muy poca información sistemática sobre las reacciones de estas ballenas a pulsos de ruido. Se han reportado pocos estudios sobre pulso sísmico similares a los trabajos más amplios relativos a la ballena sin dientes que se reportan más arriba, y ninguno es similar en tamaño y alcance a los estudios de las ballenas jorobada, franca de Groenlandia y gris que se reportan arriba. Sin embargo, se siguen continuando los trabajos sistemáticos sobre el cachalote.

Delfínidos: Algunas veces, los operadores sísmicos pueden ver especies de ballenas con dientes cerca de baterías de pistolas de aire en operación (e.g., Duncan 1985; Arnold 1996; Stone 2003). Cuando una batería de 18-pistolas a 3959 in3, estaba disparando en las costas de California, estas ballenas se comportaron de una forma similar a la que se pudo observar cuando las pistolas estaban silenciosas (Arnold 1996). La mayoría de los delfines, pero no todos, aparentaron una atracción hacia el buque sísmico y sus accesorios, y algunos navegaban en la estela del navío sísmico sin importar que las pistolas estuvieran disparando. Por el otro lado, en Puget Sound, se observó que los marsopa de Dall tendían a alejarse del buque cuando estaba disparando su batería de 12-16 pistolas a 6000 in3, (Calambokidis and Osmek 1998).

Goold (1996a,b,c) estudió los efectos de una campaña sísmica 2D en el mar de Irlanda sobre los delfines comunes, Delphinus delphis. Se hicieron estudios acústicos pasivos desde el “buque guardia” que remolcaba un hidrófono de 180-m. Los resultados indicaron que había un desplazamiento local de los delfines alrededor de la operación sísmica. Sin embargo, las observaciones mostraron que estos animales podían tolerar los ruidos de las pistolas más allá de un radio de 1-Km. (0.5 n.mi.) Se demostró que los reportes iniciales sobre desplazamiento a gran escala representan la migración normal del otoño de los delfines del área, y no podían atribuirse a campañas sísmicas (Goold 1996ª,b,c).

Los observadores asignados a vehículos sísmicos que operaron en las costas del Reino Unido en 1997–2000 han proporcionado información sobre la presencia y comportamiento de varias ballenas con dientes expuestas a pulsos sísmicos (Stone 2003). Con frecuencia, delfines de varias especies mostraron más evidencia de esquivamiento de las baterías de pistolas que estaban operando de la que anteriormente había sido reportada para odontocetes pequeños. La frecuencia de avistamientos de los delfines austral, y de hocico blanco (Lagenorhynchus) y todos los odentecetes pequeños combinados, fue significativamente menor durante los períodos de disparos. Excepto por las ballenas piloto, todas las demás especies de odontocetes que fueron estudiadas, incluyendo la orca, se encontró que estaban significativamente más alejadas de las baterías grandes de pistolas de aire durante los períodos de disparos, comparadas con períodos en que no había disparos. Las ballenas piloto mostraron menos reacciones a la actividad sísmica. El desplazamiento promedio de la batería de pistolas fue de ~0.5 Km. (0.3 n.mi.) o más para la mayoría de los grupos de especies. También, la orca es, aparentemente, más tolerante a disparos sísmicos en aguas más profundas.

Para todas las especies de odontocetes pequeños, excepto la ballena piloto, que fueron avistados durante campañas sísmicas en las costas del Reino Unido en 1997-2000, los números de interacciones positivas con el navío sísmico (por ejemplo: acercamiento al navío, navegar en sus estelas, etc.), fueron

56

significadamente menos durante los períodos de disparos. Todos los odontocetes pequeños combinados mostraron más interacciones negativas (por ejemplo: esquivamiento), durante los períodos de disparos. Los odentecetes pequeños, incluyendo al Lagenorhynchus y otros delfines, mostraron una tendencia a desplazarse a una velocidad mayor durante los períodos de disparos sísmicos; también se observaron Lagenorhynchus que nadaban más lentamente durante los períodos en que no había disparos. Un número significativamente menor de delfines de hocico blanco, marsopa común y ballenas piloto viajaban hacia el barco y/o más de ellas viajaban alejándose del navío durante los períodos de disparos.

Los tursiones y ballenas beluga mostraron cambios en su comportamiento cuando fueron expues-tas a fuertes pulsos de sonido similares en duración a aquellos que típicamente se usan en campañas sísmicas (Finneran et al. 2000, 2002). Finneran et al. (2002) expuso a un tursión y a una ballena blanca a impulsos individuales de una pistola de agua (80 in3). Comparados con los pulsos de la pistola de aire, se esperaba que los impulsos de la pistola de agua contuvieran proporcionalmente más energía a frecuencias más altas debido a que no había una cantidad importante de burbujas llenas con gases, y por lo tanto muy poca energía de baja frecuencia en pulsos de burbuja (Hutchinson and Detrick 1984). Algunas veces, los animales en cautiverio vocalizaron después de haber sido expuestos, y exhibieron un rechazo a estacio-narse en el sitio de la prueba en el que serían implementadas exposiciones subsecuentes a los impulsos (Finneran et al. 2002). Se exhibieron comportamientos similares por delfines mulares y ballenas blancas en cautiverio que fueron expuestas a pulsos submarinos individuales, diseñados para simular aquellos producidos por explosiones submarinas a distancia (Finneran et al. 2000). Todavía es incierta la relevan-cia que pudieran tener estos comportamientos mamíferos marinos entrenados, en cautiverio, que fueron expuestos a pulsos individuales de sonido, comparados con animales libres expuestos a pulsos múltiples. De todas formas, los animales toleraron niveles de sonido relativamente altos (pk-pk level >200 dB re 1 µPa) antes de mostrar los comportamientos de aversión que se mencionan arriba.

La observación de las respuestas de los odontocetos (o falta de respuestas) a los pulsos de ruido por explosiones submarinas (opuestas a pulsos por pistola de aire) puede ser relevante como un indicador de las respuestas de los odontocentes a pulsos de ruido intensos. Durante los 1950s, se lanzaron pequeñas cargas explosivas en un río de Alaska con la intención de repeler a las belugas de los salmones. El éxito fue limitado (Fish and Vania 1971; Frost et al. 1984). Estas pequeñas cargas explosiva”no siempre fueron efectivas” para desplazar a los delfines mulares de sus territorios en el Golfo de México donde estaban a punto de ocurrir explosiones más fuertes con fines de demolición (Klima et al. 1988). Es posible que los odontocetes se sientan atraídos a los peces muertos por las explosiones, y por lo tanto son más atraídos en vez de repelidos por estas cargas para “espantar”. Las orcas falsas en cautiverio no mostraron ninguna reacción obvia a pulsos individuales de cargas pequeñas (10 g); el nivel recibido fue ~185 dB re 1 µPa (Akamatsu et al. 1993). Jefferson y Curry (1994) revisaron varios estudios adicionales que mostraban efectos muy limitados o nulos de los pulsos de ruido provenientes de pequeñas cargas explosivas en orcas y otros odontocetos. Aparte del potencial para TTS, la tolerancia a estas cargas puede indicar la ausencia de un efecto, o la falta de desplazamiento puede indicar simplemente un deseo más fuerte de comer, sin importar las circunstancias. Ballenas hocicudas – No hay información sobre las reacciones de comportamiento de estas ballenas hacia las campañas sísmicas. La mayoría de las ballenas hocicudas tienden a evitar buques de otros tipos que se aproximan (e.g., Würsig et al. 1998). También se pueden sumergir por períodos muy largos cuando se les acerca un navío (e.g., Kasuya 1986). Es probable que estas ballenas, normalmente mostraran un esquivamiento intenso hacia un vehículo sísmico que se aproxima, pero no se ha documentado explícitamente. Las ballenas de hocico de Baird del norte se muestran algunas veces muy tolerantes a vehículos que se mueven a baja velocidad (Reeves et al. 1993; Hooker et al. 2001). Sin embargo, estos navíos no estaban emitiendo pulsos por pistolas de aire.

57

Las indicaciones de que algunas ballenas de hocico tienden a quedarse varadas van en aumento cuando hay ejercicios navales, incluyendo operación de un sonar en las cercanías (e.g., Simmonds y Lopez-Jurado 1991; Frantzis 1998; NOAA y USN 2001; ver también la subsección “Varaduras y Mortandad” más adelante. Quedarse varado es, aparentemente y por lo menos en forma parcial, una respuesta a las perturbaciones, aunque las lesiones auditivas u otras también pueden ser otro factor. Se desconoce si las ballenas de hocico puedan reaccionar similarmente a campañas sísmicas. Durante los incidentes arriba citados, los sonidos provenientes de una campaña sísmica fueron bastante diferentes de los ruidos de un sonar en operación. Recientemente, un ballenato hocicudo de Cuvier en el Golfo de California (México) quedó varado cuando el Ewing estaba realizando una campaña sísmica en esa área (e.g., Malakoff 2002). Esta pudiera ser la primera indicación de que las campañas sísmicas tienen efectos similares a los que se le atribuyen a los sonares marinos. Sin embargo, la evidencia respecto a campañas sísmicas y las varaduras de estas ballenas de hocico no permite llegar a conclusiones, y el NMFS no ha establecido una conexión entre el incidente en el Golfo de California con las actividades sísmicas (Hogarth 2002).

Cachalote – Las tres especies de cachalotes que se ha reportado, muestran reacciones de esqui-vamiento a naves normales que no emiten sonidos de pistola de aire (e.g., Richardson et al. 1995; Würsig et al. 1998). Por lo tanto, se puede esperar que hubiera una tendencia de esquivamiento de cualquier navío de investigación sísmica. Hay algunas observaciones, limitadas, que sugieren que los cachalotes en la parte sur del océano cesaron de hacer llamadas durante algún tiempo, pero no todo el tiempo, cuando estuvieron expuestas a pulsos débiles de ruido provocados por una exploración sísmica extremadamente distante (>300 Km. or 162 n.mi.) (Bowles et al. 1994). Se sospecha que este “silencio” representa un efecto de perturbación, en parte debido a que los cachalotes expuestos a pulsos de sonido hechos por el hombre, a frecuencias más altas, a menudo suspenden sus llamadas (Watkins and Schevill 1975; Watkins et al. 1985). Además, los cachalotes del Golfo de México pueden haberse alejado del navío sísmico (Mate et al. 1994).

Por otro lado, la información más reciente (y más extensa) de los programas de monitoreo basados en los navíos en las aguas del Reino Unido, sugiere que los cachalotes en esa área muestran muy poca evidencia de esquivamiento o trastorno en su comportamiento en presencia de vehículos sísmicos en operación (Stone 2003). Estos tipos de observaciones son difíciles de interpretar debido a que los observa-dores están estacionados en, o cerca del vehículo sísmico y pueden subestimar las reacciones de algunas de las especies o individuos que presentan una mayor respuesta, misma que puede ocurrir más allá de su rango visual. Sin embargo, los resultados del Reino Unido muestran una tolerancia considerable a las campañas sísmicas, por lo menos en los cachalotes. Adicionalmente, un reciente estudio en la costa norte de Noruega indicó que los cachalotes continuaron sus llamadas cuando fueron expuestas a pulsos de un vehículo sísmico distante. Los niveles recibidos de pulsos sísmicos fueron de hasta 146 dB re 1 µPa pk-pk (Madsen et al. 2002). Similarmente, un estudio realizado en las costas de Nueva Escocia, donde se analiz-aron grabaciones de las vocalizaciones de un cachalote a varias distancias de un programa sísmico en actividad, no se detectó ningún cambio obvio en la distribución o comportamiento de los cachalotes (McCall Howard 1999). Actualmente se está realizando un estudio experimental de las reacciones de los cachalotes a campañas sísmicas en el Golfo de México (Caldwell 2002; Tyack et al. en impresión), junto con un estudio de los movimientos de los cachalotes con etiquetas de identificación conectadas vía saté-lite en relación a una campaña sísmica (Mate 2003). Durante dos experimentos de exposición controlada en los que los cachalotes fueron expuestos a pulsos sísmicos a niveles recibidos de hasta 148 dB re 1 µPa, no hubo indicación de esquivamiento del navío o cambios en la eficiencia de su alimentación (Tyack et al en imprenta). Los sonidos recibidos fueron medidos sobre una base de “rms sobre una banda de octava con la máxima energía” (P. Tyack, pers. comm. to LGL Ltd.); los valores rms en amplitud de banda

58

serían ligeramente más altos. Aunque el tamaño de la muestra en el trabajo inicial fue pequeña (cuatro ballenas durante dos experimentos), los resultados son consistentes con los obtenidos en la costa de Noruega.

Conclusiones – Con frecuencia se han avistado delfines y marsopas por observadores a bordo de vehículos sísmicos activos, ocasionalmente a distancias cercanas (nadando sobre la estela del buque). Sin embargo, algunos estudios, especialmente cerca del Reino Unido, muestran un esquivamiento localizado. En contraste, los más recientes estudios muestran poca evidencia de reacción por parte de los cachalotes a los pulsos de pistolas de aire, contrario a indicaciones anteriores.

No hay información específica sobre las respuestas de las ballenas de hocico a las campañas sísmicas, pero es probable que la mayoría, si no todas las especies, muestran un marcado esquivamiento. Cada vez hay más evidencia de que algunas ballenas hocicudas pueden quedar varadas después de ser expuestas a ruidos fuertes provenientes de sonares. No se conoce si también puedan hacer esto en respuesta al ruido de una campaña sísmica. La mayor parte de la campaña sísmica será realizada en agua <50 m de profundidad, y es muy poco probable que esté habitada por ballenas de hocico. Los potenciamientos que se tienen planeados al inicio de cada período de operación de pistolas de aire están planeados para alentar a los mamíferos marinos para que se alejen de la zona antes de que el nivel de sonido llegue a su punto más alto. Esta medida de mitigación está planeada bajo el supuesto de que un período más breve (menos horas) de desplazamiento de la localización originalmente ocupada es preferible a una exposición súbita a altos niveles de sonido, si hubiese un arranque repentino de las operaciones de las pistolas a su máxima potencia. Además si las ballenas hocicudas (u otras especies) son detectadas dentro de las zonas de seguridad designadas, las operaciones de las pistolas serán suspendidas. Considerando la poca profundidad del agua, las provisiones de potenciamientos, de monitoreo y de reducción de potencia, los efectos del proyecto Yucatán en las ballenas de hocico son poco probables y, si ocurrieran, no se espera que sean nada más que efectos menores y de corta duración.

Pinípedos – Se han publicado pocos estudios sobre las reacciones de los pinípedos al ruido de exploración sísmica en mar abierto (para revisión, ver Richardson et al. 1995). Sin embargo, se han obser-vado pinípedos durante una cantidad importante de estudios de monitoreo sísmico en los años recientes. Los estudios de monitoreo en el Mar de Beaufort durante 1996–2001 proporcionan una cantidad impor-tante de información sobre respuestas de esquivamiento (o la falta de las mismas) y los comportamientos asociados. Los pinípedos que son expuestos a campañas sísmicas también han sido observados durante campañas sísmicas recientes a lo largo de la costa oeste de los EU. Hay información limitada sobre las respuestas fisiológicas de las focas que han sido expuestas a sonidos sísmicos, ya que han sido estudiadas con la ayuda de radio telemetría. Además hay alguna información sobre las reacciones de los pinípedos ante otros tipos de sonidos por impulso.

Observaciones anteriores han proporcionado evidencia considerable de que con frecuencia los pinípedos son sumamente tolerantes a sonidos fuertes de pulso. Durante la exploración sísmica en la costa de Nueva Escocia, las focas grises expuestas al ruido de pistolas de aire y cargas explosivas lineares no reaccionaron con firmeza (J. Parsons in G.D. Greene et al. 1985). Una pistola de aire causó una reacción de sorpresa inicial entre los osos marinos de Sur África, pero no tuvo el efecto de ahuyentarlas de los equipos de pesca (Anonymous 1975). Con frecuencia los pinípedos en agua y aire toleran fuertes pulsos de ruido que provienen de aparatos para ahuyentar, explosivos y no explosivos, especialmente si son atraídos al área por razones de alimentación o de reproducción (Mate y Harvey 1987; Reeves et al. 1996). Por lo tanto, se espera que los pinípedos sean tolerantes de, o se habitúen a sonidos submarinos repetitivos de fuentes sísmicas distantes, por lo menos cuando los animales sienten una fuerte atracción hacia el área.

59

En el Reino Unido se realizó un estudio de telemetría que demostró que los cambios en el com-portamiento a corto plazo de las focas comunes y las focas grises expuestas a pulsos de pistolas de aire (Thompson et al. 1998).. En este estudio las focas comunes fueron expuestas a pulsos sísmicos de una batería de 90 in3 (pistolas de 3 x 30 in3), y las respuestas de comportamiento difirieron entre los indi-viduos. Una foca común esquivó la batería a distancias de hasta 2.5 Km. (1.3 n.mi.) de la fuente y solo reanudó sus inmersiones por alimento después de que suspendieron las actividades sísmicas. Otra foca común expuesta a la misma batería de pistolas pequeñas no mostró ninguna respuesta de comportamiento que se pudiera detectar, aún cuando la batería estaba a menos de 500 m. Todas las focas grises expuestas a una sola pistola de aire de 10 in3 mostraron una reacción de evitamiento. Las focas se alejaron de la fuente, aumentaron su velocidad de desplazamiento y /o el tiempo que duraron sumergidas, y cambiaron de inmersiones de alimentación a unas que fueron predominantemente de tránsito. Aparentemente estos efectos son de corta duración, ya que todas las focas grises o permanecieron, o regresaron por lo menos una vez al área de alimentación donde habían sido expuestas a los pulsos sísmicos. Estos resultados sugieren que hay diferencias entre individuos y entre las especies respecto a las respuestas de las focas a sonidos sísmicos.

En la costa de California, las observaciones visuales a bordo de un buque sísmico mostraron que los leones marinos de California “típicamente ignoraron el navío y la batería. Cuando mostraron modificaciones a su comportamiento, con frecuencia parecía que estaban reaccionando visualmente a la presencia de la batería remolcada. En algunos momentos, los leones marinos de California se sintieron atraídos hacia la batería, aún cuando esta estaba operando. En otros momentos, estos animales aparentaron estar esquivando activamente el navío y la batería” (Arnold 1996). En Puget Sound, las distancias de avistamiento para focas comunes y leones marinos de California tenían la tendencia a ser más grandes cuando las pistolas estaban operando; ambas especies mostraron la tendencia de alejarse, ya fuera que las pistolas estuviesen disparando o no. (Calambokidis and Osmek 1998).

El trabajo de monitoreo en el Mar de Beaufort en Alaska de 1996 a 2001, proporcionó consider-able información respecto al comportamiento de las focas expuestas a pulsos sísmicos (Harris et al. 2001; Moulton y Lawson 2002). Usualmente, estos proyectos sísmicos incluían baterías de 6 a 16 pistolas de aire con volúmenes totales de 560 a 1500 in3. Los resultados combinados sugieren que algunas focas evitan el área inmediata alrededor de los navíos sísmicos. En la mayoría de los años de investigación, los avistamientos de focas oceladas mostraron la tendencia de ser más alejados del vehículo sísmico cuando las pistolas de aire estaban operando que cuando no lo estaban (Moulton and Lawson 2002). Sin embargo, estos movimientos de esquivamiento eran relativamente pequeños, en el rango de los 100 m (328 ft) y, a lo mucho, a varios cientos de metros. Muchas focas permanecieron dentro de 100–200 m (328–656 ft) de la línea de tránsito al tiempo que la batería de pistolas en operación pasaba junto a ellas. La tasa de avista-mientos de las focas en la superficie del agua fueron más bajas durante las operaciones de la batería de pistolas que en los períodos de no operación en cada año de investigación, excepto en 1997.

La operación de la batería de pistolas tuvo efectos menores y variables en el comportamiento de las focas que eran visibles en la superficie a pocos cientos de metros de la batería. Los datos de comporta-miento indicaron que con algunas focas era más probable que nadaran alejándose del navío base durante los períodos de operaciones de las pistolas, y era más probable que nadaran hacia o en paralelo al navío durante los períodos no sísmicos. No se observó una relación consistente entre la exposición al ruido de las pistolas y la proporción de las focas que participaban en otros comportamientos reconocibles, por ejemplo dar mirar sus alrededores y sumergirse. Esta relación podría haber ocurrido si las focas buscaran reducir su exposición a pulsos físicos fuertes, considerando los niveles reducidos de ruido de las pistolas cerca de la superficie, donde acechan sus alrededores (Moulton y Lawson 2002).

60

En resumen, el monitoreo visual desde vehículos sísmicos ha mostrado que solamente hay un evita-miento leve (si es que hay alguno) de las pistolas de aire por parte de los pinípedos y también leves, si es que existen, cambios en su comportamiento. Estos estudios muestran que frecuentemente los pinípedos no esquivan el área sino hasta pocos cientos de metros de la batería de pistolas. Sin embargo, el trabajo ini-cial de telemetría sugiere que el esquivamiento y otras reacciones de comportamiento pueden ser más fuertes de lo que es evidente hasta ahora, basado en estudios visuales. Las medidas de monitoreo y miti-gación que están planeadas van a garantizar que los impactos a pinípedos sean mínimos en el caso poco probable de que alguno se encuentre en el área del proyecto.

Manatíes – Hay muy poca información disponible sobre las respuestas de los manatíes a las fuentes de ruidos industriales, y no hay ninguna información sobre las reacciones de los manatíes a los ruidos de las pistolas de aire. La información que existe sobre las reacciones de los manatíes a los disturbios sugiere que los sirenidos fueron molestados por ruidos provenientes de helicópteros que vuelan bajo (20-160 m) y lentamente (<20 Km. /hr) (Rathbun 1988). Sin embargo, muchos manatíes que han sido expuestos a barcos y turistas se están volviendo mansos, acercándose a los barcos y a la gente (Curtin and Tyson 1993). En Florida mueren más manatíes a causa de choques con los barcos que por cualquier otra causa conocida (O’Shea et al. 1985; Ackerman et al. 1989). Aunque aparentemente los manatíes pueden escuchar las frecuencias de sonido emitidas por motores fuera de borda (Gerstein et al. 1999), los manatíes no parecen ser capaces de localizar la dirección de la cual proviene el bote. Con frecuencia, los manatíes intentan esquivar los botes que se acercan sumergiéndose, dando vuelta, o alejándose nadando, pero su reacción es usualmente lenta y no comienza sino hasta que el bote esta entre 50-100 m, aumentando la probabilidad de colisión (Hartman 1979; Weigle et al. 1993). Aunque el acostumbramiento de los manatíes al tráfico marítimo ha ocurrido en algunas áreas, hay evidencia de uso reducido de algunas áreas que sufren de disturbios crónicos a causa de los botes (Provancha and Provancha 1988). Los aumentos en la población durante el invierno de especies que favorecen las aguas tibias pueden ser dispersados por la actividad humana. En Queensland, las vacas marinas con frecuencia nadan rápidamente en aguas poco profundas (<2 m) en respuesta a lanchas de motor hasta 1 Km. de distancia, dirigiéndose a aguas más profundas, aunque esto significa nadar hacia la lancha (Preen 1992). En aguas más profundas, las vacas marinas tienen menor capacidad de respuesta, con frecuencia sumergiéndose varios segundos antes de que llegue la lancha y saliendo a la superficie varios segundos después de que ha pasado.

Es muy poco probable que se pueda encontrar algún manatí en el área de proyecto, debido a la falta de avistamientos recientes en esa zona (vea § IV), y por su preferencia a aguas todavía menos profundas de las que el vehículo sísmico opera normalmente. Además, en el poco probable evento de que un manatí sea aproximado por un vehículo sísmico, los sistemas de mitigación y monitoreo establecidos para proteger a los cetáceos debería minimizar la probabilidad de que un manatí quedara expuesto a niveles de sonido que tengan el potencial de causarle algún daño.

Tortugas Marinas — Han habido muchos menos estudios de los efectos del ruido de las pistolas de aire (o en verdad de cualquier tipo de ruido) sobre las tortugas marinas que sobre los mamíferos marinos o los peces. Tres de esos estudios se han enfocado en las respuestas del comportamiento a corto plazo de las tortugas marinas en lugares cerrados como resultado de una sola pistola de aire. Las comparaciones de los resultados entre los estudios son dificultosas porque los diseños experimentales y los procedimientos para reportarlos son muy variados, y sólo uno de los estudios ha provisto información específica acerca de los niveles de los pulsos de las pistolas de aire recibidos por las tortugas. No sabemos de ningún otro estudio sobre las respuestas de las tortugas marinas en libertad a los sonidos sísmicos o de los efectos a largo plazo de los sonidos sísmicos o de otros sonidos sobre las tortugas marinas.

61

El más reciente de los estudios de tortugas marinas enjauladas expuestas a pulsos de pistolas de aire fue un estudio de McCauley et al. (2000b) proveniente de Australia Occidental. Éste es aparente-mente el único estudio de ese tipo en el cual los niveles de sonido recibidos fueron estimados cuidado-samente. McCauley et al. (2000b) expusieron a tortugas verdes y tortugas marinas loggerhead (una de cada una) a los pulsos de una pistola de aire de 20 pulgadas cúbicas que operaba a 1500 psi y 5 m de profundidad de la pistola que primero se aproximaba y luego se alejaba. La única pistola de aire disparaba cada 10 s. Hubieron dos experimentos separados durante dos días, el primer experimento involucraba ~2 horas de exposición a la pistola de aire y la segunda ~ 1 hr. Los resultados de los dos experimentos mos-traron que, por encima de un nivel de 166 dB re 1 µPa rms recibidos, las tortugas decrecieron notable-mente su velocidad al nadar en relación con los períodos en los que no se estaban operando pistolas de aire. El comportamiento de las tortugas marinas se volvió más errático cuando los niveles recibidos excedieron los 175 dB re 1 µPa rms. Los autores sugirieron que la conducta errática exhibida por las tortugas enjauladas probablemente sería expresada como una respuesta elusiva en tortugas no restringidas (McCauley et al.2000b).

O’Hara y Wilcox (1990) realizaron pruebas sobre las reacciones de las pistolas de aire en las caguamas mantenidas en un área de 300 x 45 m. de un canal de 10 m. de profundidad en Florida. Nueve tortugas fueron examinadas en diferentes momentos. La segunda fuente consistió de una pistola de aire de 10 pulgadas cúbicas más dos “poppers” de 0.8 pulgadas cúbicas operando a 2000 psi ¹ y profundad de pistola de 2 m por períodos prolongados: de 20 a 36 horas de duración. Las tortugas se mantuvieron alejadas a una distancia de aproximadamente 30 m cuando eran expuestas a pulsos de la pistola de aire de cada 15 seg o de cada 7.5 seg. También es posible que algunas tortugas se hayan mantenido en el fondo del cerramiento cuando eran expuestas a pulsos de las pistolas de aire. O’Hara y Wilcox (1990) no midieron los niveles de sonido de las pistolas de aire recibidos. McCauley et al. (2000b) estimaron que “el nivel en el que O’Hara vio conductas elusivas fue de alrededor de 175–176 dB re 1 µPa rms”.

Los niveles recibidos por las tortugas marinas en el estudio de Florida probablemente fueron en realidad de un poco menos dB que 175-176 dB porque los cálculos de McCauley et al (2000b) aparentemente no permitieron pistolas de poca profundidad de 2-m. en el estudio de Florida. El nivel efectivo originado por las pistolas de aire es menor cuando están a cerca de 2 metros de profundidad que cuando están a 5 m (Greene y Burgess 2000).

Moein et al. (1994) investigaron la conducta elusiva y las respuestas psicológicas de las caguamas expuestas a una pistola de aire en operación, así como los efectos en su audición. Las tortugas fueron mantenidas en un cerramiento con redes de aproximadamente 18 m por 61 m por 3.6 m de profundidad, con una pistola de aire de tamaño no especificado en cada punta. Sólo una pistola de aire era operada por vez; la tasa de disparos era de un disparo cada 5-6 s. Diez tortugas fueron examinadas individualmente, y siete de éstas fueron reexaminadas varios días más tarde la pistola de aire era disparada inicialmente cuando las tortugas estaban cerca del centro del cerramiento y se documentaron los subsecuentes movimientos de las tortugas. Las tortugas exhibieron conductas elusivas durante la primera presentación de sonidos de pistolas de aire a una distancia media de 24 m, pero la respuesta elusiva se disipó rápidamente. Pruebas adicionales conducidas sobre las mismas tortugas varios días más tarde no mostraron reacciones de elusión estadísticamente significativas. Los autores describieron la rápida disipación de las respuestas elusivas como “acostumbramiento”. Su estudio de auditoria indicó que los pulsos de las pistolas de aire pueden haber dado como resultado una discapacidad temporaria de su audición (TTS, ver esa sección más adelante). La reducción de la sensitividad auditiva también puede haber contribuido a que las respuestas se hayan disipado debido a una exposición continua. Las

62

mediciones fisiológicas mostraron alguna evidencia de aumento en el estrés de las tortugas marinas pero este estrés (tensión) también puede haber sido resultado de la manipulación de las tortugas. Las inconsistencias en los procedimientos de los reportes y diseños experimentales hacen que no se puedan hacer comparaciones directas de este estudio ya sea con el de McCauley et al (2000b) o con el de O’Hara y Wolcox (1990). Moein et al. (1994) sostuvieron, sin detalles adicionales, que “se utilizaron tres diferentes decibeles (175, 177, 179)” durante cada prueba. Estas cifras probablemente son niveles recibidos en dB re 1 µPa y probablemente se relacionan con la distancia de exposición inicial (media entre 24 m. o 79 pies), pero estos detalles no fueron especificados. También, no se ha especificado si estos valores fueron medidos o estimados, o si están expresados en pico a pico, pico, rms, SEL, o algunas otras unidades. Dada la poca profundidad del agua en el cerramiento (3.6 m. o 11,8 pies), debe sospecharse de cualquier estimación basada en simples presuposiciones acerca de la propagación. A pesar de los problemas para comparar estos tres estudios, hay una tendencia consistente que muestra que, a cierto nivel de recepción, las tortugas marinas se muestran elusivas frente a una pistola de aire en operación. McCauley et al (2000b) encontraron evidencia de respuestas en la conducta cuando el nivel recibido proveniente de una sola pistola de aire pequeña era de 166 dB re 1 µPa rms, y respuestas elusivas a 175 dB re 1 µPa rms. Basándose en estos datos, McCauley et al (2000b) estimaron que, para un rango (distancia) típico de pistola de aire (2678 pulgadas cúbicas, 12-elementos) operando a 100-120 m (328-394 pies) de profundidad del agua, las tortugas marinas pueden exhibir cambios en su comportamiento a ~2 km (1.1 n.mi) y conductas elusivas alrededor de 1 km (0.5 n.mi). Estas estimaciones están sujetas a una gran variación, dependiendo de la fuente sísmica y condiciones de propagación locales. Una complicación potencial adicional es que las tortugas marinas en, o cerca del fondo pueden recibir señales de “ondas de cabeza” de las pistolas de aire causadas por los sedimentos (McCauley et al. 2000b). Como se discutió previamente, se cree que las tortugas marinas usan conducción ósea para oír. No se sabe cómo pueden responder las tortugas marinas al componente de las “ondas de cabeza” del impulso de una pistola de aire, o a las vibraciones del fondo. También pueden ser relevantes un par de estudios relacionados que involucran estímulos diferentes a las pistolas de aire. (1) Dos caguamas descansando en el fondo de tanques de poca profundidad respon-dieron repetidamente a tonos de baja frecuencia (20-80 Hz) volviéndose activas y nadando hacia la super-ficie (Lenhardt 1994). Permanecieron en la superficie o sólo levemente sumergidas durante el resto de la prueba de 1 minuto. Aunque no se han reportado datos detallados sobre los niveles de sonido en el fondo vs. la superficie, la respuesta de ir hacia la superficie probablemente redujo los niveles de sonido existente debajo del agua al que fueron expuestas las tortugas. (2) En un estudio separado, una caguama y una tortuga marina de Ridley respondieron similarmente cuando estímulos vibratorios de 1-s a 250 o 500 Hz fueron aplicados por 1 seg. a la cabeza (Lenhardt et al. 1983). Pareció haber un rápido acostumbramiento a estos estímulos vibratorios. Los tonos y los estímulos vibratorios usados en estos dos estudios fueron bastante diferentes a los pulsos de las pistolas de aire. Sin embargo, es posible que las tortugas marinas que están descansando exhiban una respuesta “de alarma” similar, posiblemente incluyendo el ir hacia la superficie cuando están expuestas a cualquier ruido audible, sea un sonido pulsado o un tono. No ha habido estudios de tortugas marinas en libertad expuestas a pulsos sísmicos, y los efectos a largo plazo de la exposición sísmica no han sido investigados. Cautivas en cerramientos, las tortugas marinas generalmente responden a los sonidos sísmicos aumentando la velocidad de natación y aleján-dose nadando de la fuente del ruido. Los animales que están descansando en el fondo a menudo se vuel-ven activos y se mueven hacia la superficie en donde los niveles de sonido recibidos normalmente serán reducidos. La escasez de los datos impide predicciones específicas acerca de cómo responden las tortugas

63

en libertad a los sonidos sísmicos. Las posibles respuestas podrían incluir una o más de las siguientes: (1) evitar el área sísmica entera hasta el punto en que las tortugas se muden a un habitat menos preferido; (2) evitar sólo el área inmediata alrededor de la embarcación sísmica, por ej., evitar localmente la embarca-ción fuente pero permanecer en el área general; y/o (3) no exhibir una elusión apreciable, aunque es probable que existan reacciones de comportamiento de corto plazo. El evitar completamente un área, si esto ocurriera, podría excluir a las tortugas marinas de su área preferida de búsqueda de alimento o de reproducción y podría desplazarlas hacia áreas en que las condiciones de búsqueda de alimento o de reproducción sean sub-óptimas. Sin embargo, no sabemos de ninguna información que podría indicar que las tortugas marinas muestran más que una elusión localizada de las pistolas de aire. Asimismo, una elusión a larga escala y prolongada es improbable en el proyecto presente. La alteración potencial de una ruta de migración podría tener impactos negativos. Sin embargo, no se sabe si la alteración tendría alguna vez una escala geográfica suficiente, o sería suficientemente prolongada, como para impedir que las tortugas alcancen un destino importante. Nuevamente, esto no es muy probable en las circunstancias del presente proyecto. El evitar un área preferida de búsqueda de alimento debido a un ruido sísmico puede evitar que las tortugas marinas obtengan sus especies de presas favoritas y por lo tanto podría tener un impacto en su estado nutricional. Sin embargo, es muy improbable que las tortugas de mar eviten completamente una gran área cercana a una ruta de migración. La evidencia disponible sugiere que la zona de elusión alrededor de las fuentes sísmicas no suele exceder unos pocos kilómetros (McCauley et al. 2000b). Las reacciones elusivas en esa escala podrían impedir que las tortugas marinas usaran una importante área costera o bahía si hubiera una operación sísmica prolongada en el área. Las tortugas marinas podrían ser excluidas del área por la duración de la operación sísmica, o podrían quedarse pero exhibir patrones de conducta anormales (por ej., quedarse en la superficie donde los sonidos recibidos son menos fuertes). En general, no se sabe si las que fueron desplazadas volverían rápidamente después de que termine la operación sísmica. Nuevamente, esto no es muy posible en las circunstancias del presente proyecto, dado que las operaciones en cualquier parte del área estudiada serán relativamente breves. Sin embargo, la embarcación regresará a ciertas partes del área estudiada en un número de ocasiones a lo largo de los ~ 31 días de duración del estudio general (ver § II más arriba). No es claro si la exclusión de una playa particular de nidificación (apareo) debido a las operaciones sísmicas, si esto ocurriera, evitaría o disminuiría el éxito reproductivo. Los resultados de los experimentos y estudios de monitoreo sobre las respuestas de los mamíferos marinos y los peces ante las encuestas sísmicas muestran que hay variadas respuestas de comportamiento posibles, dependiendo de la especie, el momento del año, la actividad del animal, y otros factores desconocidos. La misma especie puede mostrar diferentes tipos de respuestas en diferentes épocas del año o aún en diferentes días (Richardson et al. 1995). Es razonable esperar una variabilidad similar en el caso de las tortugas marinas expuestas a los sonidos de las pistolas de aire. Por ejemplo, las tortugas marinas de diferentes edades tienen tamaños, comportamientos, hábitos de alimentación, y profundidades de agua muy diferentes. No se sabe nada específico acerca de las maneras que dichos factores pueden relacionarse con los efectos del sonido de las pistolas de aire sobre las tortugas marinas. Sin embargo, es razonable esperar efectos menores en las tortugas jóvenes que se concentran cerca de la superficie (en donde los niveles del sonido de las pistolas de agua son atenuados) comparados con las tortugas más viejas que pasan más tiempo en la profundidad en donde los sonidos de las pistolas de agua son generalmente más fuertes.

64

En resumen, los limitados datos disponibles indican que las tortugas de mar oirán los sonidos de las pistolas de agua. Basándose en los datos disponibles, es probable que las tortugas marinas exhiban cam-bios en su comportamiento y/o conductas elusivas dentro de un área de tamaño desconocido en la prox-imidad de una embarcación sísmica. Es probable que las operaciones sísmicas en o cerca de las áreas en donde las tortugas se concentran tengan el mayor impacto. No existen datos específicos que demuestren las consecuencias para las tortugas marinas si las operaciones sísmicas ocurren en áreas importantes y en épocas importantes del año. Es improbable que existan efectos disruptivos prolongados o significativos sobre los individuos o sus poblaciones. Los observadores de mamíferos marinos asignados al Ewing también observarán a las tortugas marinas y las operaciones de las pistolas de aire no comenzarán si una o más tortugas marinas son observadas en la cercanía durante la media hora previa al comienzo de las pistolas de aire planificado. (f) Deficiencias de la audición y otros efectos físicos

Existe la posibilidad de deficiencias de la audición temporarias o permanentes cuando los mamíferos marinos son expuestos a sonidos muy fuertes. El nivel de sonido mínimo necesario para causar una deficiencia de la audición permanente es más alto, en un monto variable y generalmente desconocido, que el nivel que induce un Cambio temporario del umbral (TTS). El nivel asociado con el contraer (comienzo de) TTS a menudo se considera que es un nivel por debajo del cual no hay peligro de daño permanente. Las políticas del NMFS con respecto a la exposición de los mamíferos marinos a sonidos de alto nivel son que los cetáceos y los pinípedos no deberían ser expuestos a sonidos impulsivos que excedan los 180 y 190 dB re 1 µPa (rms), respectivamente (NMFS 2000). Dichos criterios han sido usados para establecer los radios de seguridad planeados por la travesía del cráter Chicxulub. Sin embargo estos criterios fueron establecidos antes de que hubiera ninguna información acerca de los niveles mínimos de sonidos recibidos necesarios para causar TTS en mamíferos marinos. Como discutimos más adelante, el criterio de 180 dB para los cetáceos es probablemente bastante conservador (por ej., menor que lo necesario para evitar un daño auditivo), al menos para los definidos.

Varios aspectos del monitoreo y las medidas de mitigación planeados para este proyecto están diseñados para detectar a los mamíferos marinos que se presenten cerca del conjunto de pistolas de aire (y sonar de multiondas), y para evitar el exponerlos a pulsos de sonidos que pudieran causar un daño auditivo. Además, muchos cetáceos probablemente se muestren algo elusivos respecto al área donde existen operaciones sísmicas en marcha (ver más arriba). En estos casos, las respuestas elusivas de los animales mismos reducirá o evitará la posibilidad de deficiencias auditivas.

También pueden ocurrir efectos físicos no auditivos en los mamíferos marinos expuestos a fuertes sonidos pulsados debajo del agua. Posibles tipos de efectos fisiológicos o heridas no auditivas que podrían (teóricamente) ocurrir incluyen el estrés (la tensión), efectos neurológicos, formación de burbujas, efectos de resonancia, y otros tipos de daños a los órganos o a los tejidos. Es posible que algunas especies de mamíferos marinos (por ej. ballenas hocicudas) pueden ser especialmente susceptibles a las heridas y/o a perderse cuando están expuestos a fuertes sonidos pulsados.

Cambios temporarios del umbral (TTS) – El TTS es la forma más leve de deficiencia de la audi-ción que puede ocurrir durante la exposición a un fuerte sonido (Kryter 1985). Al experimentar TTS, el umbral de la audición se eleva y un sonido debe ser más fuerte para ser oído. El TTS puede durar desde minutos u horas hasta (en casos de fuerte TTS) días. La magnitud del TTS depende del nivel y de la duración de la exposición al ruido, entre otras consideraciones (Richardson et al. 1995). Para las exposi-ciones a los sonidos y un poco por arriba del umbral de TTS, la sensibilidad auditiva se recupera rápid-

65

amente luego de que la exposición al sonido termina. Sólo se han obtenido unos pocos datos sobre los niveles y duraciones del sonido necesarios para causar un leve TTS en los mamíferos marinos.

Ballenas Dentadas – Ridgway et al (1997) y Schlundt et al. (2000) expusieron a tursiones y balugas a pulsos únicos de un segundo de sonido debajo del agua. El TTS generalmente se vuelve evidente a los niveles recibidos de 192 a 201 dB re 1 µPa rms a 3, 10, 20, y 75 kHz, sin una fuerte relación entre frecuencia al contraer TTS a lo largo de este rango de frecuencias. A 75 kHz, un delfín exhibió TTS a 182 dB, y a 0.4 kHz, ningún delfín o beluga exhibieron TTS luego de haber sido expuestos a niveles de hasta 193 dB (Schlundt et al. 2000). No hubo evidencia de pérdida permanente de la audición; todos los umbrales auditivos volvieron a sus valores básicos al final del estudio.

Finneran et al. (2000) expusieron a tursionesy a una beluga a pulsos únicos debajo del agua para generar sonidos con presiones de formas de olas similares a los producidos por explosiones debajo del agua distantes. Los pulsos eran de 5.1 y de 13 milisegundos (ms) de duración y la frecuencia spectra medida mostraba una falta de energía por debajo de 1kHz. La exposición a estos impulsos y a un pico recibido de SPL (nivel de presión del sonido) de 221 dB re 1 µPa no produjeron más que una leve y temporaria reducción de la audición.

Un estudio similar fue conducido por Finneran et al (2002) usando una pistola de agua de 80 pulgadas cúbicas, que generaba impulsos con presiones de picos y flujos totales de energía más altos que los usados en el estudio mencionado previamente. Se esperaba que los impulsos de la pistola de agua contuvieran proporcionalmente más energía a frecuencias más altas que los pulsos de las pistolas de agua (Hutchinson y Detrick 1984). Se observó “TTS encubierto” (MTTS) en una beluga luego de haber sido expuesta a un único impulso con presión de pico a pico de 226 dB re 1 µPa, presión pico de 160 kPa, y flujo total de la energía de 186 dB re 1 µPa2 · s Los umbrales regresaron dentro de los 2 dB del valor de la preexposición ~4 min después de la exposición. No se observó MTTS en un tursión expuesto a un pulso con presión de pico a pico de con 228 dB re 1 µPa, equivalente a una presión pico de 207 kPa y flujo total de energía de 188 dB re 1 µPa2 · s (Finneran et al. 2000, 2002). En este estudio, TTS fue definido como ocurriendo cuando existía un dB 6 o aumento mayor de umbrales después de la exposición, la referencia a encubrimiento (MTTS) se refiere al hecho de que estas mediciones fueron obtenidas bajo condiciones con un ruido de fondo substancial (pero controlado). La duración del pulso en los niveles más altos de exposición, en donde el MTTS se hizo evidente en la beluga, fue típicamente de 10-13 ms.

Los datos citados más arriba se refieren a la exposición de pequeños odontocetos a pulsos únicos de un 1 seg de duración o menores, a frecuencias más altas que las frecuencias predominantes en los pulsos de las pistolas de aire. Con pulsos únicos cortos, el umbral de TTS parece ser (en una primera aproximación) una función del contenido de energía (potencia) del pulso (Finnerman et al. 2002). No está claro el grado en que esta generalización mantiene su validez para otros tipos de señales. (Nachtigall et al. 2003). En particular, se necesitan datos adicionales a fin de determinar los niveles de sonido recibidos en que los pequeños odontocetos comenzarían a sufrir de TTS como resultado de una exposición repetida a pulsos de baja frecuencia de sonido de pistolas de aire con variables niveles recibidos. Dado los resultados de los estudios mencionados previamente y una duración del pulso sísmico (tal como es recibido a corta distancia) de ~20 ms., el nivel recibido de pulso sísmico podría necesitar ser del orden de los 210 dB re 1 µPa rms (aprox. 221–226 dB pk-pk) para producir un breve y leve TTS. La exposición a varios pulsos sísmicos a niveles reducidos cercanos a los 200-205 dB (rms) podría resultar en un leve TTS en un pequeño odontoceto. Los pulsos sísmicos con niveles recibidos de 200-205 dB o más usualmente están restringidos a un radio de no más de 100 m alrededor de una embarcación sísmica.

Ballenas sin dientes – No hay datos directos ni indirectos sobre los niveles o las propiedades del sonido que se requieren para inducir TTS en cualquier ballena sin dientes.

66

Pinípedos – Los umbrales de TTS para los pinípedos expuestos a pulsos breves (ya sea únicos o múltiples) no han sido medidos. Sin embargo, dos leones marinos de California no incurrieron en TTS cuando fueron expuestos a pulsos únicos breves con niveles recibidos (rms) de 78 y 183 dB re 1 µPa y flujos de energía total de 161 y 163 dB re 1 µPa2 · s (Finneran et al. 2003). Para sonidos de relativamente larga duración (20-22 min), Kastak et al (1999) reportaron que podrían inducir un leve TTS en leones marinos de California, focas comunes, y focas elefantes nórdicas exponiéndolas a ruido bajo del agua en bandas de octavas a frecuencias en el rango de los 100-2000 Hz. Un leve TTS se volvió evidente cuando los niveles recibidos fueron de 60 a 75 dB por arriba de los umbrales de audición respectivos, por ej., a niveles recibidos de cerca de 135 a 150 dB. Tres de los cinco sujetos mostraron cambios de ~4.64.9 dB y todos recobraron su sensitividad auditiva de base dentro de las 24 horas de ser expuestos. Schusterman et al. (2000) mostraron que los umbrales de TTS de estas focas eran algo más bajos cuando los animales fueron expuestos al sonido por 40 min que cuando lo hicieron por 2022 min, confirmando que hay un efecto de la duración en los pinípedos. Estas son algunas indicaciones de que, para duraciones correspondientes del sonido, algunos pinípedos pueden incurrir en TTS a niveles recibidos algo más bajos que los pequeños odontocetos (Kastak et al. 1999; Ketten et al. 2001; cf. Au et al. 2000). Tortugas Marinas – Han habido pocos estudios que han investigado directamente la audición o la pérdida de la audición inducida por el ruido en las tortugas marinas. Moein et al. (1994) usaron un método de potencial evocado para probar la audición de caguamas expuestas a unos pocos cientos de pulsos de una única pistola de aire. La audición de las tortugas fue medida antes, dentro de las 24 horas posteriores, y dos semanas después de la exposición a pulsos de sonido de pistolas de aire. Los niveles de sonidos de pistolas de aire al que fueron expuestas las tortugas no fueron reportados específicamente. Los autores concluyeron que cinco tortugas (de ~11 examinadas) exhibieron algún cambio en su sensitividad auditiva cuando examinadas dentro de las 24 horas posteriores a la exposición al sonido de las pistolas de aire en relación con su sensitividad antes de ser expuestas, y que esa audición se había revertido a la normal cuando fueron examinadas dos semanas después de haber sido expuestas. Estos resultados son consistentes con la ocurrencia de TTS como resultado de que las tortugas hayan sido expuestas a pulsos de pistolas de aire. El reporte no indicó el tamaño de la pistola de aire usada, o los niveles de sonidos recibidos a varias distancias. Las distancias de las tortugas desde la pistola de aire también fueron variables durante las pruebas. La tortuga estaba a aproximadamente 30 m de la pistola de aire al comienzo de cada prueba, pero podía aproximarse a la pistola de aire o alejarse hasta un máximo de cerca de 65 m durante los subsecuentes pulsos de la pistola de aire. Por lo tanto, los niveles de sonido de las pistolas de aire que aparentemente causaron TTS no son conocidos. Sin embargo, se destaca que había evidencia de TTS por exposición a pulsos de una sola pistola de aire. Sin embargo, puede ser relevante que estas tortugas estaban confinadas y no eran capaces de alejarse a más de aproximadamente 65 metros. Las tortugas en el mar abierto podrían alejarse, y aún si no se alejaran, las tortugas cerca de la línea sísmica recibirían sólo unos pocos pulsos a un nivel cercano al máximo cuando la embarcación sísmica pasara a su lado. Los estudios con reptiles terrestres también han demostrado que la exposición a un ruido de impulso puede causar la pérdida de la audición. Las tortugas de desierto (Gopherus agassizii) exhiben TTS después de haber sido expuestas a una repetida alta intensidad de explosiones sónicas (Bowles et al. 1999). La recuperación de estas pérdidas temporarias de la audición usualmente fue rápida (<1 hra.), lo que sugiere que las tortugas pueden tolerar estas exposiciones sin daño permanente (Bowles et al. 1999). La aparente ocurrencia de un cambio temporario en el umbral en las caguamas expuestas a muchos pulsos provenientes de una sola pistola de aire a ≤65 m de distancia, sugiere que los sonidos de un grupo de pistolas de aire podría causar como mínimo una discapacidad temporaria de la audición en las tortugas

67

marinas si no evitan el radio (desconocido) en donde ocurre el TTS. También existe la posibilidad de un daño permanente en la audición en tortugas cercanas a las pistolas de aire. Sin embargo, existen pocos datos sobre la pérdida temporaria de la audición y ningún dato sobre daño permanente de la audición en tortugas cercanas a las pistolas de aire.

Probabilidad de Incurrir en TTS – Un mamífero marino dentro de un radio de ≤100 m (≤328 ft) alrededor de un típico conjunto de pistolas de aire en operación podría estar expuesto a unos pocos pulsos sísmicos con niveles de ≥205 dB, y posiblemente más pulsos si el mamífero se moviera junto con la embarcación sísmica.

Como se ha mostrado más arriba, la mayoría de los cetáceos muestran un cierto nivel de elusión de las embarcaciones sísmicas operando un conjunto de pistolas de aire. Es improbable que estos cetáceos sean expuestos a los pulsos de las pistolas de aire a un nivel suficientemente alto y por un período suficientemente largo como para causar un TTS más que leve, dado el movimiento relativo de la embarcación y del mamífero marino. Sin embargo, el TTS sería más probable en cualquier odontocetes que acompaña a la embarcación o que se queda en la cercanía de las pistolas de aire. Mientras acompañan a la embarcación, los odontocetes estarían en o por arriba de la superficie, y por lo tanto no expuestos a fuertes pulsos de sonido dado el efecto de liberación de la presión en la superficie. Sin embargo, los animales que acompañan a las embarcaciones generalmente bucean intermitentemente por debajo de la superficie. Si hicieran esto mientras acompañan a la embarcación cerca de pistolas de aire, estarían expuestos a fuertes pulsos de sonido, es posible que repetidamente.

NMFS (1995, 2000) concluyó que los cetáceos no deberían estar expuestos a sonido pulsado por debajo del agua a niveles recibidos que excedan los 180 dB re 1 µPa (rms). El límite correspondiente para los pinípedos se ha establecido en 190 dB. Las distancias predichas de 180 y 190 dB para el conjunto de pistolas de aire operadas por L-DEO están resumidas en la Sección II. No se considera que estos niveles de sonido sean los niveles por encima de los cuales puede ocurrir el TTS. En su lugar, son los niveles recibidos en los cuales, desde el punto de vista de un panel de especialistas bioacústicos reunidos por NMFS, antes de que las mediciones de TTS para mamíferos marinos comenzaran a estar disponibles, no era posible estar seguro de que no hubiera efectos perjudiciales, auditivos o de otra clase, a los mamíferos marinos. Como se discute más arriba, los datos de TTS que posteriormente se han hecho disponibles implican que, al menos para los delfines, es improbable que ocurra TTS a menos que los delfines estén expuestos a pulsos sísmicos más fuertes de 180 dB re 1 µPa rms. Se ha mostrado que la mayoría de las ballenas tienden a eludir a los barcos y a las operaciones sísmicas asociadas con éstos. Además, los conjuntos de pistolas de aire potenciadas gradualmente que se han convertido en un protocolo operacional estándar para muchos operadores sísmicos incluyendo a L-DEO, deberían permitir que los cetáceos se alejen de la fuente sísmica y eviten ser expuestos a la descarga acústica completa del conjunto de pistolas de aire. [Tres especies de ballenas sin dientes que han sido expuestas a pulsos de pistolas de aire individuales mostraron que las eludían (Malme et al. 1984, 1985, 1986, 1988; Richardsons et al. 1986; McCauley et al. 1998, 2000ª,b). Esto sugiere fuertemente que las ballenas baleen comenzarán a alejarse durante los estadios iniciales del potenciamiento, cuando una pistola de aire individual es disparada]. Por lo tanto, las ballenas probablemente no resultarán expuestas a altos niveles de sonidos de pistolas de aire. De la misma manera, cualquier ballena cerca de la línea de tiro podría alejarse antes de que los sonidos de la embarcación sísmica que se aproxima se volvieran lo suficientemente fuertes como para que hubiera cualquier potencial de TTS o de otra discapacidad auditiva. Más aún, en el caso de que unos pocos individuos cetáceos incurrieran en TTS a través del ser expuestos a los sonidos de las pistolas de aire, éste es un fenómeno temporario y reversible. .

68

Cambio permanente del umbral (PTS) – Cuando ocurre el PTS, existe un daño físico a los recep-tores del sonido en el oído. En algunos casos, puede haber una sordera total o parcial, mientras que en otros casos, el animal tiene una discapacidad para oír sonidos en rangos de frecuencia específicos. El daño físico al aparato auditivo del mamífero puede ocurrir si es expuesto a impulsos de sonido que tienen pre-siones de pico muy alto, especialmente si tienen un tiempo de elevación muy corto (tiempo requerido para que el pulso del sonido alcance la presión pico desde la presión de base). Dicho daño puede resultar en una disminución permanente en la sensitividad funcional del sistema auditivo en algunas o todas las fre-cuencias.

No hay evidencia específica de que la exposición a los pulsos de sonido de la pistola de aire puedan causar PTS en cualquier mamífero marino. Sin embargo, dada la evidencia de que los mamíferos cercanos a un conjunto de pistolas de aire pueden incurrir en TTS, ha habido especulación acerca de la posibilidad de que algunos individuos que estén muy cerca de las pistolas de aire puedan incurrir en TTS (Richardson et al. 1995, p. 372ff).

Ocurrencias únicas u ocasionales de TTS leve no causan un daño auditorio permanente en los mamíferos terrestres, y presumiblemente no lo hacen en los mamíferos marinos. Se ha confirmado que los niveles de bajos a moderados de TTS que fueron inducidos en odontocetos cautivos y pinípedos durante recientes estudios controlados de TTS son temporarios, sin PTS residual mensurable (Kastak et al. 1999; Schlundt et al. 2000; Finneran et al. 2002’ Nachtigall et al. 2002; Nachtigall et al. 2003). Sin embargo una exposición muy prolongada a un sonido lo suficientemente fuerte como para causar TTS, o una exposición a un plazo más corto a niveles de sonido bastante por encima del umbral de TTS, pueden causar PTS, al menos en mamíferos terrestres (Kryter 1985). En los mamíferos terrestres, el nivel de sonido recibido de una exposición única a sonido no impulsiva debe ser mucho más alta que el umbral de TTS para generar cualquier riesgo de daño auditivo permanente (Kryter 1994; Richardson et al. 1995). Para sonidos de impulso con tiempos de subida muy rápidos (por ej., aquellos asociados con explosiones o armas de fuego), un nivel recibido que no sea mucho mayor que el umbral de TTS puede comenzar a causar PTS. Los tiempos de subida para los pulsos de pistolas de aire son rápidos, pero menos rápidos que los de las explosiones.

Las relaciones entre los umbrales de TTS y de PTS no han sido estudiados en los mamíferos marinos, pero se asume que son similares a aquellos en seres humanos y otros mamíferos terrestres. Algunos factores que contribuyen a contraer PTS son los siguientes:

• exposición a un único sonido muy intenso, • exposición repetitiva a sonidos intensos que individualmente causan TTS pero no PTS, y • infecciones de oído recurrentes o (en animales cautivos) exposición a ciertas drogas Cavanagh (2000) ha revisado los umbrales usados para definir TTS y PTS. Basándose en su

revisión y SACLANT (1998), es razonable asumir que el PTS podría ocurrir a un nivel de sonido recibido de 20 dB o más alto que el que induce leve TTS. Sin embargo, para que ocurra el PTS a un nivel recibido de sólo 20 dB por arriba del umbral de TTS, el animal probablemente debería tener que estar expuesto a un sonido fuerte por un periodo prolongado, o a un sonido fuerte con un tiempo de subida rápido.

La duración del impulso del sonido, la amplitud del pico, el tiempo de subida, y el número de pulsos son los factores principales que se piensa que determinan el comienzo y la extensión de PTS. Basándose en los datos existentes, Ketten (1994) ha notado que los criterios para diferenciar los niveles de presión del sonido que resultan en PTS (o TTS) son específicos para la ubicación y las especies. Los efectos de PTS también pueden ser fuertemente influenciados por la salud del oído del receptor.

69

Mamíferos Marinos – Dado que los mamíferos marinos probablemente no resulten expuestos a niveles de pulsos sísmicos que pudieran causar TTS, es altamente improbable que sostengan una disca-pacidad permanente de la audición. Si asumimos que el umbral de TTS para la exposición a una serie de pulsos sísmicos puede ser del orden de los 220 dB re 1 µPa (pk-pk) en odontocetos, entonces el umbral de PTS podría ser de cerca de 240 dB re 1 µPa (pk-pk). En las unidades usadas por geofísicos, esto es un 10 bar-m. Dichos niveles son encontrados sólo en la vecindad inmediata de las pistolas de aire mas grandes (Richardson et al. 1995:137; Caldwall y Dragoset 2000). Es muy improbable que un odontoceto perma-nezca dentro de unos pocos metros de distancia de una pistola de aire grande o suficientemente larga como para incurrir en PTS. Los umbrales de TTS (y por lo tanto de PTS) de las ballenas baleen y de los pinípedos puede ser más bajo, y por lo tanto puede extenderse a una distancia algo más grande. Sin embargo, las ballenas sin dientes generalmente evitan el área inmediata alrededor de las embarcaciones sísmicas en operación, así que es improbable que una ballena baleen pudiera incurrir PTS debido a la exposición a pulsos de pistolas de aire. Algunos pinípedos no muestran una fuerte elusividad ante pistolas de aires en operación.

Aunque es improbable que las operaciones de pistolas de aire planificadas pudieran causar PTS en cualquier mamífero marino, es necesario tener precaución dado el limitado conocimiento acerca del daño a la audición inducido por el ruido en los mamíferos marinos, particularmente las ballenas sin dientes. Las medidas de monitoreo y mitigación planificadas, incluyendo rampas, monitoreo visual, el uso de dos observadores en momentos clave, y las bajas (interrupciones) de electricidad cuando los mamíferos son vistos dentro del “radio de seguridad”, minimizarán la probabilidad de exposición – que ya es baja – de los mamíferos marinos a sonidos lo suficientemente fuertes como para inducir PTS.

Tortugas Marinas – El estudio de Moein et al. (1994) indica que las tortugas marinas pueden experimentar TTS cuando son expuestas a sonidos de pistolas de aire moderadamente fuertes. Sin embargo, no existen datos para indicar si hay o no algunas posibles situaciones en las que la exposición a repetidos pulsos de pistolas de aire a una corta distancia podrían causar discapacidades permanentes de la audición en las tortugas marinas.

El comportamiento elusivo y el daño auditivo están relacionados. Si las tortugas marinas exhiben poco o ningún comportamiento elusivo, o si se aclimatan al ruido sísmico hasta el punto de que las reacciones elusivas cesan, las tortugas marinas podrían experimentar una pérdida de la audición si están lo suficientemente cerca de las fuentes sísmicas.

Las tortugas que están en el área de operaciones sísmicas antes del comienzo de las operaciones no tienen tiempo de irse del área aún si se utilizan procedimientos estándar de potenciamiento de pistolas (=comienzo suave). Se ha especulado que las tortugas marinas requieren un período más largo de incrementación gradual debido a sus velocidades de natación relativamente lentas (Eckert 2000). Sin embargo, no está claro a qué distancia de la fuente sísmica las tortugas marinas podrían sufrir discapacidades auditivas temporarias, y si alguna vez existiría una posibilidad de exposición a niveles lo suficientemente fuertes durante un período lo suficientemente largo como para causar un daño irreversible de la audición (PTS). En teoría, una reducción de la sensibilidad auditiva, ya sea temporaria o permanente, puede ser dañina para las tortugas marinas. Sin embargo, se sabe muy poco acerca del papel de la percepción del sonido en las actividades normales de las tortugas marinas. Por lo tanto, no es posible estimar cuán problemático sería para una tortuga el tener una discapacidad auditiva temporaria o permanente. Como se ha destacado más arriba, es improbable que las tortugas marinas usen una recepción pasiva de señales acústicas para detectar el sonar cazador de las orcas, porque las señales de ecolocación de las mismas probablemente son inaudibles para las tortugas marinas. También es improbable que la audición juegue

70

un papel importante en su navegación. Sin embargo, la discapacidad auditiva, ya sea temporaria o permanente, podría inhibir la capacidad de la tortuga de evitar ser herida por las embarcaciones, porque pueden no oírlas con tiempo suficiente como para salirse de su ruta. En todo caso, es improbable que las tortugas marinas estén bajo un riesgo más grande de sufrir una discapacidad auditiva que los mamíferos marinos y la probabilidad de que aún un pequeño número de mamíferos marinos pueda incurrir en PTS durante los breves períodos en que las pistolas de aire estarían en operación, es baja. (g) Varaduras y Mortalidad

Los mamíferos marinos cercanos a las detonaciones de fuertes explosivos por debajo del agua pueden ser matados o heridos gravemente, y los órganos auditivos son especialmente susceptibles de ser heridos (Ketten et al. 1993; Ketten 1995). Los pulsos de las pistolas de aire son menos enérgicos y tienen tiempos de incremento más lentos, y no se ha probado que puedan causar heridas serias, muertes o varaduras. Sin embargo la asociación entre varaduras masivas de las ballenas hocicudas debido a ejercicios navales y, en un caso reciente (2002), una encuesta sísmica L-DEO ha elevado la posibilidad de que las ballenas de hocico puedan ser especialmente susceptibles a heridas y/o varaduras cuando están expuestas a fuertes sonidos pulsados.

En marzo del 2000, varias ballenas hocicudas que habían sido expuestas a pulsos repetidos provenientes de sonares militares de alta intensidad y frecuencia media, quedaron varadas y murieron en los Canales Providence de las Islas Bahamas, y subsecuentemente se halló que habían sufrido daño craneal y del oído (NOAA y USN 2001). Basándose en análisis post-mortem, se concluyó que un evento acústico causó hemorragias en y cerca de la región auditiva de algunas ballenas hocicudas. Estas hemorragias ocurrieron antes de su muerte. No hubieran causado necesariamente la muerte o un daño permanente de la audición, pero podrían haber comprometido la audición y la habilidad de navegación (NOAA y USN 2001). Los investigadores concluyeron que la exposición acústica causó este daño y dio lugar a la varadura, lo que resultó en un sobrecalentamiento, colapso cardiovascular, y shock fisiológico que en definitiva condujo a la muerte de las ballenas varadas. Durante el evento, cinco embarcaciones navales usaron sus AN/SQS-53C o sonares activos montados en casco por un período de 16 hrs. Los sonares produjeron señales de amplitud de banda estrechas (<100 Hz) a frecuencias centrales de 2.6 y 3.3 kHz (-53C), y 6.8 a 8.2 kHz (-56). Los niveles de las fuentes respectivos eran usualmente 235 y 223 dB re 1 µ Pa, pero el -53C operó brevemente a un nivel de fuente que no se ha declarado, pero sustancialmente más alto.

La batimetría inusual y el canal constrictivo en donde ocurrieron las varaduras fueron conducentes a un sonido de canalización. Esto, y las operaciones prolongadas por parte de múltiples sonares, aparentemente evitaron que los animales escaparan al mar abierto. Además de las varaduras, hubo reportes de que las ballenas de hocico ya no están presentes en la región del Canal Providence después del evento, sugiriendo que otras ballenas ya sea abandonaron el área o (quizás) murieron en el mar (Balcomb y Claridge 2001).

También se han reportado otras varaduras de ballenas de hocico asociadas con la operación de los sonares militares (por ej., Simmonds y Lopez-Jurado 1991; Frantzis 1998). En estos casos, no se ha determinado si hubieron heridas inducidas por el ruido a los oídos u otros órganos. Otras varaduras de ballenas hocicudas (15 ballenas) ocurrió el 24-25 de septiembre del 2002 en las Islas Canarias, en donde estaban teniendo lugar maniobras navales.

Es importante notar que los pulsos sísmicos y los pulsos de sonar de frecuencia media son bastante diferentes. Los sonidos producidos por el tipo de conjuntos de pistolas de aire usados para perfilar estructuras geológicas submarinas tienen bandas amplias en las que la mayor parte de la energía es inferior a 1 kHz. Los sonares militares típicos de frecuencia media operan a frecuencias de 2 a 10 kHz,

71

generalmente con una amplitud de banda relativamente estrecha en cualquier momento dado (aunque la frecuencia central puede cambiar con el tiempo). Debido a que los sonidos sísmicos y de sonar tienen características y ciclos de funcionamiento considerablemente diferentes, no es apropiado asumir que existe una conexión directa entre los efectos del sonar militar y las encuestas sísmicas en los mamíferos marinos. Sin embargo, la evidencia de que los pulsos de sonar pueden, bajo circunstancias especiales, causar el daño auditivo e indirectamente la mortalidad, sugiere que es necesario tener precaución cuando se trata con la exposición de mamíferos marinos a cualquier sonido pulsado de alta intensidad.

Como se discutió previamente, ha habido una varadura reciente (Sept.2002) de dos ballenatos hocicudos de Cuvier en el Golfo de California (México) en donde se estaba llevando a cabo un levantamiento sísmico por parte de la embarcación de L-DEO/NSF Maurice Ewing en el área general (Malakoff 2002). La batería de pistolas de aire que estaba siendo usada durante ese proyecto era el conjunto de 20-pistolas de 8490 pulgadas3 de Ewing. Esto podría ser una primera indicación de que los levantamientos sísmicos pueden tener efectos al menos en las ballenas hocicudas, similares a los efectos que se sospechan por parte de los sonares navales. Sin embargo, la evidencia que relaciona a las varaduras del Golfo de California con los levantamientos sísmicos no es concluyente, y hasta la fecha no está basada en ninguna evidencia física (Hogarth 2002; Yoder 2002). El barco también estaba operando al mismo tiempo su sonar batimétrico de multiondas pero, como se discute más adelante, este sonar tenía mucha menos potencial como para afectar a las ballenas de hocico que los sonares navales mencionados previamente. Aunque la relación entre las varaduras del Golfo de California y el levantamiento (más sónar multiondas) sísmico no es concluyente, esto más los varios incidentes que involucran varaduras de ballenas hocicudas “asociadas con” ejercicios navales sugieren la necesidad de precaución al conducir levantamientos sísmicos en áreas ocupadas por las ballenas de hocico.

Las medidas de monitoreo y mitigación incluidas como parte del trabajo planificado reducen todo riesgo para las ballenas de hocico (y cualquier otra especie de cetáceos) que pudieran existir. El uso de procedimientos de incremento gradual de la potencia neumática en conjunción con la (presumida) tendencia natural de las ballenas hocicudas de eludir una embarcación que se aproxima, reducirán la exposición. Uno o dos observadores de mamíferos marinos dedicados estarán de guardia durante las operaciones de pistolas de aire durante el día a fin de detectar cualquier cetáceo que esté presente cerca de la embarcación. Los procedimientos de bajas (interrupciones) de potencia planificados si existen mamíferos marinos dentro de o a punto de entrar en el radio de seguridad designado otorgarán una protección adicional.

Algunos han reportado historias anecdóticas relacionando un supuesto incremento en la pesca accidental de tortugas marinas por parte de pescadores luego de los levantamientos sísmicos en la región.(T. Owens, pers. comm. 2004). No se ha encontrado una fundamentación para dichos alegatos en una búsqueda de la literatura.

(h) Efectos fisiológicos no auditivos Posibles tipos de efectos fisiológicos no auditivos o de heridas que pudieran ser ocasionados a los mamíferos marinos o tortugas marinas expuestas a fuertes sonidos debajo del agua podrían, en teoría, incluir la tensión (estrés), efectos neurológicos, formación de burbujas, efectos de resonancia, y otros tipos de daños a los órganos o a los tejidos. No existen pruebas de que cualquiera de estos efectos ocurran en mamíferos marinos o tortugas marinas expuestas al sonido proveniente la batería de pistolas de aire. Sin embargo, no ha habido estudios directos sobre el potencial de los pulsos de las pistolas de aire para producir cualquiera de estos efectos. Si ocurre cualquiera de esos efectos, probablemente se limitaría a

72

situaciones inusuales en los que los animales podrían estar expuestos a corta distancia por períodos inusualmente largos. La exposición a largo plazo a ruidos antropogénicos puede tener el potencial de causar un estrés fisiológico que podría afectar la salud de animales individuales o de su potencial reproductivo, lo que a su vez podría (teóricamente) causar efectos a nivel de la población (Gisiner [ed.] 1999). Sin embargo, básicamente no hay información acerca de la ocurrencia de estrés inducido por el ruido en mamíferos marinos. También es dudoso que cualquier mamífero marino o tortuga marina sea expuesta a fuertes sonidos sísmicos por períodos lo suficientemente largos como para que se desarrolle un estrés fisiológico significativo.

Las estructuras llenas de gas en los animales marinos tienen una frecuencia de resonancia fundamental inherente. Si es estimulada a esta frecuencia, la resonancia consecuente podría causarle daño al animal. Los mamíferos marinos que se sumergen no están sujetos a los cambios de presión (descompresión) o embolismo del aire porque, a diferencia de un buzo humano, ellos sólo respiran el aire a presión a nivel del mar y tienen adaptaciones protectoras contra la descompresión. Puede haber una posibilidad de que los altos niveles de sonido puedan causar la formación de burbujas en la sangre de los animales que sumergen lo que a su vez podría causar un embolismo de aire, separación de los tejidos, y una alta presión localizada en los tejidos nerviosos (Gisiner [ed.] 1999; Houser et al. 2001). Se llevó a cabo un taller reciente (Gentry [ed.] 2002) para discutir si las varaduras de las ballenas de hocico en las Bahamas en el 2001 podría haber estado relacionado con la resonancia de la cavidad de aire o la formación de burbujas en los tejidos causados por la exposición a ruido proveniente de sonares navales. Un panel de expertos concluyó que no es muy probable que la resonancia en estructuras llenas de aire haya causado esta varadura.. Entre otras razones, los espacios de aire en los mamíferos marinos es demasiado grande como para ser susceptible a las frecuencias resonantes emitidas por sonares de mediana o baja frecuencia; no se ha observado el daño a tejidos del pulmón en ninguna varadura masiva de múltiples especies de ballenas de hocico por lo que la duración de los ecosonidos de sonar probablemente sea demasiado corta para inducir vibraciones que podrían dañar tejidos (Gentry [ed.] 2002). Las opiniones acerca del posible papel de la formación de burbujas/crecimiento de gas (nitrógeno) en la varadura de ballenas hocicudas en las Bahamas fueron menos concluyentes. Los participantes del taller no descartaron la posibilidad de que las formación/crecimiento de las burbujas haya desempeñado un papel en la varadura y los participantes reconocieron que se necesita más investigación en esta área. La única información disponible de un crecimiento de burbujas mediado acústicamente en mamíferos marinos proporciona un modelo que asume una exposición prolongada al sonido.

En resumen, se sabe muy poco acerca del potencial de que los sonidos de levantamientos sísmicos causen impedimentos auditivos u otros efectos físicos en mamíferos marinos o tortugas marinas. Los datos disponibles sugieren que dichos efectos, si llegaran a ocurrir, podrían limitarse a distancias cortas. Sin embargo, los datos disponibles no permiten que se hagan predicciones cuantitativas significativas de los números (si los hubiera) de mamíferos marinos o tortugas marinas que podrían resultar afectadas de esta manera. Es improbable que los mamíferos marinos que muestran una conducta evasiva de las embarcaciones sísmicas, incluyendo la mayoría de las ballenas sin dientes, algunos odontocetos, y algunos pinípedos, experimenten discapacidades auditivas u otros efectos físicos.

(i) Posibles Efectos de las señales de sonar de frecuencia media

Durante el estudio planificado se operará en algunos períodos un sónar batimétrico de multiondas (Atlas Hydrosweep DS-2, 15.5-kHz) desde la embarcación fuente. Se proveyeron los detalles acerca de este equipo en la Sección II. Los sonidos provenientes del sónar de multirondas son pulsos muy cortos,

73

que ocurren durante 1-10 mseg una vez cada 1 a 15 s, dependiendo de la profundidad del agua. La mayor parte de la energía en los pulsos de sonido emitidos por este sónar de multiondas es a altas frecuencias, centradas en los 15.5 kHz. La onda es estrecha (2.67º) en su extensión previa y posterior, y amplia (140’) en su extensión cruzando las pistas. Cada silbido consiste de cinco transmisiones sucesivas (segmentos) en diferentes ángulos cruzando las pistas. Cualquier mamífero en profundidad cerca de la línea de la pista estaría en la onda principal por sólo uno o dos de los cinco segmentos, por ej. por 1/5th o como máximo 2/5th de los 1–10 mseg

Los sonares de la marina que han sido relacionados con reacciones elusivas y varaduras de cetáceos (1) generalmente son más poderosos que el Atlas Hydrosweep, (2) tienen una duración de pulso más larga, y (3) están dirigidos casi horizontalmente (vs. de arriba hacia abajo por el Hydrosweep). El área de posible influencia del Hydrosweep es mucho más pequeña (una banda estrecha por debajo de la embarcación fuente). Es improbable que los mamíferos marinos que se topen con el Hydrosweep a corta distancia sean sometidos a pulsos repetidos debido a lo estrecho de la parte anterior-posterior de la onda, y recibirán sólo limitadas cantidades de energía de pulso debido a los breves pulsos.

Enmascaramiento – No existen muchas posibilidades de que las comunicaciones entre los mamí-feros marinos sean encubiertas apreciablemente por las señales del sónar dado su ciclo de bajo funciona-miento y el breve período durante el cual es probable que un mamífero individual que pase esté dentro la señal. Más aún, en el caso de las sin dientes, las señales de sónar no se superponen con las frecuencias predominantes en los llamados, lo que evitaría un enmascaramiento significativo. De la misma manera para las tortugas marinas, las señales de sónar no se superponen con el rango de frecuencia en el que la audición es sensible.

Respuestas de Comportamiento – Las reacciones de los mamíferos marinos y de las tortugas marinas a los sonares militares y de otro tipo parecen variar según las especias y las circunstancias. Los cacholotes reaccionaron ante el sónar militar, aparentemente proveniente de un submarino, dispersándose de las congregaciones sociales, alejándose de la fuente de sonido, permaneciendo relativamente silenciosas y haciendo difícil el aproximarse a ellas (Watkins et al. 1985). Otras observaciones tempranas y generalmente limitadas fueron resumidas en Richardson et al. (1995, p. 301ff). Más recientemente, Rendell y Gordon (1999) grabaron comportamientos vocales de ballenas piloto durante períodos de transmisiones de sonares navales activos. La señal de sónar estaba compuesta por varios componentes cada uno de los cuales tenía una duración de 0.17 s. y oscilando desde 4 a 5 kHz. Las ballenas piloto eran significativamente más vocales mientras los tríos de pulsos estaban siendo emitidos que durante los períodos de silencio intercalados, pero no dejaron el área aún después de varias horas de estar expuestos al sonar.

Las reacciones de las ballenas con pico cerca de las Bahamas a sonares navales de frecuencia mediana fueron resumidos más arriba. Luego de una exposición prolongada a pulsos provenientes de varios barcos, algunos individuos se condujeron hacia las playas, y otros pueden haber abandonado el área.. (Balcomb y Claridge 2001; NOAA y USN 2001). Las duraciones de los pulsos provenientes de estos sonares eran mucho más largas que las del sonar multirayo L-DEO, y un mamífero dado probablemente recibiría muchos pulsos. Todas estas observaciones son de una relevancia muy limitada para la situación presente porque se espera que las exposiciones a pulso sean breves a media que la embarcación pasa a su lado, y los pulsos individuales son muy cortos.

Como se ha destacado anteriormente, los tursiones cautivos y una ballena blanca exhibieron cambios de comportamiento cuando estaban expuestos a sonidos pulsados de 1 seg a frecuencias similares a las de aquellos que serán emitidas por el sónar usado por L-DEO (Ridgway et al. 1997; Schlundt et al. 2000), y a señales pulsadas de amplitud de banda más cortas (Finneran et al. 2000, 2002). Los cambios de compor-tamiento típicamente involucraron lo que parecían ser intentos deliberados de evitar la exposición al

74

sonido o de evitar el lugar de la exposición durante pruebas subsiguientes. (Schlundt et al. 2000; Finneran et al. 2002). Los delfines expuestos a tonos intensos por 1 seg exhibieron cambios de comportamiento a corto plazo en los niveles de sonidos recibidos de o por encima de 180 a 196 dB. Los niveles recibidos necesarios para producir dichas reacciones a pulsos más cortos eran superiores. (Finneran et al. 2000, 2002). Los animales de la prueba a veces vocalizaron después de ser expuestos a sonidos provenientes de una pistola de agua de frecuencia media (Finneran et al. 2002). En algunos casos, los animales exhibieron conductas agresivas hacia los aparatos de la prueba (Ridgway et al. 1997; Schlundt et al. 2000). La rele-vancia de estos datos para los odontocetos en libertad es incierta. En estado natural (salvaje), los cetáceos a veces evitan fuentes de sonidos mucho antes de ser expuestos a los niveles detallados más arriba, y las reacciones en su ambiente natural pueden ser más sutiles que las descriptas por Ridgway et al (1997) y Schlundt et al. (2000).

No tenemos conocimiento de ningún dato sobre las reacciones de los pinípedos a los sonidos del sonar a frecuencias similares a las del sonar multirayo del Ewing. Sin embargo, es probable que las especies pinípedas puedan detectar estos sonidos dada su capacidad auditiva (Kastak y Schusterman 1995, 1998, 1999; ver también una revisión en Richardson et al. 1995). Algunas focas arpa (Pagophilus groen-landicus) parecen alterar sus patrones de natación (exhibieron elusividad) cuando fueron expuestos al rayo de un ecosonador (¿), operando nominalmente a 200 kHz (Terhune 1976); esa frecuencia está por arriba del rango de audición efectiva de las focas. Sin embargo, había una energía significativa a fre-cuencias más bajas que podrían ser oíbles por una foca arpa (Richardson et al. 1995). El comportamiento de la foca pía (Phoca hispida) y de Weddell (Leptonychotes weddelli) ajustadas a silbidos acústicos transmitidos de 60 a 69 kHz no parecía ser afectado por los sonidos de estos dispositivos. Mate (1993) describió experimentos en los que pulsos de sonidos aperiódicos de 12-17 kHz que variaban en duración fueron efectivos a niveles de la fuente de 187 dB, para reducir la abundancia de las focas en los puertos cerca de los criaderos de peces (aunque unas pocas focas de mayor edad puedan haberse habituado y buscaran alimentos en la cercanía con técnicas modificadas de manera de no ser vistas con tanta fre-cuencia) Para los lobos de mar de California, el mismo sistema produjo una dramática respuesta de desconcierto inicial pero fue inefectivo por lo demás. Mate (1993) notó que muchos mamíferos marinos reaccionan a fuentes de sonido en movimiento aún cuando fuertes fuentes de sonidos fijas son toleradas. Mate también notó que, al no usar frecuencias barridas, esta fuente acústica experimental perdió la ilusión de movimiento que hubiera estimulado los barridos de frecuencia del tipo Doppler.

En resumen, las reacciones de comportamiento de los cetáceos a los sonares militares y de otro tipo parecen variar según las especies y las circunstancias. Mientras que puede que haya una relación entre el uso de sonar naval y cambios en las tasas de vocalización y movimientos de los cetáceos, no es claro qué impacto pueden tener estos cambios (que probablemente sean a corto plazo) sobre los animales. Hay una falta de datos sobre reacciones de los pinípedos a los sonidos de sonar, pero los pocos reportes disponibles acerca de sus reacciones a otros sonidos pulsados sugieren que éstos también exhibirían ya sea ninguna respuesta de comportamiento o respuestas a corto plazo. No tenemos conocimiento de ningún dato sobre las reacciones de las tortugas marinas al sónar de frecuencia mediana. Su rango de frecuencia de audición óptima es a frecuencias considerablemente más bajas (ver más arriba). Por lo tanto, es altamente improbable que una breve exposición de las tortugas marinas a un pequeño número de señales provenientes del Hydrosweep causaran efectos de comportamiento fuertes o prolongados.

Discapacidad auditiva y otros efectos físicos – Dados ciertos eventos de varaduras que han sido asociados con la operación de un sonar naval, existe una gran preocupación de que el ruido del sonar naval pueda causar un serio impacto sobre los mamíferos marinos [para discusión, ver (g), “Varaduras y

75

mortalidad, más arriba]. Sin embargo el sónar propuesto para ser usado por el L-DEO es bastante dife-rente de los sonares usados por las operaciones navales. La duración del pulso de un sónar de multiondas es muy corta en relación con los sonares navales. También, dada una cierta ubicación, un mamífero marino individual podría estar en la señal de un sonar de multiondas por mucho menos tiempo dada la orientación generalmente hacia abajo de la señal y su estrecha amplitud de adelante hacia atrás. (Los sonares navales a menudo usan sonido dirigido casi horizontalmente). Estos factores reducirían la energía del sonido recibida de un sónar de multirondas de una manera bastante drástica en relación con la de los sonares usados por la Marina.

(j) Posibles Efectos de las señales de la perfiladora del subsuelo

En algunos momentos durante el estudio planificado, una perfiladora de subsuelo será operada desde la embarcación fuente. Los detalles acerca de este equipo fueron provistos en la Sección II. Los sonidos provenientes de la perfiladora son pulsos muy cortos, que ocurren durante 1, 2, o 4 mseg una vez por segundo. La mayor parte de la energía de los pulsos de sonido emitidos por este sónar de multiondas es a frecuencias medias, centradas en los 3.5 kHz. La apertura de la señal acústica es de ~30° y está dirigida hacia abajo.

Los niveles de sonido no han sido medidos directamente para la perfiladora usada por el Ewing, pero Burgess y Lawson (2000) midieron los sonidos que se propagan más o menos horizontalmente provenientes de una fuente de salida similar (205 dB re 1 µPa · m). Los radios de 160 y 180 dB re 1 µPa (rms), en dirección horizontal, se estimaron que son, respectivamente, de cerca de 20 m (66 pies) y 8 m (26 pies) desde la fuente, medidos en una profundidad del agua de 13 m (43 ft) . Las distancias correspondientes para un animal en el rayo más abajo del transductor serían mayores, en el orden de los 180 m (591 pies) y 18 m o 59 pies (asumiendo una propagación esférica).

La perfiladora de subsuelo en el Ewing ha declarado un nivel de fuente máximo de 204 dB re 1 µPa · m (ver Sección II). Por lo tanto se esperaría que el nivel recibido decreciera a 160 y 180 dB cerca de 160 m (525 pies) y 16 m (52 pies) por debajo del transductor respectivamente (nuevamente asumiendo una propagación esférica). Las distancias correspondientes en el plano horizontal serían menores, dada la direccionalidad de esta fuente (apertura del rayo de 30°) segun las mediciones de Burgess y Lawson (2000)

Enmascaramiento – No existen muchas posibilidades de que las comunicaciones entre los mamí-feros marinos sean encubiertas apreciablemente por la perfiladora dado su salida de bajo poder, el ciclo de bajo funcionamiento, la direccionalidad y el breve período durante el cual es probable que un mamífero individual pase dentro de la onda. Más aún, en el caso de las ballenas sin dientes, las señales de sónar no se superponen con las frecuencias predominantes en los llamados, lo que evitaría un encubrimiento significativo.

Respuestas de Comportamiento – Las reacciones de comportamiento de los mamíferos marinos a las fuentes de sonidos pulsados son discutidas más arriba y es probable que las reacciones de los mamíferos marinos ante la perfiladora sean mucho más débiles que las de un conjunto de pistolas de aire y de sónar de multiondas. Por lo tanto, no se esperan respuestas de comportamiento a menos que los mamíferos marinos estuvieran muy cerca de la fuente, por ej. dentro de aproximadamente los 160 m (525 ft) por debajo de la embarcación, o a una menor distancia del costado.

Discapacidades auditivas y otros efectos físicos – Los niveles de las fuentes de la perfiladora de subsuelo son mucho más bajos que los de las pistolas de aire y del sónar, que son discutidas más arriba. Los niveles de sonido de una perfiladora de subsuelo similar al del Ewing se estima que decrecen a 180 dB re 1 µPa (rms) a 8 m horizontalmente desde la fuente (Burgess y Lawson 2000), y cerca de 18 m.

76

hacia debajo de la fuente. Más aún, los niveles recibidos de sonidos pulsados que son necesarios para causar una discapacidad temporaria o especialmente una permanente en mamíferos marinos parece ser superior a los 180 dB (ver más arriba). Por lo tanto, es improbable que la perfiladora de subsuelo produzca niveles de pulso lo suficientemente fuertes como para causar discapacidad de la audición u otros daños físicos aún en un animal que está (brevemente) en una posición inmediatamente adyacente a la fuente.

Más aún, la perfiladora de subsuelo usualmente se opera simultáneamente con otras fuentes acústicas de mayor poder. Muchos mamíferos marinos se alejarán como respuesta a las fuentes de alto poder que se aproximan (o de la embarcación misma) antes de que los mamíferos estén lo suficientemente cerca como para ser afectados por los sonidos menos intensos provenientes de la perfiladora de subsuelo. En el evento de que mamíferos que no eviten la embarcación que se aproxima y sus varias fuentes de sonido, las medidas de mitigación que serán aplicadas para minimizar los efectos de las fuentes de alto poder reducirían aún más o eliminarían cualquier efecto menor de la perfiladora de subsuelo.

(k) Porcentaje de poblaciones de mamíferos marinos potencialmente expuestas al ruido sísmico propuesto

Todos los efectos potenciales anticipados de la encuesta sísmica propuesta sobre los mamíferos marinos involucrarían cambios temporarios en el comportamiento. Las medidas de mitigación a ser aplicadas minimizarán la posibilidad de exposiciones dañinas. Más abajo describimos nuestros métodos para estimar los números que podrían ser afectados durante el levantamiento sísmico propuesto en el Golfo de México, al norte de la Península de Yucatán, basándose en limitados datos sobre la abundancia de mamíferos marinos en el Golfo de México. Remarcablemente, las pistolas de aire en operación pueden alcanzar a muchos de los mismos mamíferos individuales en más de una ocasión. Por lo tanto, los números discutidos aquí son considerados sobreestimaciones de los números reales de diferentes mamíferos marinos individuales que pueden resultar expuestos al ruido de el levantamiento sísmico asociado con operaciones con la batería de 20-pistolas que se planea usar para este proyecto.

El radio anticipado de influencia del sónar de multiondas es menor que para el conjunto de pistolas de aire. Se asume que durante las operaciones simultáneas del sónar y de las pistolas de aire, cualquier mamífero marino que esté lo suficientemente cerca como para ser afectado por el sonar ya habría sido afectado por las pistolas de aire. Por lo tanto, no se incluyen provisiones adicionales para animales que podrían ser afectados por el sónar. Cualquier efecto del sonar de multiondas durante los tiempos en que está operando pero las pistolas de aire están en silencio no son considerados.

Debería resaltarse que hay pocos datos sistemáticos sobre los números y la distribución de los mamíferos marinos en la parte sur del Golfo de México, y en particular, en el área del proyecto inmediatamente al norte de la Península de Yucatán, tal como se describió previamente. Ante la falta de datos específicos acerca de la abundancia de mamíferos marinos en el área del proyecto planeado, ha sido necesario basar las estimaciones en una combinación de información sobre la “abundancia relativa” proveniente del área y datos más específicos sobre la abundancia de datos en la plataforma continental de la parte norte del Golfo de México. Por lo tanto, existe una falta de certeza acerca de la representatividad de los datos y presupuestos usados más arriba para estimar el porcentaje de cada especie de población potencialmente expuesta. Sin embargo, el abordaje utilizado aquí parece ser la mejor aproximación disponible.

Por lo tanto, las densidades de la región del norte del Golfo de México oceánico no se consideraron apropiadas como base para estimar los números de mamíferos marinos que pueden darse en el área de estudio propuesta al norte de la Península de Yucatán. Sin embargo, Mullin y Hoggard (2000) dieron estimaciones de densidad de tursiones en encuestas de las aguas de la plataforma continental (<100 m o

77

<328 pies) en la parte norte del Golfo. Usamos la densidad de los tursiones, en la plataforma continental, de Mullin y Hoggard (2000) para calcular una estimación aproximada del potencial de que esa especie se de en el área del levantamiento planificado. Éste cálculo asume que la densidad de los tursiones es similar en el área del estudio planeado que en la plataforma continental del golfo de México septentrional. Esta estimación del número de tursiones que podrían estar expuestos a sonidos sísmicos, combinado con datos acerca de la relativa abundancia de diferentes especies definidas en la parte sur del Golfo de México (de Ortega-Ortiz 200) proveyeron una base para estimar una estimación bruta del porcentaje potencial de especies definidas que podrían estar expuestas. Ortega-Ortiz (2002) notaron que los tursiones forman hasta un ~71% de todos los registros sobre cetáceos (generalmente en aguas poco profundas) en la parte sur del Golfo. Se asumió que las cifras de relativa abundancia para las especies de aguas profundas (por ej. cachalote, cachalote enano/pigmeo) son de cerca de cero, sin importar las verdaderas cifras (bajas) de los registros que no se usan, porque es improbable que estas especies se den en el área de estudio propuesta (profundidades principalmente de <50 m). Además las ballenas sin dientes son raras en el golfo de México y no es probable que sean vistas allí.

La densidad de los tursiones tal como se extrae de las encuestas de GulfCet fue corregida por los primeros autores, en cuanto a sesgo de detectabilidad de [f(0)], pero no de un sesgo de disponibilidad [g(0)]. g(0) es una medida de la probabilidad de detectar un animal que está presente en la línea de la pista y f(0) es una medida de la tasa en la que disminuye la capacidad de verlas con una distancia creciente desde la línea de la pista. Usamos la cifra de g(0) de Koshi et al. (1998) para los tursiones de las aguas cercanas al sur de California para corregir la densidad aún más. Ambos f(0) y g(0) son específicos a la embarcación de la encuesta, el área donde los levantamientos son administrados, las condiciones del estado del mar durante la encuesta, las especies o grupo de especies, y para los observadores administrando la encuesta. Idealmente, las cifras de f(0) y g(0) de una encuesta no deberían ser usadas para “corregir” las estimaciones de densidad de una encuesta diferente. Sin embargo el no aplicar algunas correcciones de ese tipo daría como resultado severas subestimaciones de los números de mamíferos marinos que podrían estar presentes y potencialmente resultar afectados.

Se aplicó un criterio de 160-dB como el criterio de exposición para todos los mamíferos marinos no definidos, tal como se extrajo de estudios de ballenas sin dientes. La audición del odontocete a bajas frecuencias es relativamente insensible y los delfinidos en general parecen ser más tolerantes ante los sonidos de baja frecuencia que la mayoría de las ballenas sin dientes. Por lo tanto, se usó un criterio de 170 dB para los definidos tal como se ha hecho en otros proyectos sísmicos (por ej. LGL 2003a,b), y se considera como un criterio más realista.

Para estimar el número de ocasiones en que cada especie podría estar expuesta a los niveles recibidos de ≥160 dB o 170 dB re 1 µPa (rms, la densidad corregida fue multiplicada por la extensión linear del esfuerzo de la encuesta propuesta. Este número luego fue multiplicado por la distancia entre (a través de) las pistas dentro del cual se espera que el nivel de los pulsos recibidos de la batería de 20 pistolas de agua sea de ≥160 dB o 170 dB re 1 µPa (rms) (este último sólo para delfinidos). Basándose en este método <3% de cada población de especies puede ser expuesta a sonidos sísmicos que podrían posiblemente resultar en cambios de conducta o distribuciones a corto plazo (Tabla 5). Los tursiones y los delfines manchados del Atlántico son las especies que más probablemente resulten expuestas porque son las especies más comunes de mamíferos marinos en el área y los únicos que prefieren aguas poco profundas características del área del proyecto. Se espera que las exposiciones potenciales no tengan un efecto a largo plazo y que no sean biológicamente significativas o dañinas.

78

TABLA 5. Porcentaje estimado de la población de mamíferos marinos del Atlántico que pudieran estar expuestos a sonidos de pistolas de aire y recibir niveles ≥160 o 170 dB re 1 µPa (rms) (lo ultimo solo aplica a delfinidos) durante el levantamiento sísmico del L-DEO's, usando batería de 20 pistolas al norte de la peninsula de Yucatán en el Golfo de Mexico en Junio-Julio de 2004. Las especies en bastardillas figuran en la lista de especies en peligro a tenor de la ESA. De EE. UU. Note que se anticipa que algunos mamíferos serán expuestos a 160 ó 170 dB en más de una ocasión.

Especies

% de la población del Atlántico norte que pudiera estar expuesta a niveles de sonido ≥160 dB

(≥170 dB para delfinidos)

Physeteridae Cachalote 0 Cachalote pigmeo/enano 0

Ziphiidae Ballenato hocicudo deCuvier 0 Ballenato hocicudo de Sowerby 0 Ballenato hocicudo de Gervais 0 Ballenato hocicudo de Blainville 0

Delphinidae Delfín de pico largo N.A. Tursión 2.1 Delfín manchado Pantropical 0.2 Delfín manchado del Atlántico 0.5 Delfín tornillo 0.1a Delfón volteador de hocico corto 0 Delfín rayado 0 Delfín común de pico corto 0 Delfín común de pico largo 0 Delfín de Fraser 1.5 Delfín de Risso <0.1

Delfín de cabeza melon <0.1a

Orca pigmea 0 Orca falsa N.A. Orca <0.1

Delfín piloto de aleta corta 0 Delfín piloto de aleta larga

Mysticetes Ballena franca del Atlántico nortee 0 Ballena jorobada 0 Ballena de Minke 0 Ballena de Bryde 0 Ballena de Sei 0 Ballena de aleta 0 Ballena azul 0

Pinniped

Foca encapuchada 0

% de población del Golfo de México

79

No se espera encontrar pinípedos en el área de estudio al norte de la peninsula de Yucatán por lo que el porcentaje de la población pinípeda que podría ser afectada sería 0. También es improbable que manatíes se observen. Por lo tanto, se espera que el 0 por cien de estas poblaciones serán expuestas a niveles de criteria respecto a ruidos sísmicos.

(l) Resumen de los efectos potenciales del proyecto en mamíferos marinos El propuesto levantamiento utilizará una batería de pistolas remolcadas para descargar sonido al suelo marino y se usará una línea de hydrophonos o OBS o ambos para recibir energía reflejada o refrac-tada o ambas. La propuesta batería de pistolas de aire es más grande que aquellas usadas en muchos proyecto sísmicos -- las 20 pistolas tendrán una capacidad total de 8575 in3. Las operaciones rutinarias del navío aparte de aquellas propuestas en el levantamiento sísmico se supone que no afectarán a los mamíferos marinos en sentido biológico de una manera importante. Se han observado fuertes reacciones de esquivación por varias especies de misticetos hacia navíos sísmicos a distancias de 6 a 8 kilómetros (3 .2 a 4.3 mi.n) y ocasionalmente hasta a distancias de 20 - 30 km (10. 8 a 16. 2 mi.n) de la nave. Se sabe de ballenas francas de Groenlandia que evitan las aguas que están dentro de 30 km (16.2 mi.n) de una operación sísmica. No obstante, las reacciones a distancias tan lejos parecen ser atípicas de otras especies de misticetos, y aún respecto a las ballenas francas, dicho comportamiento quizás sólo aplique durante la migración. Además, es improbable que se encuentre a los misticetos durante el estudio planeado fuera de la costa del norte de la península de Yucatán. En caso de que se encuentren, se anticipa que las cantidades sean bajas.

Las reacciones de los odontocetos a pulsos sísmicos, o por lo menos las reacciones de delfines, se anticipan que se extiendan a distancias menores que en el caso de los misticetos. La audición de baja frecuencia de los odontocetos es menos sensible que aquella de los misticetos, y los delfines se avistan a menudo de las naves sísmicas. No obstante, delfines así como otros tipos de odontocetos, a veces manifiestan reacciones de esquivamiento y otros cambios de comportamiento cuando se acercan a operaciones de naves sísmicas.

Tomando en cuenta las medidas a atenuantes planeadas, se espera, generalmente, que los efectos en los cetáceos se limiten a esquivar el área alrededor de la operación sísmica y cambios en comportamiento de corto plazo. En el caso de los misticetos y cachalotes, se espera que las reacciones no van a involucrar más que pequeños números de cetáceos. Nuestro mejor estimado es que < ~1-3% de las poblaciones de las tres especies de mamíferos marinos posiblemente se presenten en el área del proyecto y se expongan a niveles de ruido que pueda resultar en cambios a corto plazo en comportamiento o distribución (Tabla 5). Dichas especies son el tursión, el delfín tornillo, y el delfín manchado del atlántico. Menos del 0.5% y principalmente 0% del resto de las especies puede que ésten expuestos a criterias referente a niveles de ruido. Además, estos estimados se consideran conservadores por lo que probablemente son sobreesti-mados del número de ejemplares de mamíferos marinos que puedan quedar expuestos. Esta posible exposición al sonido sísmico tendrá un impacto marginal en los individuos y ningún impacto importante biológico en sus poblaciones. En cuanto a las especies de delfines, no se han practicado estudios de sus poblaciones en la mayor parte de su extensión en el norte del Océano Atlántico y aguas adyacientes. Por eso, los tamaños de las poblaciones que muestra la tabla 5 se basan en sólo una fracción de sus exten-siones respectivas. Se supone que el tamaño actual de sus poblaciones son mucho mayor que los mostrado en la tabla 4, y por ello el porcentaje de la población expuesta a ≥170 dB será menor que lo estimado.

80

Los muchos casos de tolerancia aparente de parte de cetáceos respecto a la exploración sísmica, tráfico marino, y alguna otra actividad humana muestra que la coexistencia es posible. Medidas atenuantes, tales como el control de velocidad, el ajustar la travesía, uso de observadores, el no perseguir, potenciar las pistolas lentamente y bajar su potencia gradualmente cuando los mamíferos marinos se observen dentro de límites definidos, deberá reducir más la reacción a corto plazo a los disturbios y minimizar todo efecto a la sensibilidad auditiva. En todos los casos, se anticipa que los efectos van a ser de corto plazo, sin consecuencias biológicas duraderas.

Es muy probable que no se encontrarán pinípedos durante el levantamiento sísmico propuesto al norte de la península de Yucatán en el golfo de México. En caso de que se encuentren, serán ejemplares extralimitales. El levantamiento sísmico propuesto tendrá, a lo más, un efecto de corto plazo en su comportamiento y no habrá impactos de largo plazo en individuos o su población. Las reacciones de los pinípedos a disturbios acústicos son variable pero usualmente bastante limitados. Se anticipa que los efectos se limitarán a corto plazo y a cambios de comportamiento localizado.

Se considera improbable que los manatíes serán expuestos a sonidos sísmicos que pudieran inducir cambios de comportamiento durante el curso de la actividad propuesta ya que la ocurrencia de manatíes se considera inusual en el área del estudio propuesto. No ha habido reportes de avistamientos de manatíes vivos en el área propuesta para el estudio desde por lo menos 1994 (Morales-Vela et al. 2003).

(m) Resumen de los efectos potenciales que puede tener el proyecto en las tortugas marinas. Las tortugas marinas pueden oír sonidos frecuencia moderadamente baja. La información limitada de que se dispone indica que el rango de frecuencia donde las tortugas tienen su mejor audición abarca, en general, de 250–300 Hz a 500–700 Hz. La sensibilidad se deteriora cuando el sonido se aleja de estos rangos, ya sea a frecuencias más altas o más bajas. Sin embargo, hay alguna sensibilidad a frecuencias tan bajas como 60 Hz, y probablemente tan bajas como 30 Hz. Por lo tanto, hay una coincidencia substancial en las frecuencias que pueden detectar las tortugas de mar con las frecuencias de los pulsos en las pistolas de aire. Con esto, y en adición al alto nivel de los pulsos de las pistolas, sin duda las tortugas escucharan los sonidos de las pistolas de aire. No tenemos noticia de mediciones de los límites absolutos de la audición de cualquier tortuga de mar respecto a sonidos originados en el mar similares a los disparos de las pistolas de aire. Considerando los altos niveles de la fuente de poder de los disparos y los importantes niveles aún a distancia de muchos kilómetros de la fuente, probablemente las tortugas podrán escuchar vehículos sísmicos a largas distancias. Sin embargo, en ausencia de información confiable y relevante, solo se puede estima qué tan lejos se podrá escuchar un disparo.

Es muy poco lo que se sabe acerca de la audición de las tortugas de mar, o de la importancia de la audición para éstas. Se ha sugerido (Eckert 2000) que las tortugas de mar usan señales pasivas de recepción de señales acústicas para detectar el sonar de las orcas cuando éstas están de cacería; sin embargo, las emisiones de eco localización de la orca son a frecuencias que probablemente son muy altas para ser detectadas por las tortugas de mar. Sin embargo las llamadas de localización de las orcas son a frecuencias tan altas que es posible que las tortugas no las puedan detectar. La capacidad auditiva puede tener un papel importante en la navegación de la tortuga de mar. Sin embargo, estudios recientes sugieren que las claves visuales, magnéticas y por las olas son las principales herramientas de navegación usadas por las tortugas, por lo menos entre recién nacidos y juveniles (Lohmann et al. 1997, 2001; Lohmann and Lohmann 1998). Por lo tanto, el enmascarar puede ser no muy relevante para las tortugas de mar. Aún si las señales acústicas fuesen importantes para las tortugas, su capacidad auditiva es mejor en frecuencias ligeramente más altas (250 a 700 Hz) que en las frecuencias que producen la mayoría de los disparos de las pistolas de aire (<200 Hz), aunque su capacidad auditiva se puede extender hasta las frecuencias de las

81

pistolas. En el caso de que las tortugas de mar requieran de claves acústicas del medio ambiente, el amplio espaciamiento entre los pulsos sísmicos posiblemente les permitiría recibir estas claves aún en la presencia de actividades de investigación sísmica.

Aunque las tortugas de mar pueden ser perturbadas momentáneamente por la actividad propuesta, no hay evidencia que una exposición a los niveles de ruido propuestos pudiera afectar seriamente el acceso a sus bancos de alimentación a largo plazo, y tampoco hay evidencia que pudiese resultar alguna lesión a las tortugas que son expuestas a los niveles de ruido producidos por el Ewing. El potenciamiento de las pistolas puede causar que las tortugas abandonen el área temporalmente, pero cada porción del área de estudio será zonificada para períodos breves en tanto que el navío viaja a una velocidad continua de 4-5 nudos. Cualquier tortuga que quede expuesta a la fuente de sonido estará, por lo tanto, expuesta por períodos breves. En todos los casos se espera que los efectos sean a corto plazo sin que tengan consecuencias biológicas permanentes.

(n) Efectos potenciales que el proyecto sísmico puede tener en peces e invertebrados.

Hasta ahora, la investigación sobre el impacto de energía sísmica en especies no mamíferos ha sido muy limitada. La información disponible a este momento relacionada con los impactos de actividades sísmicas en peces y especies invertebradas, puede ser clasificada en tres categorías: (1) efectos patológicos, (2) efectos fisiológicos y (3) efectos de comportamiento. Los efectos patológicos incluyen daños letales y subletales a los animales; los efectos fisiológicos pueden incluir cambios en los niveles de la composición de su sangre / hemolinfáticas; y los efectos en el comportamiento se refieren a cambios en los comportamientos mostrados por los animales. Estos tres tipos generales de efectos ciertamente se interrelacionan de manera compleja. Por ejemplo, algunos cambios fisiológicos y de comportamiento potencialmente pudieran llevar al efecto patológico final de la mortalidad.

Efectos patológicos – El agua, una posible lesión y/o muerte de organismos expuestos a energía sísmica depende de dos características de la fuente de energía: (1) un pico de presión recibida extremadamente alto, y (2) un tiempo relativamente corto para el potenciamiento y descarga (Hubbs and Rechnitzer 1952 in Wardle et al. 2001). Considerando las características de la batería de pistolas de aire respecto a sus picos de presión y su caída que se usan actualmente, se puede esperar que la zona patológica para los peces e invertebrados se localice a pocos metros de la fuente sísmica.

Existen ejemplos de daños a los peces debido a su exposición a pistolas sísmicas. McCauley et al. (2003) McCauley en 2003 demostró que los oídos de los peces expuestos a una pistola de aire en operación sufrieron daños extensos a su epitelia sensitiva. Es importante reconocer que los pargos rosados que se usaron en este experimento estaban en jaula y sin posibilidad de alejarse de la fuente sísmica (McCauley et al. 2002a, b, 2003). Durante el período de disparos sísmicos, con 1.7 horas de duración, estos peces fueron expuestos a más de 600 disparos a distancias que varían de 5 a 800 metros de la fuente. Los niveles de sonido recibidos fluctuaron entre 158 a 204 dB re 1 µPa 0-pk.; en otras palabras, los pargos estuvieron expuestos a altos niveles acumulativos de energía sísmica.

Los salmones del Atlántico que fueron expuestos a una serie de diez explosiones submarinas en un lapso de 75 minutos (Sverdrup et al. 1994). Comparado con la fuente de las pistolas de aire, las detonaciones explosivas se caracterizan por una presión pico más alta y por un tiempo más rápido de potenciamiento y descarga. Por lo tanto, tienen un potencial mayor para dañar la vida marina. A pesar de esto, no se observó mortalidad entre los salmones inmediatamente después de haber sido expuestos ni durante el período de monitoreo de siete días posteriores a la explosión. Hubo una limitación temporal en parte del sistema vascular pero esta se reparó en menos de una semana. Todos los peces expuestos estaban a menos de 1.5 metros de las explosiones.

82

También se han realizado estudios para investigar los efectos de una exposición sísmica en los huevos y larvas de los peces. A principios de los 1970s Kostyuchenko (1972) expuso huevos y larvas de numerosas especies a varias fuentes sísmicas, incluyendo pistolas de aire y TNT. Aún a distancia tan corta como 0.5-m de la fuente, más del 75% de los huevos sobrevivieron los disparos de las pistolas de aire. La tasa de supervivencia aumentó a 90% a una distancia de 10-m de la fuente emisora. Los niveles de sonido de las pistolas que recibieron los peces fluctuaron entre 215 y 233 dB re 1 µPa 0-pk. Respecto a la exposición al TNT, la supervivencia de los huevos a una distancia de 2 a 10-m de la fuente fue de 20% y 58% respectivamente. Hubo una variación substancial entre las diferentes especias respecto a su tasa de sobrevivencia. Otras fuentes de información acerca de los efectos sísmicos en los huevos de peces y larvas, concluyen que cualquier efecto en su mortalidad no fue substancialmente diferente que el de los grupos de control (Booman et al. 1996; Dalen et al. 1996). Saetre y Ona (1996) aplicaron un modelo matemático de “en el peor de los casos” para investigar los efectos de energía sísmica en huevos y larvas; la conclusión fue que la tasa de mortalidad causada por la exposición sísmica es tan baja cuando es comparada con la tasa de mortandad natural, que el impacto de la investigación sísmica puede ser considerado como insignificante.

También se han nvestigado los impactos patológicos de energía sísmica en especies de inverte-rados marinos. Christian et al. (2003) expuso a la energía de pistolas sísmicas cangrejos adultos machos, y hembras cargadas de huevos, y huevos de cangrejo fertilizados. Cada sesión de disparos consistió en 200 disparos, uno cada 10 segundos. La intensidad de recepción de estos niveles de sonido fluctuó desde 197 hasta 225 dB re 1 µPa 0-pk. Los niveles de energía acumulada que se recibieron fueron muy en exceso a lo que estos animales normalmente estarían expuestos durante una campaña sísmica normal. No se mostró mortalidad aguda o crónica (12 semanas después de haber sido expuestos) para los cangrejos adultos machos y hembras. Se notó una importante diferencia en la tasa de desarrollo entre los huevos fertilizados que fueron expuestos y los que no fueron expuestos. La masa de los huevos expuestos a la energía sísmica tuvo una proporción más alta de huevos menos desarrollados que la masa que no fue expuesta. Se debe hacer notar que ambas masas de huevos vinieron de una sola hembra y que cualquier variabilidad natural que pudiera ser medida no se obtuvo. Sin embargo un resultado tal como este apunta hacia la necesidad de estudios posteriores.

Pearson et al. (1994) expusieron larvas del cangrejo Dungeness en Etapa II a descargas individuales de una batería de siete pistolas sísmicas y compararon su mortalidad y su tasa de desarrollo contra las larvas que no fueron expuestas. Para fines de supervivencia inmediata y a largo plazo, y su tiempo de muda, este experimento de campo no proporcionó ninguna diferencia estadísticamente importante entre las larvas expuestas y las no expuestas, aún en los casos en que los disparos fueron tan cerca como a 1-m (nivel recibido ~ 231 dB re 1 µPa rms). Las exposiciones al sonido recibido que se usaron en este estudio fueron a niveles similares a los que las larvas pudiesen experimentar durante una campaña sísmica real.

Los moluscos Bivalvos del Mar Adriático también fueron expuestos a energía sísmica y evaluados posteriormente (LaBella et al. 1996). No se notaron efectos por la exposición.

Resumen de efectos patológicos – Aunque es posible que haya efectos negativos importantes de la energía sísmica para peces e invertebrados, aparentemente se requiere que se presenten condiciones extremas. Basados en estudios limitados, los peces marinos e invertebrados tendrían que estar extremadamente cerca a una fuente sísmica de alta energía y ser expuestos a numerosas descargas para que éstas pudieran causar cualquier efecto significativo. La mayoría de los estudios presentados anteriormente fueron realizados en escenarios que representan las peores condiciones, y solo algunos de ellos mostraron efectos significativos.

83

Efectos fisiológicos – Las respuestas bioquímicas de los peces marinos e invertebrados a un estrés acústico también han sido estudiadas, aunque de forma limitada. El estudio de las variaciones en los parámetros bioquímicos que han sido impactados por un estrés acústico podría dar alguna indicación del alcance de este estrés, y tal vez pronosticar algún efecto detrimental eventual. Este estrés potencialmente pudiera afectar poblaciones animales al reducir su capacidad reproductiva y la abundancia de adultos.

McCauley et al. (2000a, 200b) usaron varias medidas fisiológicas (niveles de cortisol y glucosa en la sangre, y conteo de glóbulos) para estudiar los efectos fisiológicos de exposición a energía sísmica en varias especies de peces, calamares y jibia. No se detectaron efectos fisiológicos por los aumentos de estrés que se pueden atribuir a la actividad sísmica. Sverdrup et al. (1994), concluyó que el salmón del Atlántico sujeto a estrés acústico libera hormonas primarias antiestrés, adrenalina y cortisol como una respuesta bioquímica, aunque hubieron diferentes patrones de aumentos retrasados de los diferentes indicadores. Chernas europeas, enjauladas, fueron expuestas a la energía de una batería de 16 pistolas sísmicas a distancias que variaron entre 180 y 6500-m (Santulli et al. 1999). Los niveles de sonido recibidos fluctuaron de 180 a 210 re 1 µPa o-pk. Se identificaron numerosas respuestas bioquímicas (cambios en los niveles de cortisol, glucosa y lactatos) pero todos regresaron a sus niveles fisiológicos normales dentro de las 72 horas de haber sido expuestos.

Los indicadores de estrés hemolinfáticos del cangrejo macho adulto fueron monitoreados después de haber sido expuestos a energía sísmica (Christian et al. 2003). Se tomaron muestras hemolinfáticas de cangrejos expuestos y no expuestos inmediatamente después de haber sido expuestos a niveles de sonido recibidos de 197 a 225 dB re 1 µPa o-pk; no hubo diferencias importantes entre los animales expuestos y los no expuestos en términos de indicadores de estrés (por ejemplo, proteínas, enzimas, y conteos de sangre).

Resumen de efectos fisiológicos – El monitoreo bioquímico de peces e invertebrados que han sido expuestos a energía sísmica se ha realizado a niveles limitados. Los peces tienden a mostrar una respuesta bioquímica al estrés acústico, pero estas modificaciones en los niveles de varios parámetros es aparentemente temporal. Las pruebas bioquímicas hechas a los cangrejos no mostraron ningún indicador de estrés bioquímico de importancia en las diferencias entre los cangrejos expuestos y los no expuestos.

Efectos en el comportamiento – Debido a la falta relativa de efectos patológicos y fisiológicos importantes a la exposición de energía sísmica en peces marinos e invertebrados, reportada hasta ahora, la mayor preocupación se centra en los posibles efectos de exposición a energía sísmica en la distribución, patrones de migración y posibilidad de captura de los peces (por ejemplo efectos en el comportamiento). Existe la necesidad de mayor información sobre exactamente qué efecto pueden tener estas fuentes en los patrones detallados de comportamiento de peces e invertebrados a diferentes distancias.

Detección acústica de peces e invertebrados – Entre los peces, se han identificado por lo menos dos formas en que los sonidos llegan al oído. La primera y más primitiva es la conducción del sonido directamente del agua a los tejidos y huesos. El cuerpo del pez absorbe el movimiento de partículas acús-ticas de sonido, y la estimulación subsiguiente de los cabellos ocurre debido a la diferencia en la inercia entre las células de pelo y sus recubrimientos otolíticos. La segunda ruta que sigue el sonido hasta los oídos es indirecta. La vejiga de natación y otras burbujas de gas cerca de los oídos se expanden y contraen en volumen, como respuesta a las fluctuaciones en las presiones del sonido, y este movimiento es trans-mitido a los otolitos. Aparentemente solo algunas especies de peces tienen sensibilidad a la presión del sonido a través de esta ruta indirecta hacia sus oídos, y se les conoce como “especialistas del oído”. La sensibilidad a altas presiones de sonido en los especialistas del sonido, y su rango de frecuencia de detec-ción alta se extiende más allá que el de aquellas especies que escuchan solamente por la ruta directa descrita previamente. Las especies que tienen solo esta ruta directa se conocen como “generalistas del oído” (Fay y Popper 1999). Comúnmente, la mayoría de los peces detectan el sonido de frecuencias hasta

84

2000 Hz, pero como se a indicado, otras especies tienen rangos de detección que se extienden a frecuen-cias mucho más elevadas.

Los peces también tienen líneas laterales para detectar movimientos en el agua. El estímulo esencial para estas líneas naturales consiste en un movimiento diferencial del agua entre la superficie del cuerpo y el agua que lo rodea. Esta línea natural se usa generalmente en conjunto con otra información sensorial, incluyendo la audición (Coombs and Montgomery 1999).

Debido a que los invertebrados no tienen cavidades llenas de aire, y con frecuencia tienen la misma densidad que el agua, estos invertebrados detectan la acústica submarina en forma diferente que los peces. En vez de tener sensibilidad a la presión, aparentemente los invertebrados son más sensitivos al desplazamiento de partículas. Sin embargo, su sensitividad al desplazamiento de partículas y a la estimulación hidrodinámica parece ser limitada, comparándola con los peces. Por ejemplo, los decápodos, que tienen una gran cantidad de receptores en forma de cabellos tanto dentro como en la parte superior de la superficie de su cuerpo que pudieran potencialmente responder a los desplazamientos del agua o del substrato. Estos también están equipados con una abundancia de órganos proprioceptivos que pueden servir como receptor secundario para percibir vibraciones. Aparentemente, los crustáceos son más sensitivos a sonidos a bajas frecuencias < 1000 Hz (Budelmann 1992; Popper et al. 2001).

Producción de sonido por peces e invertebrados – Muchos peces e invertebrados también son capaces de producir sonidos. Se cree que estos sonidos se usan para comunicación en una amplia gama de contextos de comportamiento y ambientales. Los comportamientos que se asocian con mayor frecuencia con la comunicación acústica incluyen el comportamiento territorial, búsqueda de pareja para aparear, agresión y cortejo. La producción de sonidos proporciona un medio de comunicación a larga distancia, así como cuando la visibilidad bajo el agua es limitada (Zelick et al. 1999).

Ejemplos de efectos de una energía sísmica en el comportamiento – Los estudios que investigan los posibles efectos de energías sísmicas en el comportamiento de peces e invertebrados han sido realizados en animales libres y animales enjaulados.

Los estudios enfocados a un cambio en la tasa de captura, consideran los efectos sísmicos potenciales en escalas espaciales y temporales más grandes de lo que son típicas para estudios a corta distancia, usualmente con animales enjaulados (Hirst and Rodhouse 2000).

Engås et al. (1996) evaluaron los efectos de una campaña sísmica en el comportamiento del bacalao y eglefino, trazando un mapa acústico y técnicas de pesca comercial. La cartografía y pesca se realizaron antes, durante y después de una campaña sísmica (Fuente: 249 dB re 1µPa o-pk 1-m) a varias distancias del área en estudio. En general, sus resultados indicaron que la abundancia de peces disminuyó en el área de investigación, y la disminución en la abundancia de la tasa de captura se atenuó conforme se alejaba del área de investigación. Engås et al. (1996) encontró que la abundancia de peces y la tasa de captura no ha regresado a los niveles previos a los disparos cinco días después de la suspensión de los disparos.

Otros estudios que usan la tasa de captura de los peces como un indicador de cambios en el comportamiento también mostraron tasas de captura más reducidas, particularmente en la vecindad inmediata de la campaña sísmica (Løkkeborg 1991; Skalski et al. 1992). Hay información anecdótica que indica que la tasa de captura del cangrejo mostró una reducción significativa inmediatamente después del paso del navío sísmico. Otra información anecdótica de Newfoundland, Canadá, indica que un banco de camarones detectado en el sonar de un buque pesquero se desplazó a mayor profundidad y se alejó de la proximidad a la fuente sísmica. Estos efectos fueron temporales en ambas anécdotas, del cangrejo y de los camarones.

Christian et al. (2003) realizó una pesca comercial experimental de cangrejo antes y después de que el área fue expuesta a disparos sísmicos. Aunque la información resultante no es concluyente, no

85

hubo una disminución drástica en la tasa de captura después de que comenzaron los disparos sísmicos. Otra investigación del comportamiento por Christian et al. (2003) consideró cangrejos en jaula, con la jaula posicionada a 50-metros debajo de una batería de siete pistolas, y observando las respuestas inmediatas de los cangrejos al inicio de los disparos sísmicos mediante una cámara submarina a control remoto. No se observaron ningunos comportamientos obvios de sobresalto.

Los peces marinos que habitan en los arrecifes de la costa de Escocia fueron monitoreados por telemetría y cámaras remotas con anterioridad, durante y después de disparos con pistola de aire (Wardle et al. 2001). Los niveles de sonido recibido fluctuaron de 195 a 210 dB re 1µPa o-pk. Aunque sí se observaron algunas respuestas de sobresalto, los disparos de pistolas sísmicas tuvieron muy poco efecto general en el comportamiento diario de los peces residentes.

Durante otros estudios sobre los efectos del sonido en el comportamiento de los peces, también se han utilizado peces enjaulados o confinados. Tales experimentos fueron realizados en Australia, usando peces, calamares y jibia como sujetos (McCauley et al. 2000a, b). Las observaciones del comportamiento de los peces más comunes incluyeron respuesta al sobresalto, desplazamientos más rápidos, mudanza a la parte más alejada de la fuente sísmica (i.e., evitamiento), y un eventual acostumbramiento. El comportamiento de los peces regresó a la condición presísmica de 15 a 30 minutos después de la suspensión de los disparos. Los calamares mostraron la respuesta al sobresalto más fuerte desde el principio de los disparos de las pistolas más próximas, mediante la liberación de su tinta y/o alejándose rápidamente de la fuente. El nivel de sonido recibido por los calamares fue de ~174 dB re 1µPa rms. Los calamares usaron consistentemente su “sombra de sonido” en la superficie, donde la intensidad del sonido era de 10-12 dB menos que a una profundidad de 3-m. Estos experimentos proporcionan más evidencia de que el comportamiento de peces e invertebrados se modificará a cierto nivel de sonido recibido. De nuevo, estos cambios en el comportamiento son aparentemente temporales.

Otras especies que participaron en el estudio que han indicado respuestas en su comportamiento a sonidos submarinos, incluyen la cherna de roca o rascario (Pearson et al. 1992), arenque del Pacífico (Schwarz y Greer 1984), y arenque del Atlántico (Blaxter et al. 1981).

Resumen de los efectos en el comportamiento – Como es el caso en los efectos patológicos y fisiológicos de actividad sísmica en peces e invertebrados, los estudios sobre los efectos en el comporta-miento han indicado que hay una variación substancial entre y dentro de las diferentes especies. El cambio en el comportamiento que se observa en algunos peces e invertebrados aparentemente es de una naturaleza temporal. Al mismo tiempo, los cambios en el comportamiento en peces marinos e inverte-brados pudieran tener mayor efecto en los momentos más críticos de la vida de estos animales (por ejemplo, la época de desove y migración) que en épocas menos críticas.

Impactos sísmicos en los peces e invertebrados en relación a las aguas al norte de la Península de Yucatán en el Golfo de México – Basados en la información reunida de entrevistas recientes con pescadores y buzos locales de la Península de Yucatán, los principales animales marinos que se capturan localmente, incluyen varias especies de pulpos, langostinos (crustáceos decápodos) y varias especies de peces. La garupa o mero (Epinephelus morio) es una especie importante para la pesca comercial.

De acuerdo a datos específicos de la investigación, el nivel más alto de la fuente sísmica es alrededor de 255 dB re 1 µPa a 1-m y todos los disparos ocurrirán en aguas <100-m. Basados en una distribución esférica, los niveles de sonido que se reciben en el fondo, directamente debajo de la fuente, serán de aproximadamente 215 dB o más. Los niveles recibidos de magnitud similar han sido medidos en algunos de los estudios descritos anteriormente. Los pulpos, langostinos y peces son especies de alta movilidad, y por lo tanto, se pueden alejar de la fuente de sonido si es necesario. Consecuentemente, la probabilidad de daño patológico a los peces e invertebrados que habitan ésta área es baja. Podrían ocurrir efectos fisiológicos, pero es muy probable que estas fluctuaciones bioquímicas regresen a su condición

86

normal después de un período breve. La mejor mitigación de los efectos en el comportamiento es la de minimizar la exposición de estos animales a la energía sísmica durante los momentos más críticos de su vida (por ejemplo, desove, migración y apareamiento). Hay indicaciones de que los efectos en el comportamiento durante estos tiempos críticos pudieran ser potencialmente más serios. (o) Efectos potenciales de la campaña sísmica en submarinistas humanos

Los buzos humanos que trabajan en las cercanías de buques que hacen disparos sísmicos activamente, están en riesgo de daños al oído, desorientación, y molestias causadas por su exposición a sonidos intensos, dependiendo del nivel de su exposición al sonido (por ejemplo, el nivel de sonido recibido y la cercanía del buzo a la fuente) y otros factores. Aunque el daño a los tejidos es teóricamente posible, se puede dar por descontado para fines prácticos, debido a que los niveles de presión del sonido necesarios para causar tal daño tendrían que llegar a producir efectos audio vestibulares intolerables para el buzo, a una distancia de la fuente muy lejana de lo que sería necesario para provocar otras lesiones en los tejidos (The Diving Medical Advisory Committee 1979). También es de preocupación el inducir “la enfermedad del buzo”, ya sea por un asenso demasiado rápido, debido a miedo, o por el crecimiento de las burbujas inducido por la vibración en tejidos y sangre humanos. Las profundidades del agua en el área estudiada son demasiado bajas; en nuestra apreciación, para que esto sea un problema en el escenario del proyecto que se ha planeado.

Se considera que los buzos que trabajan con casco están protegidos de muchos de los efectos de fuentes de ruidos altos, en tanto que los buzos que usan capucha de neopreno o bien, que no tienen protección en su cabeza están en riesgo mayor. El Comité Consultivo Médico para el Buceo (1979) recomienda que los buzos que no tienen protección deben ser limitados a niveles de presión de sonido que no excedan 175 dB, por lo que los buzos que usan capucha deben limitarse a niveles que no excedan 185 dB.

La mayor parte de las investigaciones sobre los efectos de impulsos de presión bajo el agua en humanos ha sido realizada para varias marinas del mundo, y virtualmente toda esta investigación ha sido en función de fuentes explosivas. El grupo que tiene más experiencia en esta área es la industria de la exploración y producción marina de petróleo. Los buzos con casco o con Scuba generalmente inspec-cionan, dan servicio y reparan plataformas de perforación y de producción, así como líneas de tubería en las mismas áreas donde se están realizando las campañas sísmicas. Las recomendaciones que están al alcance del público varían entre 1500 y 2000 m como distancia mínima entre cualquier buzo y una batería de pistolas (Phillips 66, Nova Scotia Offshore Area Petroleum Geophysical Operations Regulations 1997). Estas distancias mínimas tienen por objeto prevenir molestias y lesiones en los buzos, y por lo tanto están muy por arriba de las distancias que pudieran resultar en una posible lesión.

Los lineamientos de la Marina de los EU. sobre la exposición de buzos a diferentes sistemas de sonar submarinos varían en forma importante, de acuerdo al sistema y a cómo se produce dicho sonido. El apéndice 1A del Manual de Buzos de la Marina de los EU. limita la exposición del buzo a sonares de búsqueda 53-C a 190 dB por una hora al día. Por el otro lado, otras recomendaciones más recientes limitan la exposición del buzo a un sónar LFA (Low Frequency Active) a 145 dB. Como se indica en el reporte del taller de ONR de 1998 (Gisiner, 1998), esta diferencia es debida a la calidad resonante y a la duración de las señales LFA. Las señales de impulso de baja frecuencia, repetitivas, tales como las que se generan en una campaña sísmica, son predecibles y mucho menos angustiosas para los buzos.

87

Efectos Acumulativos Los efectos acumulativos se refieren a los impactos en el medio ambiente que pueden resultar de

una combinación de actividades humanas pasadas, existentes e inminentes. Los efectos acumulativos pueden incluir causas múltiples, efectos múltiples, efectos en actividades en más de una locación, y en eventos recurrentes. Las actividades humanas en la región propuesta para la campaña sísmica en la costa de la Península de Yucatán incluyen exploración y producción de petróleo y gas, tráfico de navíos comerciales y recreacionales, pesca y desarrollo costero enfocado al turismo. Estas actividades, cuando se realizan separadamente o en combinación con otras actividades, podrían afectar a los mamíferos marinos y tortugas de mar. (a) Industria del petróleo y del gas

México es un importante productor de petróleo que no pertenece a la OPEP. México tiene la cuarta reserva confirmada más grande de petróleo crudo en el hemisferio occidental, después de Canadá, Venezuela y los Estados Unidos, de 12.6 billones de barriles. Durante los primeros 10 meses de 2002, México produjo aproximadamente 3.6 millones de barriles por día (bbl/d) de petróleo, de los cuales, aproximadamente 3.2 millones (bbl/d) fueron petróleo crudo. México consumió aproximadamente 1.9 millones (bbl/d) de petróleo en 2002, resultando en exportaciones netas de aproximadamente 1.7 millones (bbl/d). Cerca de 1.5 millones (bbl/d) de estas exportaciones fueron enviadas a los Estados Unidos, haciendo a México el tercer proveedor extranjero de petróleo más importante para los Estados Unidos. Durante este período, México clasificó como el cuarto productor de petróleo más grande (incluyendo crudo, condensado, gas natural líquido y refinería), después de los Estados Unidos, Arabia Saudita y Rusia. Entre 2000 y 2010, está proyectado que el suministro de petróleo mexicano crezca a 4.4 mb/d (Masuda 2000).

La parte sur del Golfo de México es un área de importancia para el procesamiento y el embarque del petróleo, con varias refinerías e instalaciones de almacenamiento. La industria del petróleo y gas en esta área se caracteriza por plataformas de producción, tráfico de buques tanque, campañas sísmicas, destrucción de plataformas con explosivos en áreas ya expiradas, así como de apoyo aeronáutico y naviero. Las fuentes de contaminación por actividades de petróleo y gas incluyen derrames de buques tanques, derrames, descargas rutinarias, (agua de producción, lodos de perforación y desperdicios), y potencialmente explosiones e incendios en las plataformas. La contaminación por petróleo puede tener un impacto en el medio ambiente, en los ecosistemas de la costa y marinos, tales como arrecifes de coral, bosques de manglares, mariscos de concha, peces, mamíferos marinos y tortugas de mar. La plataforma continental del Golfo de México se distingue por una intensa filtración natural de hidrocarburos líquidos y gaseosos. Algunos autores creen que esto puede conducir a la formación de manchas de petróleo y masas de alquitrán o chapopote en la superficie del mar, lo que hace que la identificación y evaluación de la contaminación antropogénica del petróleo sea más difícil. De cualquier forma, la aportación por fuentes naturales de hidrocarburos de petróleo al Golfo de México es mayor que en muchas otras áreas (Offshore-Environment 2003).

Aproximadamente el 75% de la producción de petróleo crudo de México viene de la Bahía de Campeche, localizada en el Golfo de México al oeste de la Península de Yucatán (EIA 2003). La mayor parte del petróleo producido en Campeche es el característico petróleo crudo pesado (22 API) conocido como Maya-22. El petróleo Maya representa ~70% de la producción total del país, ~80% de las exportaciones de petróleo mexicano. El campo más productivo en la Bahía de Campeche, que es el soporte de la industria petrolera mexicana es Cantarell, que está localizado aproximadamente a 80 millas mar adentro y produce ~1.7 millones de bbl/d de petróleo Maya-22. El campo Cantarell (que se refiere a un complejo de cuatro grandes sitios: Akal, Nohoch, Chac y Kutz) ha perdido la presión natural, que le es esencial, desde su descubrimiento en 1976, y hasta últimamente ha venido experimentando tasas

88

decrecientes de producción. En 1997, Pemex inició un programa de inyección de nitrógeno, diseñado para mantener la presión necesaria en los pozos de este campo, al inyectar nitrógeno en el depósito. Este proyecto se terminó a finales de noviembre de 2001, conjuntamente con la decisión de México de reducir sus exportaciones en cooperación con la OPEP. A la expiración a mediados de 2002 del límite que México puso a sus exportaciones, Cantarell comenzó a mostrar importantes signos de recuperación, y para noviembre de 2002, la producción diaria de Cantarell era de casi 370,000 bbl/d arriba del nivel de 2001- Pemex tiene planeado continuar el desarrollo de Cantarell, y espera llegar a una producción de 2.23 millones de barriles por día en 2004. También, Pemex tiene la confianza de que el campo Sihil, todavía no explotado, que se localiza debajo del campo Cantarell pueda contener tanto como 1.4 billones de barriles de petróleo y la correspondiente cantidad de gas natural (EIA 2003).

México tiene reservas de gas natural comprobadas de 8.8 trillones de pies cúbicos (Tcf), con una producción en el año 2000 de alrededor de 1.33 Tcf y un consumo de alrededor de 1.38 Tcf. Las reservas estimadas de gas natural de México fueron ajustadas hacia abajo, junto con sus reservas de petróleo crudo, en septiembre de 2002 (EIA 2003). Aunque este país es el sexto en cuanto a reservas de gas natural del hemisferio occidental (después de los Estados Unidos, Venezuela, Canadá, Argentina y Bolivia), hasta últimas fechas México ha dejado de lado la exploración y desarrollo de sus fuentes de gas natural, y la producción ha aumentado solo modestamente desde 1980. Las reservas existentes de gas natural de México se localizan principalmente en los estados sudorientales de Tabasco y Chiapas. En marzo de 2002, Pemex anunció el descubrimiento de tres nuevos campos de gas natural en el estado de Veracruz, que se localiza a lo largo del Golfo de México hacia el norte. Las perforaciones preliminares que se terminaron en mayo de 2002 han indicado que uno de sus campos, Lankahuasa, en aguas del Golfo, pudiera contener hasta 1 Tcf de gas natural. Pemex ha calculado que, combinado con los otros dos campos: Playuela y Hap, estos nuevos descubrimientos podrían significar tanto como el 25% de las reservas totales de gas natural que tiene México. Pemex estima que el campo Lankahuasa pudiera iniciar producción en 2003. El campo Cantarell también contiene reservas de gas natural en cantidades significativas, aunque la mayoría del gas está siendo quemando actualmente. (b) Pesca comercial y submarinistas humano

México es miembro de la comisión de Pesca del Atlántico Occidental Central (FAO 2003). La porción Mexicana del Golfo de México y las aguas del Caribe producen camarón cherna, corbina, pargo, macarela, robalo y lisa. Hay especies de particular importancia económica y social en el Golfo de México, incluyendo el camarón café (Penaeus aztecus), el camarón blanco (P. setiferus), el camarón rosado (P. duorarum), pulpo (Octopus maya), mero o garupa (Epinephelus morio), y la almeja de agua salobre (Rangia cuneata). Ciertas especies, tales como el camarón, langosta, abulón, almeja, corbina, garupa y tortuga de mar, han sido reservadas para las más de 284 cooperativas pesqueras del país, que en conjunto tienen más de 39,000 miembros (Library of Congress 1996).

Hay dos preocupaciones principales sobre los impactos acumulativos en mamíferos marinos y tortugas de mar respecto a problemas potenciales con su pesca, incluyendo el ruido y el enredo de los animales. Puede haber un evitamiento localizado de buques pesqueros por parte de los mamíferos en el área sísmica. Además, los enredos pueden producir mortandad entre los mamíferos marinos y tortugas de mar. Reportes anecdóticos han sugerido que la captura accidental de la tortuga de mar puede aumentar a consecuencia de campañas sísmicas (T. Owens, pers. comm. 2004), pero estas preocupaciones no han sido confirmadas en la literatura (R. Fechhelm, LGL ltd., pers. com. 2004).

Cualquier impacto en el submarinismo en el área propuesta para el estudio sería temporal. Debido a que el buceo comercial de la langosta estará cerrado durante el período propuesto para el estudio, la

89

actividad sísmica posiblemente afectaría el buceo deportivo o recreacional. El único efecto que se prevé es el desplazamiento de los buzos hacia fuera de esta área. No se encontró información respecto a restricciones (ya sea por reglamento o relacionadas con el clima) en el área donde hay cenotes en el mar. Es imposible de estimar la probabilidad de que estén presentes buzos recreacionales y comerciales en el área propuesta de zonificación. Debido a que el Arrecife Alacranes está abierto durante el período propuesto para el estudio, es probable que los buzos estén investigando los arrecifes y cenotes del área. El mejor método para evitar impactar a los buzos sería que estos evitaran áreas de buceo conocidas, particularmente el National Marine Park.

(c) Tráfico marítimo y ruido de los navíos

El ruido de los navíos pudiera afectar a los animales marinos en el área de estudio propuesta. Generalmente, el ruido generado por los navíos domina los ruidos ambientales en frecuencias que van de 20 hasta 300 Hz (Richardson et al. 1995). Se cree que las ballenas sin dientes son más sensitivas a sonidos en estas bajas frecuencias que las ballenas dentadas. Puede haber algún esquivamiento localizado por parte de los mamíferos marinos de buques comerciales que operan rutinariamente en y cerca del área propuesta para la compañía sísmica. El tráfico marítimo en el área propuesta consistirá de navíos usados en la industria del petróleo y gas, buques de pesca, así como otros buques comerciales (carga y de viajes de placer). Aunque no hay datos específicos disponibles, claramente hay una extensa actividad comercial en el área general de este estudio. Varias rutas de comercio internacional, de primera importancia, transitan por el área de estudio, dirigiéndose a y proviniendo del Canal de Panamá, que conecta el Océano Pacífico con el Atlántico (IHO 2003), así como a los puertos en las costas de Texas y Luisiana. Adicionalmente, también hay rutas marítimas regionales que transitan por el área de estudio (IHO 2003). La campaña sísmica propuesta consistirá de un total de 3313 Km. lineales (1789 n.mi.), que es una porción muy pequeña del tráfico combinado en el área.

(d) Cacería

Legalmente no se puede cazar mamíferos marinos en aguas territoriales mexicanas. En 2002, el gobierno Mexicano designó el Santuario Mexicano de la Ballena (Mexican Whale Sanctuary) en la totalidad de su zona EEZ (zona económica exclusiva). Este santuario de ballenas cubre un área de aproximadamente 3 millones km2, convirtiéndolo en el Santuario Nacional para Ballenas más grande del mundo. La designación de este santuario para ballenas es una continuación a la modificación de la Ley de la Vida Silvestre de México de 2002, que prohibía toda cacería de ballenas en México para propósitos comerciales o de subsistencia, y coloca a todas las especies de cetáceos bajo protección especial.

(e) Impacto acumulativo en las tortugas de mar

Las principales amenazas a las tortugas de mar en la Península de Yucatán incluyen la cacería clandestina, la recolección de huevos, desarrollo costero, turismo incremental que incluye playas que son obstruidas con luces y sillas, minería en la arena de la playa, tráfico peatonal, derrames de petróleo, acci-dentes marítimos, enredamiento en equipo de pesca, ingestión de desperdicios plásticos y marinos, y destrucción del hábitat de alimentación en los arrecifes de coral y en los lechos de algas (Horrocks 1992; Marcovaldi et al. 2003). Aunque ha habido reportes anecdóticos sobre un aumento en la captura acciden-tal de las tortugas de mar en las redes de pesca después de actividades sísmicas, no se ha encontrado evi-dencia documentada que respalde estos reportes (R. Fechhelm, pers. com. 2004). Tanto México como los Estados Unidos firmaron la Convención Interamericana para la Protección y Conservación de Tortugas de

90

Mar. (Seaturtle.org 1998). Esta convención es el único tratado internacional dedicado a la conservación de las tortugas de mar y sus hábitats. La Convención Interamericana le da gran importancia a la conserva-ción ambiental, así como a la reducción de la captura accidental mediante el desarrollo de equipo y prácticas de pesca que sean más selectivos, por ejemplo, el uso de los Trawling Efficiency Devices (tam-bién conocido como aparatos para excluir tortugas - TEDs).

(f) Resumen de los impactos acumulativos

se espera que los impactos potenciales acumulativos de la campaña sísmica propuesta por L-DEO en la costa norte de Yucatán tengan un incremento muy pequeño (y a corto plazo) cuando se ven a la luz de otras actividades humanas dentro del área de estudio, particularmente la industria del petróleo y el gas, así como la pesca comercial. La industria del petróleo y gas en la región se caracteriza por plataformas de producción, tráfico de buques tanque, campañas sísmicas, y apoyo proporcionado por aeronaves y otros buques de abastecimiento. Las actividades de pesca también son importantes regionalmente, ya que hay cientos de buques que participan en la pesca comercial y recreacional dentro de esta área.

La actividad propuesta por L-DEO considera un solo navío y consiste de una campaña sísmica total de 3313 Km. (1789 n.mi.), que será una proporción muy pequeña del tráfico marítimo combinado en el área. Adicionalmente, a diferencia de otras actividades rutinarias y continuas, tales como la pesca, no se espera que las actividades de L-DEO resulten en lesiones o muertes de mamíferos marinos o tortugas de mar. Los sonidos de las pistolas de aire para la campaña sísmica tendrán niveles de origen más altos que el sonido que produce la mayoría de las otras actividades humanas en el área. Adicionalmente, el sonido de las pistolas será intermitente y de corta duración, en contraste a los ruidos de las otras fuentes que tienen presiones máximas más bajas, pero que ocurren continuamente durante períodos extendidos. Por la adopción de las medidas de mitigación indicadas en este documento, también se reducirán los impactos y por lo tanto se limitará eficazmente la probabilidad de que las actividades de L-DEO puedan contribuir a los impactos acumulativos a largo plazo en la región. Impactos inevitables

Estos impactos inevitables en las especies que están presentes en el área de estudios propuesta en la costa norte de la Península de Yucatán en el Golfo de México, estarán limitados a posibles cambios de comportamiento a corto plazo y a una distribución local limitada al período y/o localización de la cam-paña sísmica en ese momento. No se anticipa que haya efectos a largo plazo o significativos en cualquiera de estos mamíferos marinos o en las poblaciones a las que pertenecen. Se espera que los efectos poten-ciales de reclutamiento o sobrevivencia sean despreciables. Los impactos inevitables con tortugas de mar y peces también estarán limitados a posibles cambios en su comportamiento a corto plazo y a la distribu-ción local de los animales, individualmente. También se considera que los impactos inevitables a los pescadores comerciales y buzos estarán limitados a un desplazamiento a corto plazo debido a la presencia del navío sísmico.

91

VI. ESTRATEGIA DE MITIGACIÓN Y MONITOREO DE LOS IMPACTOS AMBIENTALES

Medidas de mitigación para mamíferos marinos y tortugas de mar Se anticipa que el número de animales individuales que tengan un encuentro cercano durante las actividades propuestas será pequeño en relación al tamaño de la población de la región. Con el monitoreo propuesto, la disminución de potencia y el apagado total, y las provisiones para el potenciamiento (ver abajo), se puede esperar que los efectos en estos individuos sean limitados a otro cambio en su comportamiento. Se espera que los impactos en estas especies y poblaciones sean de poco alcance. No se sabe que ocurran concentraciones de mamíferos marinos en el área propuesta para el estudio. Varias especies de tortugas de mar anidan en la Península de Yucatán (carey, verde y caguama). La temporada de apareamiento comienza en abril y termina en septiembre, aunque algunas, como el laúd, pueden comenzar su apareamiento desde marzo. Aunque existe un traslape entre el proyecto planeado y la temporada de apareamiento de las tortugas, no se esperan grandes concentraciones de tortugas en edad reproductiva durante el período planeado para la actividad en el área de investigación.

Para minimizar la probabilidad de que ocurran impactos en estas especies y su población, L-DEO coordinará todas las actividades con las autoridades mexicanas pertinentes, y las agencias federales de los Estados Unidos (particularmente NMFS). Se cumplirá con todas las reglamentaciones ambientales mexicanas.

Las siguientes subsecciones proporcionan información más detallada sobre las medidas de mitigación que son parte integral de las actividades planeadas. (a) Diseño de la batería de pistolas de aire La fuente de sonido que será desplegada desde el vehículo sísmico durante la travesía por el Cráter Chicxulub consiste en una batería de 20 pistolas de aire. Esta batería tiene un volumen total de 8575 in3, y las pistolas individuales varían en capacidad desde 80 hasta 850 in3. Esta batería será remolcada a una profundidad de 7.5 m (25 ft). La presión de operación será 2000 psi. Las 20 pistolas estarán espaciadas en un área aproximada de 35 m o 115 ft (perpendicular a la dirección de la travesía) por 9 m o 30 ft (en la dirección de la travesía) (ver Fig. 2).

Esta batería de 20 pistolas tendrá el pico de su nivel de sonido en la fuente de 255 dB re 1 µPa · m, o 262 dB de pico a pico, y un estimado para la banda de hasta ~250 Hz. Este es el nivel nominal de la fuente para un solo sonido dirigido hacia abajo, que representa un nivel teórico cercano a una fuente de un solo punto emitiendo el mismo sonido que emite esta batería de 20 fuentes. Debido a que la fuente actual es una fuente de sonido distribuida entre 20 pistolas, en vez de una fuente de un solo punto, el nivel de sonido medible más alto en cualquier punto en el agua será menor al nivel nominal de la fuente (Caldwell and Dragoset 2000). Adicionalmente debido a la naturaleza direccional del sonido a partir de la batería de pistolas, el nivel real de la fuente para el sonido que se programa en direcciones casi horizontales será substancialmente inferior. La naturaleza direccional de esta batería de 20 pistolas es un importante factor de mitigación. Esta direccionalidad resultará en niveles de sonidos reducidos a cualquier distancia horizontal de lo que se podría esperar a esa misma distancia si la fuente fuese omnidireccional y operando al nivel nominal de su fuente.

92

(b) Monitoreo de mamíferos marinos y tortugas de mar.

Observaciones visuales – Los observadores a bordo del buque deberán monitorear a los mamíferos marinos y tortugas de mar cerca del buque sísmico durante todas las operaciones con pistolas durante el día y durante los inicios de carga a las pistolas durante la noche. Las operaciones de las pistolas serán suspendidas cuando se observen mamíferos marinos o tortugas de mar dentro o a punto de entrar a los radios de seguridad designados (ver abajo) y exista la posibilidad de producir efectos en la audición u otros efectos físicos. Los observadores a bordo estarán en busca de mamíferos marinos cerca del buque sísmico durante los períodos de disparo a la luz del día, y por lo menos 30 minutos antes del inicio de las operaciones de pistolas, y también cuando haya un período largo de inactividad de las pistolas de aire. De ser posible, se harán observaciones en períodos con luz del día aunque no haya operaciones con las pistolas de aire. Los observadores no estarán de turno durante las operaciones sísmicas de noche. Por la noche, el personal del puente de mando estará alerta para detectar mamíferos marinos (tanto como sea práctico) y ellos pedirán el despotenciamiento de las pistolas si se observan mamíferos marinos en o a punto de entrar al radio de seguridad. Si las pistolas de aire son potenciadas de noche, habrá dos observadores de mamíferos marinos para monitorear estos mamíferos cerca del navío desde 30 minutos antes del potenciamiento, y deberán usar instrumentos o aparatos de visión nocturna (NVDs).

Durante las operaciones sísmicas al norte de la Península de Yucatán, habrá por lo menos cuatro observadores de base en el navío, y por lo menos dos habrán recibido entrenamiento en biología. Estos observadores serán nombrados por L-DEO con la aprobación de SEMARNAP y NMFS. Normalmente, solamente un observador hará el monitoreo de los mamíferos marinos cerca del vehículo sísmico durante las operaciones sísmicas continuas a la luz del día. Los observadores estarán de turno por períodos no mayores a cuatro horas. El segundo observador también estará de turno parte del tiempo, incluyendo los períodos de 30 minutos que preceden al arranque de las pistolas de aire y durante su potenciamiento. El uso de dos observadores simultáneamente debe aumentar la cantidad de mamíferos marinos que se detecten cerca del navío. En adición a los observadores de mamíferos marinos dedicados, el personal del puente también asistirá en la detección de mamíferos marinos y en implementar los requisitos de mitigación, y antes de iniciar esta campaña sísmica se darán instrucciones sobre cómo hacer esto.

El Ewing es una plataforma idónea para observaciones. Al estar ubicado en el puente superior, el nivel de la vista será 14.4 m (47.2 ft) sobre el nivel del mar, y el observador tendrá una buena visibilidad hacia cualquier parte del buque (con pequeñas obstrucciones en el estribor del navío). Si se vigila desde el puente de mando, el nivel visual del observador estará a 11 m (36 ft) sobre el nivel del mar, permitiendo buena visibilidad dentro de un arco de 210º. El/los observadores escrutarán sistemáticamente el área alrededor del buque con binoculares de retícula (por ejemplo 7 × 50 Fujinon) y a simple vista durante la luz del día. Adicionalmente, también habrá disponibilidad de binoculares Big Eye (25 x 150). Para la noche, se tendrá acceso a equipo para visión nocturna (intensificador binocular de imagen ITT F500 F500 Series Generation 3, o su equivalente), por si es requerido. También habrá binoculares láser con capacidad de medición de distancias (Leica LRF 1200 o equivalente) para ayudar en la estimación de las distancias (estos son de gran utilidad en la capacitación de observadores para que aprendan a estimar distancias visualmente, pero generalmente no son usados para medir la distancia hasta los mamíferos marinos directamente).

Monitoreo acústico pasivo – Debido a las limitaciones inherentes a la vigilancia visual, y por el hecho de que el ensamble de hidrófonos remolcados esta diseñado para detectar y localizar mamíferos marinos que vocalizan está ya a bordo del Ewing para otros propósitos durante esta travesía, se conducirán observaciones acústicas para complementar el programa de monitoreo visual. Generalmente,

93

el monitoreo visual no es eficaz durante períodos de mal tiempo o por la noche, y aún con buena visibilidad, no es capaz de detectar mamíferos marinos cuando éstos están debajo de la superficie o más alejados del rango de agudeza visual. Las observaciones acústicas pueden ser usadas, además de las observaciones visuales, para mejorar la detección, identificación, localización y rastreo de mamíferos marinos durante el programa.

El sistema de monitoreo acústico que se usará es el Seamap Cetacean Monitoring System (Seamap 2002). El sistema Seamap consiste en una batería remolcada de hidrófonos de bajo ruido, que están conectados al buque por un cable trenzado y que se despliega mediante un cabrestante. El sistema monitorea señales con amplitud de banda entre 8 Hz y 24 kHz.

El conector central de la batería de hidrófonos se localiza a un lado del cabrestante y está conectado a un cable en el puente para transmitir información hasta el laboratorio de acústica. Por lo tanto, el cable que conecta la batería de hidrófonos debe ser desconectado cada vez que se opera el cabrestante. Las señales de la batería de hidrófonos son enrutadas vía un cable moldeado al equipo instalado a bordo, donde las señales son amplificadas y procesadas. Los programas de computación asociados con el sistema Seamap monitorean datos acústicos, profundidades de los hidrófonos, posicionamiento GPS y usa técnicas de correlación cruzada para estimar la dirección de los mamíferos marinos en tiempo real. Esta información se presenta gráficamente usando un programa de interfase proporcionado por Seamap.

Esta batería acústica será monitoreada durante las operaciones de las pistolas de aire para ayudar a detectar, localizar e identificar a los mamíferos marinos cerca del Ewing utilizando métodos acústicos pasivos, en tanto como esto sea posible. Este ensamble será usado en combinación con el monitoreo visual durante el día, aun si las pistolas no están funcionando. Se espera que el monitoreo acústico sea realizado a lo largo de la mayor parte de la travesía, para garantizar que los mamíferos marinos no están cerca cuando se esté disparando o a punto de comenzar a disparar. En particular, el monitoreo acústico está diseñado par ayudar a identificar las áreas con mamíferos marinos que necesitan ser esquivados durante el programa sísmico. Las observaciones acústicas deberán comenzar varias horas antes del inicio de las operaciones sísmicas, para ayudar a establecer (en sentido relativo) la densidad de población de mamíferos marinos en el área antes de ser expuestos, especialmente cachalotes y ballenatos. Sin embargo, también se realizarán observaciones acústicas durante las horas en que las pistolas no estén operando.

Habrá por lo menos una persona para monitorear el sistema de detección acústica, y estará escuchando las señales a través de audífonos y observando el visor, con un mapa basado en la base de datos, para determinar los rangos de frecuencias emitidas por los mamíferos marinos. Las personas monitoreando los datos acústicos trabajarán en turnos menores de <4 hrs. y, por la mayor parte del estudio, el monitoreo será realizado por lo menos con dos personas al mismo tiempo.

Cuando se detecten posibles vocalizaciones de mamíferos marinos, la información será ingresada al banco de datos, incluyendo la ubicación, tiempo, descripción del sonido, posible identificación del sonido, dirección, distancia en kilómetros, fuerza de los silbidos, clics o sonidos, y el número de animales. Si el mamífero marino es detectado dentro del radio de seguridad, se reducirá la potencia de las pistolas de aire inmediatamente.

La información acústica será integrada en tiempo real a las observaciones visuales para ayudar a garantizar que los mamíferos marinos no vistos no entren en el radio de seguridad. Los monitoreos visuales y acústicos deberán estar en contacto continuo uno con otro y con los operadores de las pistolas, vía radios y teléfonos. Si se detecta un mamífero marino dentro del radio de seguridad se reducirá la potencia de las pistolas de inmediato.

Registros – El monitoreo que se haga desde el navío proporcionará los datos requeridos para estudiar el número de mamíferos marinos y tortugas de mar expuestos a varios niveles de sonido recibidos

94

y a documentar cualquier reacción y aparente de sobresalto. También proporcionará la información necesaria con el objeto de reducir la potencia de las pistolas en los momentos en que los animales estén presentes o cerca de la zona de seguridad. Cuando se realice un avistamiento, la siguiente información sobre este avistamiento deberá ser registrada.

1. Especie, tamaño del grupo, edad, categorías de edad/tamaño/sexo (si se pueden determinar), comportamiento cuando se avistaron por primera vez y después del avistamiento inicial, rumbo (si es consistente), dirección y distancia del navío sísmico, lo que alerto el avistamiento, reacción aparente al navío sísmico, (por ejemplo ninguna, esquivamiento, aproximación, paralelismo, etc.), y ritmo del comportamiento.

2. Hora, localización, dirección, velocidad, actividad del navío (disparando o no), condición del mar, visibilidad, y reflejo del mar.

La información mencionada en el número (2) también deberá ser registrada al principio, durante y al fin de cada turno de observación, siempre que haya un cambio en una o más de las variables. Todas las observaciones y despotenciamiento deberán ser registrados en un formato estandarizado. La información será registrada en la base de datos usando una computadora laptop cuando los observadores terminen su turno. La precisión de la información registrada será confirmada por verificaciones de información computarizadas conforme sean registradas, y por revisiones manuales a este banco de datos. Estos procedimientos van a permitir que se preparen los resúmenes de información iniciales durante o tan pronto termine el programa de campo, y facilitarán la transferencia de la información a programas estadísticos, gráficos u otros para su procesamiento y archivo.

Los resultados de las observaciones de este navío proporcionarán: 1. La base para mitigación en tiempo real (despotenciamiento de las pistolas de aire). 2. La información sobre la presencia, distribución y actividades de mamíferos marinos y tortugas de mar en el área donde se está realizando este estudio. 3. Información para comparar la distancia y distribución de mamíferos marinos y tortugas de mar relativa al navío en horas donde hay y no hay actividad sísmica 4. Información sobre el comportamiento y patrones de movimiento de mamíferos marinos y tortugas de mar que sea avistado en momentos con y sin actividad sísmica.

5. Se deberá someter un reporte a SEMARNAP dentro de los 90 días a partir de la terminación de la travesía. El final de la travesía al Cráter Chicxulub está programado para que ocurra ~13 Julio, 2004. El reporte describirá las operaciones que fueron realizadas y las especies que fueron detectadas cerca de las operaciones. El reporte será presentado a SEMARNAP, propor- cionando toda la documentación de métodos, resultados, e interpretación relativa a todo el monitoreo. Este reporte de 90 días va a resumir las fechas y ubicación de operaciones sísmicas y avistamiento por especies (fecha, hora, localización, y actividades de la campaña sísmica).

(c) Radio de seguridad propuesto Los niveles de sonido recibido han sido modelados por L-DEO para esta batería de 20 pistolas de

aire, en relación a la distancia y dirección de dichas pistolas (Tolstoy et al. 2004). Estas mediciones fueron hechas mediante un estudio de verificación acústica realizado por L-DEO en el norte del Golfo de México del 27 de mayo al 3 de junio de 2003 (ver solicitud IHA por separado, EA, y reporte de 90-días entregado a NMFS). En la Tabla 6 se muestran las distancias desde la batería hasta donde los niveles de

95

sonido de 190, 180, 170, y 160 dB re 1 µPa (rms) fueron recibidos en aguas de poca profundidad. La presión rms (root-mean-square) es un promedio de la duración del pulso. Esta es la medida comúnmente usada en estudios sobre las reacciones de los mamíferos a sonidos de pistolas de aire. El nivel de rms de un pulso sísmico es normalmente de 10 dB menos que su nivel más alto [Greene 1997; McCauley et al. 1998, 2000a].

Para el radio alrededor de la batería donde el nivel de sonido recibido sería 180 dB re 1 µPa (rms), el criterio aplicable a cetáceos fue 3500 m. El radio alrededor de la batería donde el nivel de sonido recibido sería de 190 dB re 1 µPa (rms), el criterio de seguridad aplicable a pinnípidos fue 2000 m. La especificación para 180 dB y 190 dB es consistente con los lineamientos establecidos por NMFS para cetáceos (2000). Sin embargo, como una medida de precaución, el radio a 180 dB será usado para cetáceos, tortugas de mar, y cualquier pinípedo fuera del límite que pudiera ser encontrado durante la travesía Chicxulub.

Las pistolas de aire serán despotenciadas (o apagadas, si es necesario) inmediatamente cuando se detecten mamíferos marinos o tortugas de mar dentro o a punto de entrar al radio de 180 dB (rms).

TABLA 6. Distancias a las que los niveles de sonido ≥190, 180, 170 y 160 dB re 1 µPa (rms) podrían ser recibidos desde la batería de 20 pistolas que será usada durante la campaña sísmica en la costa norte de la Península de Yuca-tán en el Golfo de México durante junio y julio de 2004, basadas en resultados del estudio de calibración acústica de 2003 en el norte del Golfo de México (Tolstoy 2004). La profundidad del agua en este proyecto es menor a 100 m.

Distancia en metros Batería de 20 pistolas

Volumen 8575 in3 190 dB 180 dB 170 dB 160 dB

Profundidad del agua >1000 m 275 900 2600 9000 Profundidad del agua 100 – 1000 m 413 1350 3900 10000 Profundidad del agua <100 m 2000 3500 7000 12000

(d) Mitigación durante las operaciones

Las siguientes medidas de mitigación, así como el monitoreo de mamíferos marinos y tortugas de mar serán implementadas durante los programas sísmicos propuestos, siempre que al hacer esto no se comprometen los requisitos de seguridad operacional.

1. Alteración de velocidad o de curso; 2. Procedimientos de despotenciamiento; 3. Procedimientos de corte de energía; y 4. Procedimientos de potenciamiento.

Alteración o modificación de velocidad y curso – Si se detecta un mamífero marino o una tortuga de mar fuera del radio de seguridad y, basado en su posición y su movimiento relativo, es probable que entre al radio de seguridad, la velocidad y/o dirección del navío debe ser modificada de manera tal que también minimice el efecto de los objetivos científicos planeados. Las actividades del animal y sus movimientos en relación al vehículo sísmico deben ser monitoreados muy de cerca para asegurar que el animal no ingresa al radio de seguridad. Si es aparente que el animal entrará al radio de seguridad, se

96

darán acciones de mitigación adicionales, por ejemplo: ya sea una nueva alteración del curso o el despotenciamiento de las pistolas de aire. Procedimientos para despotenciar – Si se detecta un mamífero marino o tortuga de mar fuera del radio de seguridad pero es probable que entre en dicho radio, y si la dirección y /o velocidad del navío no puede ser cambiada para evitar que el animal ingrese al radio de seguridad, las pistolas de aire serán despotenciadas antes de que el animal esté dentro del radio de seguridad. De la misma forma, si un animal ya está dentro del radio de seguridad cuando sea detectado por primera vez, se reducirá inmediatamente la potencia de las pistolas. Durante el despotenciamiento de la batería de 20 pistolas, por lo menos una pistola de 80 in3 será operada normalmente, a menos que se detecte un animal dentro o cerca del radio reducido de seguridad para esa fuente de sonido más pequeña (ver la siguiente subsección).

No se reanudará la actividad de las pistolas de aire hasta que el animal haya abandonado el radio de seguridad. Se considera que el animal ha abandonado el radio de seguridad si se puede observar visual-mente que abandonó el área, o si no ha sido visto dentro del radio durante 15 minutos (para odontecetes pequeños y pinnípedos) o 30 minutos para (misticetes y odontocetes grandes, incluyendo al cachalote, cachalote pigmeo, cachalote enano, ballenato hocicudo y delfín de pico largo).

Procedimientos de corte total de energía – Sí se detecta un mamífero marino o tortuga de mar cerca de la batería de pistolas durante un despotenciamiento, el radio de seguridad modelizado para la fuente que esté operando en ese momento (típicamente una sola pistola de 80 in3) será mantenido. Los resultados de la calibración de una batería de 2 pistolas GI arrojan un radio de seguridad de 54 m (177 ft) a 180 dB. Dado que no hay resultados accesibles de calibración para una sola pistola, deberá usarse el valor más conservador para dos pistolas. Si un animal es detectado dentro del radio de seguridad correspondiente, en cuyo centro está la fuente de sonido más pequeña durante el despotenciamiento, las operaciones con pistolas de aire serán cortadas totalmente.

No se deberá continuar con la actividad de las pistolas hasta que el animal haya abandonado el radio de seguridad. Se considera que el animal abandonó el radio de seguridad si se observa visualmente que abandonó el radio de seguridad, o si no a sido avistado dentro del radio durante 15 minutos (odonto-cetes pequeños y pinnipedos) o 30 minutos (misticotes y odontocetes grandes, incluyendo, incluyendo al cachalote, cachalote pigmeo, cachalote enano, ballenato hocicudo y delfín de pico largo). Procedimiento de potenciamiento – Un procedimiento de “potenciamiento” (ramp up) será ini-ciado cuando la batería de pistolas comienza su operación después de un período de duración específica en que no hay operaciones con las pistolas. El período específico varía dependiendo de la velocidad del navío y del tamaño de la batería de pistolas que se está usando. Se deberá seguir el procedimiento de potenciamiento si la batería ha reducido su potencia por 8 minutos o más cuando la velocidad del navío es 4 nudos, por 6 minutos o más cuando la velocidad del navío es 5 nudos, o por 10 minutos cuando la velocidad del navío es de 3 nudos o menos.

El potenciamiento comenzará con la pistola más pequeña de la batería (80 in3). Se agregarán más pistolas en una secuencia tal de que el nivel de la fuente de la batería aumente en etapas que no excedan 6 dB en un período de 5 minutos, para una duración total de ~25 minutos. Durante los procedimientos de potenciamiento, se debe mantener el radio de seguridad para la batería completa.

Si el radio de seguridad completo no a estado visible por lo menos durante 30 minutos antes de iniciar las operaciones, ya sea de día o de noche, el potenciamiento no comenzará a menos que por lo menos una pistola con SPL, de por lo menos 180 dB re 1 µPa (rms), haya estado operando durante la interrupción de las operaciones de esta campaña sísmica. Por lo tanto, es probable que la batería de 20 pistolas no este potenciada a partir de un corte completo en la noche o en niebla densa, ya que la parte exterior de la zona de seguridad de esta batería no será visible bajo estas condiciones. Los aparatos para

97

visión nocturna que se pueden obtener actualmente no son eficaces en la detección de mamíferos marinos a distancias cercanas a los 900 m. Si una pistola ha operado durante el período de “potencia reducida”, el potenciamiento a la potencia total será permitido en la noche o en visibilidad reducida bajo el supuesto de que los mamíferos marinos van a ser alertados de que se aproxima un vehículo sísmico por los sonidos de una sola pistola y podrían alejarse si así lo prefieren. No se iniciará el potenciamiento de las pistolas si se ha avistado una tortuga de mar cerca del navío. Procedimientos de mitigación para peces e invertebrados

Hay una cantidad limitada de mitigación que puede ser aplicada para minimizar el impacto potencial en peces y especies de invertebrados. En el evento de que se observen peces muertos después de usar las pistolas, L-DEO suspenderá las actividades y notificará a las autoridades pertinentes.

Medidas de mitigación para pescadores y submarinistas humanos

L-DEO usará una lancha pequeña para notificar a pescadores y buzos que se aproxima un navío sísmico antes de que comiencen los disparos. Todas las actividades serán suspendidas si pescadores o buzos entran dentro del radio de 1500 m y no se continuarán hasta que hayan abandonado el radio de seguridad.

98

VII. PRONÓSTICO Y ALTERNATIVAS AMBIENTALES PARA LA REGIÓN

Pronóstico ambiental

Basados en la evaluación presentada en este documento, es probable que se encuentren números pequeños de mamíferos marinos y tortugas marinas durante la activad sísmica que está planeada. Los impactos de la campaña sísmica pueden incluir un aumento en el ruido marino y el comportamiento de esquivamiento resultante por parte de mamíferos marinos, tortugas de mar, peces y otras formas de disturbio. Durante el estudio, las operaciones del navío de este proyecto también pueden causar un aumento pequeño en la cantidad de tráfico naviero. Una parte integral de este programa es el programa de monitoreo y mitigación diseñado para minimizar los impactos de las actividades propuestas en las especies que pudieran estar presentes durante la realización de la investigación propuesta, y para documentar la naturaleza y alcance de cualquier efecto potencial. No se ha demostrado que ocurran impactos que produzcan lesión en mamíferos marinos y tortugas de mar cerca de las baterías de pistolas; sin embargo, las medidas planeadas de monitoreo y mitigación deberían minimizar la posibilidad de que dichos efectos pudieran ocurrir. Las medidas planeadas de monitoreo y mitigación también van a minimizar la posibilidad de impactos adversos a la pesca comercial y operaciones de buceo.

Se espera que con las medidas planeadas de monitoreo y mitigación, los impactos inevitables a cada una de las especies de mamíferos marinos que se pudieran encontrar, sean limitados a cambios localizados y a corto plazo en el comportamiento y distribución de números pequeños de mamíferos marinos, que representan porcentajes insignificantes (<2%) de la población de cada especie (la especie de cetáceos que es más probable que se encuentre en el área del proyecto es el delfín mular y el delfín manchado). También se anticipa que el número de encuentros con tortugas de mar será insignificante con respecto al tamaño de la población regional. No se anticipan efectos importantes o a largo plazo en animales individuales o en las poblaciones a las que ellos pertenecen, ni a sus hábitats. Alternativas Acción alternativa: En otras fechas La alternativa de emitir una autorización para el período solicitado y para realizar el proyecto, es emitir una autorización para otro período de tiempo y realizar el proyecto en ese tiempo alternativo. Las fechas propuestas para esta travesía (9 de junio a 13 de julio 2004) son las fechas más idóneas, desde el punto de vista de logística para los navíos y sus tripulaciones. La travesía en el Cráter Chicxulub es un proyecto multinacional y multiinstitucional, y el programa planeado toma en consideración la disponibili-dad de personal e instrumentos de estas entidades. Las fechas planeadas son fechas en las que está dispon-ible todo el personal y equipo que es esencial para cumplir los objetivos del proyecto. Se espera que los mamíferos marinos se dispersen a todo lo largo y ancho del área propuesta para este estudio. No se conocen áreas críticas de alimentación o de cría en esta región para mamíferos marinos. Este proyecto será realizado en una región de latitud relativamente baja y en aguas de poca profundidad, donde se espera que las principales especies de mamíferos marinos que nos preocupan estén presentes todo el año. No hay información que sugiera que habría alguna ventaja particular, desde la perspectiva del mamífero marino, para realizar el proyecto en una época del año diferente al período propuesto.

99

Las tortugas de mar anidan en la Península de Yucatán y sus principales temporadas reproductivas van de abril a septiembre. Posponer esta investigación a una fecha diferente del año podría reducir el riesgo de impactos a las tortugas de mar, sin embargo, basados en la evaluación en este documento, no se anticipa que los impactos estimados de este proyecto sean significativos para las tortugas de mar en lo individual o para las poblaciones de dichas tortugas.

Si la autorización es dada para fechas diferentes, podría resultar en una importante demora y reprogramación, no solo de la travesía del Cráter Chicxulub, sino en estudios geofísicos adicionales que están planeados por L-DEO en 2004. La demora o reprogramación de este programa causaría un trastorno considerable a la programación de las actividades de apoyo, que son esenciales para el éxito de este proyecto. En vista de que los instrumentos y navío de apoyo están comprometidos a otros programas, posponer este estudio, para el cual se han desarrollado planes y logística desde el año anterior, causaría importantes trastornos económicos, científicos y para el personal. Esto podría incluir no solo el Ewing por sí mismo, sino también la instrumentación de apoyo y afectaría otros proyectos de investigación que serán realizados a bordo del Ewing. Alternativa de No Hacer Nada

Otra alternativa para realizar las actividades propuestas es la alternativa de “no hacer nada”. Por ejemplo, no emitir la autorización y no permitir que se realicen las actividades planeadas. Si esta investigación no se realiza, la alternativa de “no hacer nada” podría resultar en que no hay trastornos a los mamíferos marinos y otras especies a causa de las actividades propuestas.

La información de la campaña sísmica propuesta será usada para obtener información acerca del Cráter Chicxulub. Este cráter fue formado hace sesenta y cinco millones de años cuando un meteoro masivo chocó en la Península de Yucatán en México, creando un cráter con un diámetro de aproximadamente 150 Km. (93 mi.). Aparentemente, el bien conocido evento de extinción masiva en la época Cretáceo-Terciaria (K-T) fue causado, por lo menos en parte, por este impacto. Además de ser el “detonador” del evento de extinción K-T, Chicxulub está bien preservado debido a una cubierta de ~1 Km. (3280 ft) de carbonatos terciarios. Además es el único cráter en el planeta provocado por impacto que tiene un anillo topográfico de cúspides bien preservado. El Cráter Chicxulub se presta como ningún otro para investigación sísmica en referencia a los mecanismos de deformación por impactos de gran diámetro en general y al impacto en los parámetros físicos del impacto K-T en particular.

La alternativa de “No Hacer Nada” por forzar la cancelación de la campaña sísmica planeada en la costa norte de la Península de Yucatán resultaría en una pérdida de información científica importante y la pérdida de conocimiento importante para diferentes campos de investigación.

100

VIII. IDENTIFICACIÓN DE LOS INSTRUMENTOS, MODALIDADES, Y ELEMENTOS TECNICOS EN APOYO DE LA EVALUACION DEL IMPACTO

AMBIENTAL

El análisis presentado en este documento es apoyado por una variedad de documentos técnicos. Las referencias que se usaron para preparar este documento se presentan en la siguiente sección encabezada Lista de Citas, mientras que información general sobre medidas de calibración acústicas y medidas atenuantes se presentan abajo.

Medidas de calibraje acústico – Un estudio de calibraje acústico se realizó en el golfo de México septentrional tarde en la primavera de 2003 (Tolstoy et. al 1994). Este estudio se practicó para calibrar las varias fuentes sísmicas que se usarán en el R/V Maurice Ewing durante los estudios de 2003/2004. En particular, fue importante determinar las distancias en las cuales los niveles de sonido recibido disminuyeron debajo de varios valores considerados pertinentes para determinar los efectos sobre mamíferos marinos. Dicho estudio dependío de la generación de pulsos acústicos submarinos generados por varias baterías de pistolas de agua remolcadas tras el Ewing, junto con el uso de equipo receptor y registrador a fin de documentar los niveles de sonido recibido y sus características.

En la baterías usadas durante el estudio de calibraje, figuró una batería de 20 pistolas de aire con subconjuntos similares a las baterías de 6, 10, 12, y 20 pistolas que se usarán durante programas sísmicos en el futuro, así como batería de pistolas 2 GI. Los resultados del ensayo de calibraje se presentan en la tabla 7 a continuación.

TABLA 7. Valores medidos para 190, 180, 170 y 160 dB re 1 µPa (rms) referente a los radios en areas profundas y bajas, con relación a las baterías de 20, 12, 10, 6 y 2 pistolas de aire. NC indica que los resultados del nivel dB no se usaron probablemente porque las medidas no estuvieron muy bien definidas por los datos disponibles, mayor-mente por no aproximarse lo suficiente a la batería.

LUGAR/ Batería

MEDIDO 190 dB

MEDIDO 180 dB

MEDIDO 170 dB

MEDIDO 160 dB

hondo 20 NC NC NC ~2.5 km hondo 12 NC NC NC 2.5 km hondo 10 NC NC NC > 2 km hondo 6 NC NC NC ~1.5 km bajío 20 NC ~3.5 km 7 km 12 km* bajío 12 NC ~2 km 5.5 km 9 km bajío 10 NC ~2 km 4 km 9 km bajío 6 NC 1.5 km 4 km 7 km bajío 2 GI NC NC > 0.5 km 1.5 km

*Se puede extender este valor más allá de 12 km, pero no se acopiaron datos después de 11.7 km donde se recibió un valor de 160 dB.

Los resultados del estudio de campo de 2003 muestran que, en cuanto agua profundas, los radios pronosticados de 180 dB y 160 dB que se usan actualmente podrían ser cifras conservadoras (sobreesti-mado), basado en los niveles de 160 dB respecto a las baterías de 20 y 12 pistolas de aire. En cuanto a las aguas poco profundas, los radios de 180 a 160 dB, actualmente, usados deberían de ser ampliados según la tabla 7. Note que, en cuanto a todos estos estimados, hemos intentado buscar los niveles máximos reci-bidos en toda su extensión más bien que el promedio recibido, para asegurar que las cifras sean prudentes.

101

El espectro muestra que la mayoría de energía figura en los límites de 5 a 100 Hz. Niveles de 1 kHz son ~40 dB más bajos que aquellos en las frecuencias de energía máxima, y los niveles siguen dis-minuyendo al aumentar la frecuencia mayor de 1 kHz.

Una de advertencia respecto a la zona profunda, a saber, el hidrófono estuvo en una profundidad máxima de 500 metros pero puede haber estado en una profundidad menor, dependiendo de la corriente actual. El análisis de los reflejos captados indica que puede haber estado en una profundidad tan baja como 330 metros. Referente a algunas medidas, es posible que hayan sido afectadas por reflejos secundarios de la superficie. Durante la campaña de 2004, anticipamos obtener mediciones más profundas en los sitios más profundos, y colocaremos un metro de presión al hidrófono para poder obtener buena información a esa profundidad. Asimismo, estamos haciendo planes para ajustar el instrumento y asegurar la precisión de los disparos. Un reporte completo del calibraje está disponible en: http://www.ldeo.columbia.edu./~tolstoy/GoM_90d_report_final.pdf.

Medidas atenuantes – El propósito de la velocidad recomendada o alteraciones en la travesía, el bajar la potencia, apagar, y aumentar la potencia de los disparos es para mitigar los impactos potenciales con mamíferos marinos y tortugas de mar. La intención de cambiar el trayecto o la velocidad es para evitar que los mamíferos marinos o tortugas de mar estén dentro del radio de seguridad indicado, mientras que los procedimientos de bajar la potencia y parar los disparos sirven para minimizar la exposición a sonido sísmicos si un mamífero marino o tortugas de mar entra en el radio de seguridad. La intención del procedimiento de potenciar la intensidad de los instrumentos es para advertir a animals de operaciones sísmicas pendientes y permitirles suficiente tiempo para que esos animales se puedan ir de la vecindad inmediatamente. Bajo condiciones normales, animales sensibles a dichas actividades se anticipa que se retiren de la zona antes de que se expongan a niveles de sonido elevados. Para completamente instrumentar las medidas atenuantes descritas (vea la sección VI), el observador de mamíferos marinos cursará con un taller de capacitación de observadores de mamíferos marinos. El programa de capacitación incluye elementos que delinean el papel de los observadores en la nave sísmica, la identificación de especies en el sur del golfo de México, pistas y métodos para buscar y localizar mamíferos marinos y tortugas de mar, acopio de datos y requisitos referente a reportar la información. El Ewing contará con por lo menos cuatro observadores a bordo, de los cuales por lo menos dos de ellos van a contar con capacitación biológica.

Lista de literatura: se acudió a más de 320 referencias con relación a la preparación de esta evaluación ambiental. Dichas referencias aparecen al final de este documento.

cii

LISTA DE CITAS Ackerman, B.B., S.D. Wright, R.K. Frohlich and B.L. Weigle. 1989. Trends in manatee mortality in Florida. p. 1 In:

Abstr. 8th Bienn. Conf. Biol. Mar. Mamm., Pacific Grove, CA, Dec. 1989. 81 p. Akamatsu, T., Y. Hatakeyama and N. Takatsu. 1993. Effects of pulsed sounds on escape behavior of false killer

whales. Nippon Suisan Gakkaishi 59(8):1297-1303. Anonymous. 1975. Phantom killer whales. S. Afr. Ship. News Fish. Ind. Rev. 30(7):50-53. Ardisson P-L and Durán-Nájera J.J. 1997. Programa de Manejo del Parque Marino Nacional Arrecife Alacranes.

Estudio presentado por la Unidad Mérida del CINVESTAV-IPN ante la Coordinación General del Programa Nacional de Apoyo para las Empresas de Solidaridad y el Instituto Nacional de Ecología. Mérida, Yucatán, 114 pp

Arenas, P., L. Sarti, and P. Ulloa. 2003. Sea turtle conservation and management in Mexico. Arnold, B.W. 1996. Visual monitoring of marine mammal activity during the Exxon 3-D seismic survey: Santa

Ynez unit, offshore California 9 November to 12 December 1995. Rep. by Impact Sciences Inc., San Diego, CA, for Exxon Company, U.S.A., Thousand Oaks, CA. 20 p.

Arreguin-Sanchez, F., 2000. Octopus-red grouper interaction in the exploited ecosystem of the northern continental Yucatan, Mexico. Ecological Modelling 129 (2-3), 119-129.

Arreguín-Sánchez, F., M.J. Solís-Ramîrez, and M.E. González de la Rosa. 1999. Population dynamics and stock assessment for Octopus maya (Cephalopoda: Octopodidae) fishery in the Campeche Bank, Gulf of Mexico. Available at http://rbt.ots.ac.cr/revistas

Au, W. W. L., A.N. Popper and R.R. Fay. 2000. Hearing by Whales and Dolphins. Springer-Verlag, New York, NY. 458 p.

Au, W., J. Darling and K. Andrews. 2001. High-frequency harmonics and source level of humpback whale songs. J. Acoust. Soc. Am. 110(5, Pt. 2):2770.

Au, W.W.L. 1993. The sonar of dolphins. Springer-Verlag, New York, NY. 277 p. Available at http://ola.icmyl.unam.mx/Tortugas Baird, R.W. 2002. False killer whale. p. 411-412 In: W.F. Perrin, B. Würsig and J.G.M. Thewissen (eds.), Encyc-

lopedia of Marine Mammals. Academic Press, San Diego, CA. 1414 p. Baird, R.W., A.D. Ligon, S.K. Hooker and A.M. Gorgone. 2001. Subsurface and nighttime behaviour of pantrop-

ical spotted dolphins in Hawai’i. Can. J. Zool. 79(6):988-996. Balcomb, K.C., III and D.E. Claridge. 2001. A mass stranding of cetaceans caused by naval sonar in the Bahamas.

Bahamas J. Sci. 8(2):2-12. Barmes, T., K.L. Eckert and J. Sybesma. 1993. WIDECAST Sea Turtle Recovery Action Plan for Aruba. In: K.L.

Eckert (ed.). CEP Technical Report No. 25. UNEP Caribbean Environment Program, Kingston, Jamaica. 58 p.

Barros, N.B., D.A. Duffield, P.H. Ostrom, D.K. Odell and V.R. Cornish. 1998. Nearshore vs. offshore ecotype differentiation of Kogia breviceps and K. simus based on hemoglobin, morphometric and dietary analyses. Abstract. World Marine Mammal Science Conference, Monaco, 20-24 January.

Baumgartner, M.F., K.D. Mullin, L.N. May and T.D. Leming. 2001. Cetacean habitats in the northern Gulf of Mexico. Fish. Bull. 99(2):219-239.

Bernard, H.J. and B. Reilly. 1999. Pilot whales—Globicephala Lesson, 1828. p. 245-280 In: S.H. Ridgway and S.R. Harrison (eds.) Vol. 6: The second book of dolphins and porpoises.

Berta, A. and J.L. Sumich. 1999. Marine Mammals/Evolutionary Biology. Academic Press, San Diego, CA. 494 p. Bearzi, M. 1996. Sea Turtles in the El Palmar Reserve, Yucatan: A Preliminary Study. Marine Turtle Newsletter

75:18-20.

ciii

Best, P.B. 1975. Status of Bryde's whale (Balaenoptera edeni or B. brydei). FAO Advisory Committee on Marine Resources Research, Marine Mammal Symposium.

Best, P.B., P.A.S. Canham and N. Macleod. 1984. Patterns of reproduction in sperm whales, Physeter macrocephalus. Rep. Int. Whal. Comm. Spec. Iss. 6:51-79.

Biggs, D.C., M.K. Howard, A.E. Jochens, S.F. DiMarco, R.. Leben and C. Hu. In Press. Ship and satellite studies of sperm whale habitat. Summary Document. Sperm Whale Seismic Study (SWSS), U.S. Minerals Manage. Serv. Info. Transfer Meeting, 14-16 Jan. 2003, Kenner, LA.

Bjorndal, K.A. 1982. The consequences of herbivory for the life history pattern of the Caribbean green turtle, Chelonia mydas. p. 111-116 In: K.A. Bjorndal (ed.) Biology and Conservation of Sea Turtles. Smithsonian Institution Press, Washington, D.C.

Blaxter, J.H.S., J.A.B. Gray and E.J. Denton. 1981. Sound and startle responses in herring shoals. J. Mar. Biol. Assoc. U.K. 61:851-869.

Booman, C., J. Dalen, H. Leivestad, A. Levsen, T. van der Meeren and K. Toklum. 1996. Effecter av luftkanonshyting på egg, larver og yngel. Fisken og Havet 1996(3):1-83. (Norwegian with English summary).

Bowles, A.E., M. Smultea, B. Würsig, D.P. DeMaster and D. Palka. 1994. Relative abundance and behavior of marine mammals exposed to transmissions from the Heard Island Feasibility Test. J. Acoust. Soc. Am. 96:2469-2484.

Bowles, A.E., S.E. Eckert, L. Starke, E. Berg, and L. Wolski. 1999. Final Report: Effects of flight noise from jet aircraft and sonic booms on hearing, behavior, heart rate, and oxygen consumption of desert tortoises (Gopherus agassizii). Hubbs-Sea World Research Institute and Parsons Engineering Science, for U.S. Air Force, Armstrong Laboratory, Brooks Air Force Base, TX, on Contract F33615-89-D-4003, Order 0132, 8 April 1999.

Boyd, I.L., C. Lockyer and H.D. March. 1999. Reproduction in marine mammals. p. 218-286 In: J.E. Reynolds III and S.A. Rommel (eds.), Smithsonian Inst. Press, Washington and London. 578 p.

Bräger, S. 1993. Diurnal and seasonal behavior patterns of bottlenose dolphins (Tursiops truncatus). Mar. Mamm. Sci. 9(4):434-438.

Briones, E.E. and G.T. Rowe. 2003. Structure and function in the ecosystems of the Intra-Americas Sea (IAS). Available at http://ioc.unesco.org/icam/regional3.rtf

Buckland, S.T., D. Bloch, K.L. Cattanach, T. Gunnlaugsson, K. Hoydal, S. Lens and J. Sigurjónsson. 1993. Distribution and abundance of long-finned pilot whales in the North Atlantic, estimated from NASS-1987 and NASS-89 data. Rep. Int. Whal. Comm., Spec. Iss. 14:33-50.

Budelmann, B.U. 1992. Hearing in crustacea. In: (eds.) D.B. Webster, R.R. Fay, and A.N. Popper. The Evolutionary Biology of Hearing. Pp. 131-139.

Bullock, T.H., T.J. Oshea and M.C. McClune. 1982. Auditory evoked-potentials in the West Indian Manatee (Sirenia, Trichechus manatus). J. Comp. Physiol. 148(4):547-554.

Burgess, W.C. and C.R. Greene, Jr. 1999. Physical acoustics measurements. p. 3-1 to 3-63 In: W.J. Richardson (ed.), Marine mammal and acoustical monitoring of Western Geophysical's open-water seismic program in the Alaskan Beaufort Sea, 1998. LGL Rep. TA22303. Rep. from LGL Ltd., King City, Ont., and Greene-ridge Sciences Inc., Santa Barbara, CA, for Western Geophysical, Houston, TX, and U.S. Nat. Mar. Fish. Serv., Anchorage, AK, and Silver Spring, MD. 390 p.

Burgess, W.C. and J.W. Lawson. 2000. Marine mammal and acoustic monitoring of Western Geophysical's shallow-hazards survey in the Alaskan Beaufort Sea, summer 2000. p. C-1 to C-28 In: W.J. Richardson (ed.), Marine mammal and acoustical monitoring of Western Geophysical's open-water seismic program in the Alaskan Beaufort Sea, 2000: 90-day report. Rep. from LGL Ltd., King City, Ont., and Greeneridge Sciences Inc., Santa Barbara, CA, for Western Geophysical, Anchorage, AK, and U.S. Nat. Mar. Fish. Serv., Anchorage, AK, and Silver Spring, MD. 121 p.

civ

Calambokidis, J. and S.D. Osmek. 1998. Marine mammal research and mitigation in conjunction with air gun operation for the USGS `SHIPS' seismic surveys in 1998. Draft Rep. from Cascadia Research, Olympia, WA, for U.S. Geol. Surv., Nat. Mar. Fish. Serv., and Minerals Manage. Serv. Var. pag.

Caldwell, D.K. and M.C. Caldwell. 1989. Pygmy sperm whale Kogia breviceps (de Blainville, 1838): dwarf sperm whale Kogia simus Owen, 1866. p. 235-260 In: S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 4. River Dolphins and the Larger Toothed Whales. Academic Press, San Diego, CA. 444 p.

Caldwell, J. 2002. Does air-gun noise harm marine mammals? The Leading Edge 2002(1, Jan.):75-78. Caldwell, J. and W. Dragoset. 2000. A brief overview of seismic air-gun arrays. The Leading Edge 2000(8, Aug.):

898-902. Carbotte, S.M., C.Z. Mutter, J. Mutter and G. Ponce-Correa. 1998. Influence of magma supply and spreading rate

on crustal magma bodies and emplacement of the extrusive layer: insights from an intermediate-fast spread-ing ridge. Geology 26:455-458.

Carbotte, S.M., G. Ponce-Correa and A. Solomon. 2000. Evaluation of morphological indicators of magma supply and segmentation from a seismic reflection study of the EPR 15°30'-17°N. J. Geophys. Res.-Solid Earth 105:2737-2759.

Carr, A., M.H. Carr and A.B. Meylan. 1978. The ecology and migrations of sea turtles. The west Caribbean green turtle colony. Bull. Am. Mus. Hist. 162(1):1-46.

Carwardine, M. 1995. Whales, Dolphins and Porpoises. Dorling Kindersley Publishing, Inc., NY. 256p. Castro-Suaste, T., G. Mexicano-Cintora, O. Defeo. 2000. Yucatan State (Mexico) fisheries: History and manage-

ment during the period 1976-1997. Oaboratorio de Pesquerias, CINVESTAV-IPN Unidad Merida, Corde-mex, 97310, Merida, YUC, Mexico. Oceanides. 12(1). Julio, 2000. 47-61.

Cattanach, K.L., J. Sigurjónsson, S.T. Buckland and T. Gunnlaugsson. 1993. Sei whale abundance in the North Atlantic, estimated from NASS-87 and NASS-89 data. Rep. Int. Whal. Comm. 43:315-321.

Cavanagh, R.C. 2000. Criteria and thresholds for adverse effects of underwater noise on marine animals. Rep by Science Applications Intern. Corp., McLean, VA, for Air Force Res. Lab., Wright-Patterson AFB, Ohio. AFRL-HE-WP-TR-2000-0092. Var. pag.

Christian, J.R., A. Mathieu, D.H. Thomson, D. White, and R.A. Buchanan. 2003. Effect of seismic energy on snow crab (Chionoecetes opilio). LGL Report to Environmental Studies Research Fund (ESRF), Calgary, AB. 56 p. + App.

Clark, M.R. 1996. Cephalopods as prey. III. Cetaceans. Philos. Trans. R. Soc. Lond. Ser. B 351:1053-1065. Coombs, S. and J.C. Montgomery. 1999. The enigmatic lateral line system. In: (eds.) R.R. Fay and A.N. Popper.

Comparative Hearing: Fish and Amphibians. Springer Handbook of Auditory Research. Springer-Verlag New York Inc. Pp. 319-362.

Croxall, J.P. and P.A. Prince. 1996. Cephalopods as prey. I. Seabirds. Philos. Trans. R. Soc. Lond. Ser. B 351:1023-1043

Culik, B.M. 2002. Review on small cetaceans: distribution, behaviour, migration and threats. Compiled for the convention on Migratory species (CMS). Bonn.

Cummings, W. C. 1985. Bryde’s whale. p. 137–154 In: S.H. Ridgway and R.J. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 3. Academic Press, London, U.K. 362 p.

Curtin, K. and S.L. Tyson. 1993. Potential impacts of eco-tourism on manatees in Florida. p. 39 In: Abstr. 10th Bienn. Conf. Biol. Mar. Mamm., Galveston, TX, Nov. 1993. 130 p.

d’Auvergne, C. and K.L. Eckert. 1993. WIDECAST Sea Turtle Recovery Action Plan for St. Lucia. In: K.L. Eckert (ed.). CEP Technical Report No. 26. UNEP Caribbean Environment Program, Kingston, Jamaica. 70 p.

Dahlheim, M.E 1987. Bio-acoustics of the gray whale (Eschrichtius robustus). Ph.D. Thesis, Univ. Brit. Columbia, Vancouver, B.C. 315 p.

cv

Dahlheim, M.E. and J.E. Heyning. 1999. Killer whale Orcinus orca (Linnaeus, 1758). p. 281-322 In: S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 6. The Second Book of Dolphins and the Porpoises. Academic Press, San Diego, CA. 486 p.

Dalen, J., E. Ona, A.V. Soldal and R. Saetre. 1996. Seismiske undersøkelser til havs: en vurdering av konsekvenser for fisk og fiskerier [Seismic investigations at sea; an evaluation of consequences for fish and fisheries]. Fisken og Havet 1996:1-26. (in Norwegian, with an English summary - English translation not yet published).

Davenport, J. and G.H. Balazs. 1991. 'Fiery bodies' are pyrosomas an important component of the diet of leather-back turtles? Brit. Herp. Soc. Bull. 31:33-38.

Davis, R.W, W.E. Evans, J.C. Norris, B. Würsig, K.D. Mullin, D.C. Biggs, J.H. Wormuth and C.A. Ribic. 2000. Summary, conclusions and recommendations. Chapter 9. p. 317-328 In: R.W. Davis, W.E. Evans and B. Würsig (eds.), Cetaceans, sea turtles and seabirds in the northern Gulf of Mexico: distribution, abundance and habitat associations, Vol. II: technical report. U.S. Dep. Interior, Geol. Surv., Biol. Resour. Div., USGS/BRD/CR-1999-0006 and Minerals Manage. Serv., OCS Study MMS 2000-003.

Davis, R.W., G.J. Worthy, B. Würsig and S.K. Lynn. 1996. Diving behavior and at-sea movements of an Atlantic spotted dolphin in the Gulf of Mexico. Mar. Mamm. Sci. 12(4):569-581.

Davis, R.W., G.S. Fargion, N. May, T.D. Leming, M. Baumgartner, W.E. Evans, L.J. Hansen and K. Mullin. 1998. Physical habitat of cetaceans along the continental slope in the north-central and western Gulf of Mexico. Mar. Mamm. Sci. 14(3):490-507.

Davis, R.W., J.G. Ortega-Ortiz, C.A. Ribic, W.E. Evans, D.C. Biggs, P.H. Ressler, R.B. Cady, R.R. Leben, K.D. Mullin and B. Würsig. 2002. Cetacean habitat in the northern oceanic Gulf of Mexico. Deep-Sea Res. I 49(1):121-142.

Debrot, A.O. 1998. New cetacean records for Curaçao, Netherlands Antilles. Carib. J. Sci. 34(1-2):168-169. Debrot, A.O. and N.B. Barros. 1992. Notes on a Gervais’ beaked whale, Mesoplodon europaeus and a dwarf sperm

whale, Kogia simus, stranded in Curaçao, Netherlands Antilles. Mar. Mamm. Sci. 8(2):172-178. Debrot, A.O. and N.B. Barros. 1994. Additional cetacean records for the Leeward Dutch Antilles. Mar. Mamm.

Sci. 10:359-368. Debrot, A.O., J.A. De Meyer and P.J.E. Dezentjé. 1998. Additional records and a review of the cetacean fauna of

the Leeward Dutch Antilles. Carib. J. Sci. 34(3-4):204-210. Diving Medical Advisory Committee, The. 1979. A note regarding safe diving distance from seismic survey

operations. The Diving Medical Advisory Committee, 28/30 Little Russell Street, London WC1A 2HN. November 1979.

Dolar, M.L.L. 2002. Fraser’s dolphin – Lagenodelphis hosei. p. 485-487 In: W.F. Perrin, B. Würsig and J.G.M. Thewissen (eds.), Encyclopedia of Marine Mammals. Academic Press, San Diego. 1414 p.

Donahue, M.A. and W.L. Perryman. 2002. Pygmy killer whale – Feresa attenuata. p. 1009-1010 In: W.F. Perrin, B. Würsig and J.G.M. Thewissen (eds.), Encyclopedia of Marine Mammals. Academic Press, San Diego. 1414 p.

Duffield, D.A., S.H. Ridgway and L.H. Cornell. 1983. Hematology distinguishes coastal and offshore forms of dolphins (Tursiops). Can. J. Zool. 61(4):930-933.

Duncan, P.M. 1985. Seismic sources in a marine environment. p. 56-88 In: Proc. Workshop on Effects of Explosives Use in the Marine Environment, Jan. 1985, Halifax, N.S. Tech. Rep. 5. Can. Oil & Gas Lands Admin. Environ. Prot. Br., Ottawa, Ont. 398 p.

Earlham College. 2001. Biological Diversity 2001. Green turtle (Chelonia mydas) conservation. http://www.earlham.edu/~breckme/green_sea_turtles.htm

Eckert, S.A. 2000. Letter to M. James, Nova Scotia Leatherback Turtle Working Group, re possible impacts of seismic exploration off Nova Scotia on sea turtles. Hubbs-Sea World Res. Inst., San Diego, CA. 4 p.

EIA. 2003. Country Analysis Briefs: Mexico. Website available at http://www.eia.doe.gov/emeu/cabs/mexico.html

cvi

Ehrhart, L.M., D.A. Bagley, and W.E. Redfoot. 2003. Chapter 10. Loggerhead turtles in the Atlantic Ocean: Geographic distribution, abundance, and population status. In: A.B. Bolton and B.E. Witherington, editors. Loggerhead Sea Turtles. Smithsonian Books, Washington; p. 157-174.

Engås, A, S. Løkkeborg, E. Ona and A.V. Soldal. 1996. Effects of seismic shooting on local abundance and catch rates of cod (G. morhua) and haddock (M. aeglefinus). Can. J. Fish. Aquat. Sci. 53(10):2238-2249.

EuroTurtle. 2001. Sea turtle outlines. Website. http://www.euroturtle.org Evans, W.E. 1994. Common dolphin, white-bellied porpoise Delphinus delphis Linnaeus, 1758. p. 191-224 In:

S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 5. The First Book of Dolphins. Academic Press, San Diego, CA. 416 p.

FAO. 2003. World Fisheries and Aquaculture Atlas. CD-Rom. Fay, R.R. and A.N. Popper. 1999. Hearing in fishes and amphibians: An introduction. In: (eds.) R.R. Fay and A.N.

Popper. Comparative Hearing: Fish and Amphibians. Springer Handbook of Auditory Research. Springer-Verlag New York Inc. Pp. 1-14.

Finneran, J.J., C.E. Schlundt, D.A. Carder, J.A. Clark, J.A. Young, J.B. Gaspin and S.H. Ridgway. 2000. Auditory and behavioral responses of bottlenose dolphins (Tursiops truncatus) and beluga whale (Delphinapterus leucas) to impulsive sounds resembling distant signatures of underwater explosions. J. Acoust. Soc. Am. 108(1):417-431.

Finneran, J.J., C.E. Schlundt, R. Dear, D.A. Carder and S.H. Ridgway. 2002. Temporary shift in masked hearing thresholds in odontocetes after exposure to single underwater impulses from a seismic watergun. J. Acoust. Soc. Am. 111(6):2929-2940.

Finneran, J.J., R. Dear, D.A. Carder and S.H. Ridgway. 2003. Auditory and behavioral responses of California sea lions (Zalophus californianus) to single underwater impulses from an arc-gap transducer. J. Acoust. Soc. Am. 114(3):1667-1677.

Fish, J.F. and J.S. Vania. 1971. Killer whale, Orcinus orca, sounds repel white whales, Delphinapterus leucas. Fish. Bull. 69(3):531-535.

Fitch, J. E., and R. L. Brownell, Jr. 1968. Fish otoliths in cetacean stomachs and their importance in interpreting feeding habits. J. Fish. Res. Bd. Can. 25:2561-74.

Fox, C.G., R.P. Dziak and H. Matsumoto. 2002. NOAA efforts in monitoring of low-frequency sound in the global ocean. J. Acoust. Soc. Am. 112(5, Pt. 2):2260.

Frantzis, A. 1998. Does acoustic testing strand whales? Nature 392(6671):29. Frost, K.J., L.F. Lowry and R.R. Nelson. 1984. Belukha whale studies in Bristol Bay, Alaska. p. 187-200 In: B.R.

Melteff and D.H. Rosenberg (eds.), Proc. workshop on biological interactions among marine mammals and commercial fisheries in the southeastern Bering Sea, Oct. 1983, Anchorage, AK. Univ. Alaska Sea Grant Rep. 84-1. Univ. Alaska, Fairbanks, AK.

Fullard, J.K., G. Early, P.M. Heide-Jørgensen, D. Block, A. Rosing-Asvid and W. Amos. 2000. Population structure of long-finned pilot whales in the North Atlantic: a correlation with sea surface temperature? Mol. Ecol. 9:949-958.

Gambell, R. 1985a. Sei whale Balaenoptera borealis Lesson, 1828. p. 155-170 In: S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 3. The Sirenians and Baleen Whales. Academic Press, London, U.K. 362 p.

Gambell, R. 1985b. Fin whale Balaenoptera physalus (Linnaeus, 1758). p. 171-192 In: S.H. Ridgway and R. Har-rison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 3. The Sirenians and Baleen Whales. Academic Press, London, U.K. 362 p.

Garduño-Andrade, M., V. Guzmán, E. Miranda, R. Briseño-Dueñas and A. Abreu. 1999. Increases in hawksbill turtle (Eretmochelys imbricata) nesting in the Yucatán Peninsula, Mexico (1977-1996): data in support of successful conservation? Chelonian Conservation and Biology 3 (2):286-295.

cvii

Gartner, J.V., Jr., T.L. Hopkins, R.C. Baird and D.M. Miliken. 1987. The lanternfish (Pices: Myctophidae) of the eastern Gulf of Mexico. Fish Bull. U.S. 85:81-98.

Gentry, R. (ed.). 2002. Report of the workshop on acoustic resonance as a source of tissue trauma in cetaceans, Silver Spring, MD, April 2002. Nat. Mar. Fish. Serv. 19 p. Available at www.nmfs.noaa.gov/prot_res/PR2/Acoustics_Program/acoustics.html

Gerstein, E.R., L.A. Gerstein, S.E. Forsythe and J.E. Blue. 1999. The underwater audiogram of a West Indian manatee (Trichechus manatus). J. Acoust. Soc. Am. 105(6):3575-3583.

Gisiner, R.C. (ed.) 1999. Workshop on the effects of anthopogenic noise in the marine environment 10-12 February 1998. Marine Mammal Science Program, Office of Naval Research, Arlington, VA. 141 p.

Goold, J.C. 1996a. Acoustic assessment of common dolphins off the west Wales coast, in conjunction with 16th round seismic surveying. Rep. from School of Ocean Sciences, Univ. Wales, Bangor, Wales, for Chevron UK Ltd, Repsol Explor. (UK) Ltd., and Aran Energy Explor. Ltd. 22 p.

Goold, J.C. 1996b. Acoustic assessment of populations of common dolphin Delphinus delphis in conjunction with seismic surveying. J. Mar. Biol. Assoc. U.K. 76:811-820.

Goold, J.C. 1996c. Acoustic cetacean monitoring off the west Wales coast. Rep. from School of Ocean Sciences, Univ. Wales, Bangor, Wales, for Chevron UK Ltd, Repsol Explor. (UK) Ltd, and Aran Energy Explor. Ltd. 20 p.

Goold, J.C. and P.J. Fish. 1998. Broadband spectra of seismic survey air-gun emissions, with reference to dolphin auditory thresholds. J. Acoust. Soc. Am. 103(4):2177-2184.

Greene, C.R. 1997. An autonomous acoustic recorder for shallow arctic waters. J. Acoust. Soc. Am. 102(5, Pt. 2):3197.

Greene, C.R., Jr. and W.J. Richardson. 1988. Characteristics of marine seismic survey sounds in the Beaufort Sea. J. Acoust. Soc. Am. 83(6):2246-2254.

Greene, C.R., Jr., and W.C. Burgess. 2000. Physical acoustics measurements, 1999. p. 3-1 to 3-45 In: W.J. Rich-ardson (ed.), Marine mammal and acoustical monitoring of Western Geophysical's open-water seismic program in the Alaskan Beaufort Sea, 1999. LGL Rep. TA2313-4. Rep. from LGL Ltd., King City, Ont., and Greeneridge Sciences Inc., Santa Barbara, CA, for Western Geophysical, Houston, TX, and U.S. Nat. Mar. Fish. Serv., Anchorage, AK, and Silver Spring, MD. 155 p.

Greene, C.R., Jr., N.S. Altman and W.J. Richardson. 1999. Bowhead whale calls. p. 6-1 to 6-23 In: W.J. Richard-son (ed.), Marine mammal and acoustical monitoring of Western Geophysical's open-water seismic program in the Alaskan Beaufort Sea, 1998. LGL Rep. TA2230-3. Rep. from LGL Ltd., King City, Ont., and Greeneridge Sciences Inc., Santa Barbara, CA, for Western Geophysical, Houston, TX, and U.S. Nat. Mar. Fish. Serv., Anchorage, AK, and Silver Spring, MD. 390 p.

Greene, G.D., F.R. Engelhardt and R.J. Paterson (eds.). 1985. Proceedings of the workshop on effects of explo-sives use in the marine environment. Canadian Oil and Gas Lands Admin. and Environ. Prot. Branch, Ottawa, Ont. 398 p.

Hacker, S.E. 1992. Stomach contents of four short-finned pilot whales (Globicephala macrorhynchus) from the Southern California Bight. Mar. Mamm. Sci. 8(1):76-81.

Hansen, L.J., K.D. Mullin and C.L. Roden. 1994. Preliminary estimates of cetacean abundance in the U.S. Atlantic Exclusive Economic Zone from 1992 vessel surveys. Southeast Fisheries Science Center, Miami Laboratory. Contribution No. MIA-93/94-58.

Harris, R.E., G.W. Miller and W.J. Richardson. 2001. Seal responses to airgun sounds during summer seismic surveys in the Alaskan Beaufort Sea. Mar. Mamm. Sci. 17(4):795-812.

Hartman, D.S. 1979. Ecology and behavior of the manatee (Trichechus manatus) in Florida. Am. Soc. Mammal., Spec. Publ. 5. 153 p.

cviii

Hartog, J.C. den and M.M. van Nierop. 1984. A study of the gut contents of six leathery turtles, Dermochelys coriacea (Linnaeus) (Reptilia: Testudines: Dermochelyidae) from British waters and from the Netherlands. Zool. Verh. 209(1984):1-36.

Heyning, J.E. 1989. Cuvier’s beaked whale Ziphius cavirostris G. Cuvier, 1823. p. 289-308 In: S.H. Ridgway and R.J. Harrison (eds.), Vol. 4. River Dolphins and the Larger Toothed Whales. Academic Press, San Diego, CA. 444 p.

Hirst, A.G. and P.G. Rodhouse. 2000. Impacts of geophysical seismic surveying on fishing success. Rev. Fish Biol. Fisheries 10(1):113-118.

Hogarth, W.T. 2002. Declaration of William T. Hogarth in opposition to plaintiff’s motion for temporary restrain-ing order, 23 October 2002. Civ. No. 02-05065-JL. U.S. District Court, Northern District of California, San Francisco Div.

Hooker, S.K., R.W. Baird, S. Al-Omari, S. Gowans and H. Whitehead. 2001. Behavioural reactions of northern bottlenose whales (Hyperoodon ampullatus) to biopsy darting and tag attachment procedures. Fish. Bull. 99(2):303-308.

Horrocks, J.A. 1992. WIDECAST Sea Turtle Recovery Action Plan for Barbados. In: K.L. Eckert (ed.). CEP Technical Report No. 12. UNEP Caribbean Environment Program, Kingston, Jamaica. 61 p.

Horwood, J. 1987. The Sei Whale: Population Biology, Ecology, and Management. Croom Helm, Beckenham, Kent, U.K. 375 p.

Houser, D.S., R. Howard and S. Ridgway. 2001. Can diving-induced tissue nitrogen supersaturation increase the chance of acoustically driven bubble growth in marine mammals? J. Theor. Biol. 213(2):183-195.

Houston, J. 1990. Status of Blainville’s beaked whale, Mesoplodon densirostris, in Canada. Nature 104(1):117-120.

http://www.offshore-environment.com/oilpollution.html Hutchinson, D.R. and R.S. Detrick. 1984. Water gun vs. air gun: a comparison. Mar. Geophys. Res. 6(3):295-310. IHO (The International Hydrographic Organization). 2003. Maritime Transportation Routes and World Port

Locations. http://www.iho.shom.fr/ECDIS/WebCatalogue/routs.htm Isaksen, K. and P.O. Syvertsen. 2002. Striped dolphins, Stenella coeruleoalba, in Norwegian and adjacent waters.

Mammalia 66(1):33-41. IUCN (The World Conservation Union). 2003. IUCN Red List of Threatened Species. http://www.redlist.org IWC (International Whaling Commission). 2003. Whale population estimates.

http://www.iwcoffice.org/Estimate.htm Jefferson, T.A. 2002. Rough-toothed dolphin – Steno bredanensis. p. 1055-1059 In: W.F. Perrin, B. Würsig and

J.G.M. Thewissen (eds.), Encyclopedia of Marine Mammals. Academic Press, San Diego. 1414 p. Jefferson, T.A. and A.J. Schiro. 1997. Distribution of cetaceans in the offshore Gulf of Mexico. Mamm. Rev.

27:27-50. Jefferson, T.A. and B.E. Curry. 1994. Review and evaluation of potential acoustic methods of reducing or

eliminating marine mammal-fishery interactions. Rep. from Mar. Mamm. Res. Prog., Texas A & M Univ., College Station, TX, for U.S. Mar. Mamm. Comm., Washington, DC. 59 p. NTIS PB95-100384.

Jefferson, T.A. and N.B. Barros. 1997. Peponocephala electra. Mammal. Species 553:1-6. Jefferson, T.A. and S K. Lynn. 1994. Marine mammal sightings in the Caribbean Sea and Gulf of Mexico, summer

1991. Carib. J. Sci. 30(1–2):83–89. Jefferson, T.A., D.K. Odell and K.T. Prunier. 1995. Notes on the biology of the Clymene dolphin (Stenella cly-

mene) in the northern Gulf of Mexico. Mar. Mamm. Sci. 11(4):564-573. Jefferson, T.A., S. Leatherwood and M.A. Webber. 1993. FAO Species identification guide. Marine mammals of

the world. UNEP/FAO, Rome.

cix

Johnson, S.R. 2002. Marine mammal mitigation and monitoring program for the 2001 Odoptu 3-D seismic survey, Sakhalin Island Russia: Executive summary. Rep. from LGL Ltd, Sidney, B.C., for Exxon Neftegas Ltd., Yuzhno-Sakhalinsk, Russia. 49 p. Also available as Working Paper SC/02/WGW/19, Int. Whal. Comm., Western Gray Whale Working Group Meeting, Ulsan, South Korea, 22-25 October 2002. 48 p.

Kastak, D. and R.J. Schusterman. 1995. Aerial and underwater hearing thresholds for 100 Hz pure tones in two pinniped species. p. 71-79 In: R.A. Kastelein, J.A. Thomas and P.E. Nachtigall (eds.), Sensory Systems of Aquatic Mammals. Di Spil, Woerden, The Netherlands. 588 p.

Kastak, D. and R.J. Schusterman. 1998. Low-frequency amphibious hearing in pinnipeds: methods, measurements, noise and ecology. J. Acoust. Soc. Am. 103(4): 2216-2228.

Kastak, D. and R.J. Schusterman. 1999. In-air and underwater hearing sensitivity of a northern elephant seal (Mir-ounga angustirostris). Can. J. Zool. 77(11):1751-1758.

Kastak, D., R.L. Schusterman, B.L. Southall and C.J. Reichmuth. 1999. Underwater temporary threshold shift induced by octave-band noise in three species of pinnipeds. J. Acoust. Soc. Am. 106:1142-1148.

Kastelein, R.A., P. Mosterd, B. van Santen, M. Hagedoorn and D. de Haan. 2002. Underwater audiogram of a Pacific walrus (Odobenus rosmarus divergens) measured with narrow-band frequency-moldualted signals. J. Acoust. Soc. Am. 112(5):2173-2182.

Kasuya, T. 1986. Distribution and behavior of Baird's beaked whales off the Pacific coast of Japan. Sci. Rep. Whales Res. Inst. 37:61-83.

Kawakami, T. 1980. A review of sperm whale food. Sci. Rep. Whales Res. Inst. 32:199-218. Ketten, D.R. 1991. The marine mammal ear: specializations for aquatic audition and echolocation. p. 717-750 In:

D. Webster, R. Fay and A. Popper (eds.), The Biology of Hearing. Springer-Verlag, Berlin. Ketten, D.R. 1992. The cetacean ear: form, frequency, and evolution. p. 53-75 In: J. A. Thomas, R. A. Kastelein

and A. Ya Supin (eds.), Marine Mammal Sensory Systems. Plenum, New York. 773 p. Ketten, D.R. 1994. Functional analysis of whale ears: adaptations for underwater hearing. IEEE Proc. Underwat.

Acoust. 1:264-270. Ketten, D.R. 1995. Estimates of blast injury and acoustic trauma zones for marine mammals from underwater

explosions. p. 391-407 In: R.A. Kastelein, J.A. Thomas and P.E. Nachtigall (eds.), Sensory systems of aquatic mammals. De Spil Publ., Woerden, Netherlands. 588 p.

Ketten, D.R. 2000. Cetacean ears. p. 43-108 In: W.W.L. Au, A.N. Popper and R.R. Fay (eds.), Hearing by Whales and Dolphins. Springer-Verlag, New York, NY. 485 p.

Ketten, D.R., J. Lien and S. Todd. 1993. Blast injury in humpback whale ears: evidence and implications. J. Acoust. Soc. Am. 94(3, Pt. 2):1849-1850.

Ketten, D.R., J. O'Malley, P.W.B. Moore, S. Ridgway and C. Merigo. 2001. Aging, injury, disease, and noise in marine mammal ears. J. Acoust. Soc. Am. 110(5, Pt. 2):2721.

Klima, E.F., G.R. Gitschlag and M.L. Renaud. 1988. Impacts of the explosive removal of offshore petroleum platforms on sea turtles and dolphins. Mar. Fish. Rev. 50(3):33-42.

Koski, W.R., D.H. Thomson and W.J. Richardson. 1998. Descriptions of Marine Mammal Populations. p. 1-182 plus Appendices In: Point Mugu Sea Range Marine Mammal Technical Report. Rep. from LGL Ltd., King City, Ont., for Naval Air Warfare Center, Weapons Div., Point Mugu, CA, and Southwest Div. Naval Facilities Engin. Command, San Diego, CA. 322 p.

Kostyuchenko, L.P. 1972. Effects of elasitc waves generated in marine seismic prospecting on fish eggs in the Black Sea. Hydrobiol. J. 9:45-48.

Kruse, S., D.K. Caldwell and M.C. Caldwell. 1999. Risso's dolphin Grampus griseus (G. Cuvier, 1812). p. 183-212 In: S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 6. The Second Book of Dolphins and the Porpoises. Academic Press, San Diego, CA. 486 p.

Kryter, K.D. 1985. The effects of noise on man, 2nd ed. Academic Press, Orlando, FL. 688 p.

cx

Kryter, K.D. 1994. The handbook of hearing and the effects of noise. Academic Press, Orlando, FL. 673 p. LaBella, G., C. Froglia, A. Modica, S. Ratti, and G. Rivas. 1996. First assessment of effects of air-gun seismic

shooting on marine resources in the central Adriatic Sea. Society of Petroleum Engineers, Inc. International Conference on Health, Safety and Environment, New Orleans, Louisiana, U.S.A., 9-12 June 1996.

Lavigne, D.M. and K.M. Kovacs. 1988. Harps & Hoods. Ice-breeding seals of the Northwest Atlantic. University of Waterloo Press, Waterloo, Ont. 174 p.

Leatherwood, S. and R.R. Reeves. 1983. The Sierra Club Handbook of Whales and Dolphins. Sierra Club, San Francisco, CA. 302 p.

Leatherwood, S., D.K. Caldwell and H.E. Winn. 1976. Whales, Dolphins, and Porpoises of the Western North Atlantic. A Guide to their Identification. NOAA Tech. Rep. NMFS Circ. 396. U.S. Dep. Comm., Washington, DC.

Leatherwood, S., T.A. Jefferson, J.C. Norris, W.E. Stevens, L.J. Hansen and K.D. Mullin. 1993. Occurrence and sounds of Fraser's dolphins (Lagenodelphis hosei) in the Gulf of Mexico. Tex. J. Sci. 45(4):350-354.

LeBuff, C.R. Jr. 1990. The Loggerhead Turtle in the Eastern Gulf of Mexico. Caretta Research Inc., P.O. Box 419, Sanibel, Florida. 236 pp.

Lefebvre, L.W., T.J. O’Shea, G.B. Rathbun and R.C. Best. 1989. Distribution, status, and biogeography of the West Indian manatee. p. 567-610 In: C.A. Woods (ed.), Biogeography of the West Indies: Past, Present, and Future. Sandhill Crane Press, Gainesville, FL.

Lenhardt, M.L. 1994. Seismic and very low frequency sound induced behaviors in captive loggerhead marine turtles (Caretta caretta). p. 238-241 In: K.A. Bjorndal et al. (eds.), Proc. 14th Annu. Sympos. Sea Turtle Biol. & Conserv. NOAA Tech. Memo. NMFS-SEFSC-351. U.S. Nat. Mar. Fish. Serv. Southeast Fish. Sci. Cent. 323 p.

Lenhardt, M.L., R.C. Klinger and J.A. Musick. 1985. Marine turtle middle-ear anatomy. J. Aud. Res. 25:66-72. Lenhardt, M.L., S. Bellmund, R.A. Byles, S.W. Harkins and J.A. Musick. 1983. Marine turtle reception of bone-

conducted sound. J. Aud. Res. 23:119-125. Lesage, V., C. Barrette, M.C.S. Kingsley and B. Sjare. 1999. The effect of vessel noise on the vocal behavior of

belugas in the St. Lawrence River estuary, Canada. Mar. Mamm. Sci. 15(1):65-84. LGL. 2003a. Request by Lamont-Doherty Earth Observatory for an Incidental Harassment Authorization to Allow

the Incidental Take of Marine Mammals During a Marine Seismic Program off the Northern Yucatán Peninsula, Gulf of Mexico, March–April 2004. Submitted by Lamont-Doherty Earth Observatory to National Marine Fisheries Service. Prepared by LGL environmental research associates, King City, Ont.

LGL. 2003b. 90 Day Report on the Hess Deep Area of the Eastern Tropical Pacific. Submitted by Lamont-Doherty Earth Observatory to National Marine Fisheries Service. Prepared by LGL environmental research associates, King City, Ont.

LGL. 2004. Marine Mammal Observers’ Handbook. Marine Mammal Monitoring during the 2004 Program. Prepared by LGL environmental research associates, King City, Ont.

Library of Congress. 1996. Mexico: A Country Study. Available at http://lcweb2.loc.gov/frd/cs/mxtoc.html Ljungblad, D.K., B. Würsig, S.L. Swartz and J.M. Keene. 1988. Observations on the behavioral responses of

bowhead whales (Balaena mysticetus) to active geophysical vessels in the Alaskan Beaufort Sea. Arctic 41(3):183-194.

Lohmann, K.J. and C.M.F. Lohmann. 1998. Migratory guidance mechanisms in marine turtles. J. Avian Biol. 29(4):585-596.

Lohmann, K.J., B.E. Witherington, C.M.F. Lohmann and M. Salmon. 1997. Orientation, navigation, and natal beach homing in sea turtles. p. 107-135 In: P.L. Lutz and J.A. Musick (eds.), The biology of sea turtles. CRC Press, Boca Raton, FL. 432 p.

cxi

Lohmann, K.J., S.D. Cain, S.A. Dodge and C.M.F. Lohmann. 2001. Regional magnetic fields as navigational markers for sea turtles. Science 294(5541):364-366.

Lohrenz, S.E.; Redalje, D.G. and Fahnenstiel, G.L. 1999. Optical properties of Mississippi River plume and adjacent shelf waters during March 1991. p. 67-74 In: NOAA Coastal Ocean Program, Nutrient Enhanced Coastal Ocean Productivity, proceedings of a Workshop, Texas-Louisiana Sea Grant Publ.

Løkkeborg, S. 1991. Effects of geophysical survey on catching success in longline fishing. ICES CM B:40. 9 p. Mackintosh, N.A. 1965. The stocks of whales. Fishing News (London). MacLeod, C.D., M.B. Santos and G.J. Pierce. 2003. Review of data on diets of beaked whales: evidence of niche

separation and geographic segregation. J. Mar. Biol. Assoc. U.K. 83(3):651-665. Madsen, P.T., B. Mohl, B.K. Nielsen and M. Wahlberg. 2002. Male sperm whale behavior during exposures to

distant seismic survey pulses. Aquat. Mamm. 28(3):231-240. Malakoff, D. 2002. Suit ties whale deaths to research cruise. Science 298(5594):722-723. Malme, C.I. and P.R. Miles. 1985. Behavioral responses of marine mammals (gray whales) to seismic discharges.

p. 253-280 In: G.D. Greene, F.R. Engelhardt and R.J. Paterson (eds.), Proc. Workshop on effects of explosives use in the marine environment, Jan. 1985, Halifax, N.S. Tech. Rep. 5. Can. Oil & Gas Lands Admin., Environ. Prot. Br., Ottawa, Ont. 398 p.

Malme, C.I., B. Würsig, J.E. Bird and P. Tyack. 1986. Behavioral responses of gray whales to industrial noise: feeding observations and predictive modeling. Outer Cont. Shelf Environ. Assess. Progr., Final Rep. Princ. Invest., NOAA, Anchorage, AK 56(1988):393-600. BBN Rep. 6265. 600 p. OCS Study MMS 88-0048; NTIS PB88-249008.

Malme, C.I., B. Würsig, J.E. Bird and P. Tyack. 1988. Observations of feeding gray whale responses to controlled industrial noise exposure. p. 55-73 In: W.M. Sackinger, M.O. Jeffries, J.L. Imm and S.D. Treacy (eds.), Port and ocean engineering under arctic conditions, vol. II. Geophysical Inst., Univ. Alaska, Fairbanks, AK. 111 p.

Malme, C.I., P.R. Miles, C.W. Clark, P. Tyack and J.E. Bird. 1984. Investigations of the potential effects of underwater noise from petroleum industry activities on migrating gray whale behavior/Phase II: January 1984 migration. BBN Rep. 5586. Rep. from Bolt Beranek & Newman Inc., Cambridge, MA, for U.S. Minerals Manage. Serv., Anchorage, AK. Var. pag. NTIS PB86-218377.

Malme, C.I., P.R. Miles, P. Tyack, C.W. Clark and J.E. Bird. 1985. Investigation of the potential effects of underwater noise from petroleum industry activities on feeding humpback whale behavior. BBN Rep. 5851; OCS Study MMS 85-0019. Rep. from BBN Labs Inc., Cambridge, MA, for U.S. Minerals Manage. Serv., Anchorage, AK. Var. pag. NTIS PB86-218385.

Marcovaldi, M.A., J. Thomé and J.G. Frazier. 2003. Marine turtles in Latin America and the Caribbean: a regional perspective of successes, failures, and priorities for the future. Marine Turtle Newsletter 100:38-42.

Márquez, M.R. 1990. Sea turtles of the world. An annotated and illustrated catalogue of sea turtle species known to date. FAO Fisheries Synopsis No. 125, Vol 11. Rome. 81 p.

Available at http://www.sefsc.noaa.gov/seaturtlepublications.jsp. Márquez, M.R. , M. Garduño, P. Castañeda, M.A. Carrasco, R. Lope-M., and A. Villanueva. 1992. Protection for

hawksbill and green sea turtles in Rio Largartos, Yucatan, Mexico in 1990. Marine Turtle Newsletter 58:14.

Masuda, T. 2000. World oil supply outlook to 2010. The 5th Annual Asia Oil & Gas Conference, 28-30 May 2000, Kuala Lampur, Malaysia. 11 p. Available at http://www.iea.org/new/speeches/masuda1.pdf

Mate, B. 1993. Experiments with an acoustic harassment system to limit seal movements. J. Acoust. Soc. Am. 94(3, Pt. 2):1828.

Mate, B. 2003. Seasonal distribution and habitat characterization of sperm whales in the Gulf of Mexico from Argos satellite-monitored radio tracking. In 15th Biennial Conference on the Biology of Marine Mammals, Greensboro, NC, 14-19 December 2003, Abstracts. p. 105.

cxii

Mate, B.R. and J.T. Harvey. 1987. Acoustical deterrents in marine mammal conflicts with fisheries. ORESU-W-86-001. Oregon State Univ., Sea Grant Coll. Progr., Corvallis, OR. 116 p.

Mate, B.R., K.M. Stafford and D.K. Ljungblad. 1994. A change in sperm whale (Physeter macrocephalus) distribution correlated to seismic surveys in the Gulf of Mexico. J. Acoust. Soc. Am. 96(2):3268-3269.

McAlpine, D.F., L.D. Murison and E.P. Hoberg. 1997. New records for the pygmy sperm whale, Kogia breviceps (Physeteridae) from Atlantic Canada with notes on diet and parasites. Mar. Mamm. Sci. 13(4):701-704.

McCall Howard, M.P. 1999. Sperm whales Physeter macrocephalus in the Gully, Nova Scotia: Population, distribution, and response to seismic surveying. B.Sc. (Honors) Thesis. Dalhousie Univ., Halifax, N.S.

McCauley, R.D, J. Fewtrell, A.J. Duncan, C. Jenner, J.D. Penrose, R.I.T. Prince, A. Adhitya, J. Murdoch, and K. McCabe. 2000a. Marine seismic surveys: Analysis and propagation of air-gun signals; and effects of air-gun exposure on humpback whales, sea turtles, fishes and squid. Prepared for Australian Petroleum Production and Exploration Association, Centre for Marine Science and Technology, Curtin University, Perth, Australia, 198 p.

McCauley, R.D., J. Fewtrell and A.N. Popper. 2003. High intensity anthropogenic sound damages fish ears. J. Acoust. Soc. Am. 113(1):638-642.

McCauley, R.D., J. Fewtrell, A.J. Duncan, M.-N. Jenner, M-N., C. Jenner, R.I.T. Prince, A. Adhitya, K. McCabe and J. Murdoch. 2000b. Marine seismic surveys - a study of environmental implications. APPEA (Austral. Petrol. Product. Explor. Assoc. ) Journal 40:692-708.

McCauley, R.D., J. Fewtrell, and A.N. Popper. 2003. High intensity anthropogenic sound damages fish ears. J. Acoust. Soc. Am., 113, 1: 638-642.

McCauley, R.D., M.-N. Jenner, C. Jenner, K.A. McCabe and J. Murdoch. 1998. The response of humpback whales (Megaptera novangliae) to offshore seismic survey noise: preliminary results of observations about a work-ing seismic vessel and experimental exposures. APPEA (Austral. Petrol. Product. Explor. Assoc.) Journal 38:692-707.

McDonald, M.A., J.A. Hildebrand and S.C. Webb. 1995. Blue and fin whales observed on a seafloor array in the Northeast Pacific. J. Acoust. Soc. Am. 98(2 Pt.1):712-721.

McEachran, J.D. and J.D. Fechhelm. 1998. Fishes of the Gulf of Mexico. Volume 1: Myxiniformes to Gasterosteiformes. University of Texas Press. 120pp.

Mead, J.G. 1989. Beaked whales of the genus Mesoplodon. p. 349-430 In: S.H. Ridgway and R.J. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals, Volume 4, River Dolphins and the Larger Toothed Whales. Academic Press, San Diego, CA. 444 p.

Meylan, A.B. 1999. International movements of immature and adult hawksbill turtles (Eretmochelys imbricata) in the Caribbean region. Chelonian Conserv. Biol. 3(2): 189-194.

Mignucci-Giannoni A.A. and D.K. Odell. 2001. Tropical and subtropical records of hooded seals (Cystophora cristata) dispel the myth of extant Caribbean monk seals (Monachus tropicalis). Bull. Mar. Sci. 68(1):47-58.

Miller, G.S. 1928. The Pollack whale in the Gulf of Campeche. Proc. Biol. Soc. Wash. 41:171. Miller, G.W., R.E. Elliott, W.R. Koski, V.D. Moulton and W.J. Richardson. 1999. Whales. p. 5-1 to 5-109 In:

W.J. Richardson (ed.), Marine mammal and acoustical monitoring of Western Geophysical's open-water seismic program in the Alaskan Beaufort Sea, 1998. LGL Rep. TA2230-3. Rep. from LGL Ltd., King City, Ont., and Greeneridge Sciences Inc., Santa Barbara, CA, for Western Geophysical, Houston, TX, and U.S. Nat. Mar. Fish. Serv., Anchorage, AK, and Silver Spring, MD. 390 p.

Miller, J.D. 1997. Reproduction in sea turtles. p. 51-81 In: P.L. Lutz and J.A. Musick (eds.), The biology of sea turtles. CRC Press, Boca Raton, FL. 432 p.

Miyazaki, N. and W.F. Perrin. 1994. Rough-toothed dolphin Steno bredanensis (Lesson, 1828). p. 1-21 In: S.H. Ridgway and R.J. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 5. The First Book of Dolphins. Academic Press, San Diego, CA. 416 p.

cxiii

MMS (Minerals Management Service). 2003. Implementation of Seismic Survey Mitigation Measures and Protected Species Observer Program. Notice to Lessees and Operators of Federal Oil, Gas, and Sulphur Leases in the Outer Continental Shelf, Gulf of Mexico OCS Region. NTL No. 2003-G08.

Moein, S.E., J.A. Musick, J.A. Keinath, D.E. Barnard, M. Lenhardt and R. George. 1994. Evaluation of seismic sources for repelling sea turtles from hopper dredges. Rep. from Virginia Inst. Mar. Sci., [Gloucester Point], VA, for U.S. Army Corps of Engineers. 33 p.

Moein-Bartol, S., J.A. Musick and M.L. Lenhardt. 1999. Auditory evoked potentials of the loggerhead sea turtle (Caretta caretta). Copeia 1999(3):836-840.

Morales-Vela, B., J.A. Padilla-Saldivar and A.A. Mignucci-Giannoni. 2003. Status of the manatee (Trichechus manatus) along the northern and western coast of the Yucatán Peninsula, México. Carib. J. Sci. 39(1):42-49.

Moreno, F.A.O.O. and V.J. Rivera. 2000. Las Tortugas Marinas en El Pargue Nacional Isla Contoy, Quintana Roo, Mexico. In: F.A. Abreu-Grobois, R. Briseño-Dueñas, R. Márquez and L. Sarti, compilers. 2000. Proceedings of the Eighteenth International sea turtle symposium U.S. Dep. Commer. NOAA Tech. Mem. NMFS-SEFSC-415: 69.

Moulton, V.D. and J.W. Lawson. 2002. Seals, 2001. p. 3-1 to 3-48 In: W.J. Richardson (ed.), Marine mammal and acoustical monitoring of WesternGeco’s open water seismic program in the Alaskan Beaufort Sea, 2001. Rep. from LGL Ltd., King City, Ont., and Greeneridge Sciences Inc., Santa Barbara, CA, for WesternGeco, Houston, TX, and Nat. Mar. Fish. Serv., Anchorage, AK, and Silver Spring, MD. LGL Rep. TA2564-4.

Mullin, K.D. and W. Hoggard. 2000. Visual surveys of cetaceans and sea turtles from aircraft and ships. Chapter 4. p. 111-171 In: R.W. Davis, W.E. Evans and B. Würsig (eds.), Cetaceans, sea turtles and seabirds in the northern Gulf of Mexico: distribution, abundance and habitat associations, Vol. II: technical report. U.S. Dep. Interior, Geol. Surv., Biol. Resour. Div., USGS/BRD/CR-1999-0006 and Minerals Manage. Serv., OCS Study MMS 2000-003.

Mullin, K.D., L.V. Higgins, T.A. Jefferson, L.J. Hansen. 1994a. Sightings of the Clymene dolphin (Stenella cly-mene) in the Gulf of Mexico. Mar. Mamm. Sci. 10(4):464-470.

Mullin, K.D., T.A. Jefferson, L.J. Hansen and W. Hoggard. 1994b. First sightings of melon-headed whales (Peponocephala electra) in the Gulf of Mexico. Mar. Mamm. Sci. 10(3):342-348.

Musick, J.A. and C.J. Limpus. 1997. Habitat utilization and migration in juvenile sea turtles. p. 137-163 In: P.L. Lutz and J.A. Musick (eds.), The biology of sea turtles. CRC Press, Boca Raton, FL. 432 p.

Nachtigall, P.E., J.L. Pawloski and W.W.L. Au. 2003. Temporary threshold shifts and recovery following noise exposure in the Atlantic bottlenosed dolphin (Tursiops truncatus). J. Acoust. Soc. Am. 113(6):3425-3429.

NMFS. 1995. Small takes of marine mammals incidental to specified activities; offshore seismic activities in southern California. Fed. Regist. 60(200, 17 Oct.):53753-53760.

NMFS. 2000. Small takes of marine mammals incidental to specified activities; marine seismic-reflection data col-lection in southern California/Notice of receipt of application. Fed. Regist. 65(60, 28 Mar.):16374-16379.

NMFS. 2003a. Biological Opinion on Marine Mammal Conservation Division’s Incidental Harassment Authorization to Lamont-Doherty Earth Observatory for Takes Incidental to Marine Seismic Testing in the Northern Gulf of Mexico [F/FPR/2003/00342].

NMFS SEFSC (NMFS Southeast Fisheries Science Center. 2001. Stock assessments of loggerhead and leatherback sea turtles and an assessment of the impact of pelagic longline fishery on the loggerhead and leatherback sea turtles of the Western North Atlantic. U.S. Department of Commerce, National Marine Fisheries Service, Miami, Fla., SEFSC Contribution PRD-00/01-08, 328 pp.

NOAA and USN. 2001. Joint interim report: Bahamas marine mammal stranding event of 14-16 March 2000. U.S. Dep. Commer., Nat. Oceanic Atmos. Admin., Nat. Mar. Fish. Serv., Sec. Navy, Assis. Sec. Navy, Instal-lations and Envir. 61 p.

cxiv

O’Hara, J. and J.R. Wilcox. 1990. Avoidance responses of loggerhead turtles, Caretta caretta, to low frequency sound. Copeia 1990(2):564-567.Olson, P.A. and S. B. Reilly. 2002. Pilot Whales. p. 898-893 In: W.F. Perrin, B. Würsig and J.G.M. Thewissen (eds.), Encyclopedia of Marine Mammals. Academic Press, San Diego, CA. 1414 p.

O’Shea, T.J., C.A. Beck, R.K. Bone, H.I. Kochman and D. K. Odell. 1985. An analysis of manatee mortality patterns in Florida, 1976-81. J. Wildl. Manage. 49(1):1-11.

Odell, D.K. and K.M. McClune. 1999. False killer whale Pseudorca crassidens (Owen, 1846). p. 213-243 In: S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 6. The Second Book of Dolphins and the Porpoises. Academic Press, San Diego, CA. 486 p.

Offshore-Environment. 2003. Oil pollution of the sea. Available at: http://www.offshore-environment.com/oilpollution.html

Ortega-Ortiz, J.G. 2002. Multiscale analysis of cetacean distribution in the Gulf of Mexico. Ph.D. Thesis. Texas A&M University, TX. 170 p.

Pearson, W., Skalski, J., Sulkin, S. and C. Malme. 1994. Effects of seismic energy releases on the survival and development of zoeal larvae of Dungeness crab (Cancer magister). Mar. Environ. Res., 38: 93-113.

Pearson, W.H., J.R. Skalski and C.I. Malme. 1992. Effects of sounds from a geophysical survey device on behaviour of captive rockfish (Sebastes spp.). Can. J. Fish. Aquat. Sci. 49(7):1343-1356.

Perrin, W.F. 2002. Spinner dolphin – Stenella longirostris. p. 1174-1178 In: W.F. Perrin, B. Würsig and J.G.M. Thewissen (eds.), Encyclopedia of Marine Mammals. Academic Press, San Diego. 1414 p.

Perrin, W.F. and A.A. Hohn. 1994. Pantropical spotted dolphin Stenella attenuata. p. 71-98 In: S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 5. The First Book of Dolphins. Academic Press, San Diego, CA. 416 p.

Perrin, W.F. and J.G. Mead. 1994. Clymene dolphin Stenella clymene (Gray, 1846). p. 161-171 In: S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 5. The First Book of Dolphins. Academic Press, London, U.K. 416 p.

Perrin, W.F. and J.W. Gilpatrick, Jr. 1994. Spinner dolphin. p. 99-128 In: S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 5. The First Book of Dolphins. Academic Press, San Diego, CA. 416 p.

Perrin W.F., Warner, R.R., Fiscus, C.H. and Holts, D.B. 1973. Stomach contents of porpoise, Stenella spp and yellowfin tuna, Thunnus albacares, in mixed species aggregations. Fish. Bull. 71, 1077-92.

Perrin, W.F., C.E. Wilson and F.I. Archer II. 1994b. Striped dolphin Stenella coeruleoalba (Meyen, 1833). p. 129-159 In: S. H. Ridgway and R. J. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 5. The First Book of Dolphins. Academic Press, San Diego, CA. 416 p.

Perrin, W.F., D.K. Caldwell and M.C. Caldwell. 1994a. Atlantic spotted dolphin Stenella frontalis (G. Cuvier, 1829). p. 173-190 In: S.H. Ridgway and R.J. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 5. The First Book of Dolphins. Academic Press, San Diego, CA. 416 p.

Perrin, W.F., S. Leatherwood and A. Collet. 1994c. Fraser's dolphin Lagenodelphis hosei Fraser, 1956. p. 225-240 In: S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 5. Academic Press, London, U.K. 416 p.

Perryman, W.L. 2002. Melon-headed whale – Peponocephala electra. p. 733-735 In: W.F. Perrin, B. Würsig and J.G.M. Thewissen (eds.), Encyclopedia of Marine Mammals. Academic Press, San Diego. 1414 p.

Perryman, W.L., D.W.K. Au, S. Leatherwood and T.A. Jefferson. 1994. Melon-headed whale Peponocephala electra Gray, 1846. p. 363-386. In: S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Volume 5. The First Book of Dolphins. Academic Press, 416 p.

Phillips 66. 1997. Nova Scotia Offshore Area Petroleum Geophysical Operations Regulations. Available at: http://216.239.41.104/search?q=cache:5NFbjhY1foEJ:bayuundan.phillips66.com/docs/Regulate.doc+airguns%2Bdivers%2Bassessment&hl=en&ie=UTF-8

cxv

Popper, A.N., M. Salmon, and K.W. Horch. 2001. Acoustic detection and communication by decapod crustaceans. J. Comp. Physiol. A 187: 83-89.

Preen, A.R. 1992. Interactions between dugongs and seagrasses in a subtropical environment. Ph.D. Thesis, James Cook Univ., Townsville, Queensl. 392 p.

Provancha, J.A. and M.J. Provancha. 1988. Long-term trends in abundance and distribution of manatees (Trichechus manatus) in the northern Banana River, Brevard County, Florida. Mar. Mamm. Sci. 4(4):323-338.

Rankin, J.J. 1953. First record of the rare beaked whale Mesoplodon europaeus Gervais, from the West Indies. Nature (London) 172, 873.

Rathbun, G.B. 1988. Fixed-wing airplane versus helicopter surveys of manatees (Trichechus manatus). Mar. Mamm. Sci. 4(1):71-75.

Reeves, R.R., B.S. Stewart and S. Leatherwood. 1992. The Sierra Club Handbook of Seals and Sirenians. Sierra Club Books, San Franciso. 359 p.

Reeves, R.R., B.S. Stewart, P.J. Clapham and J.A. Powell. 2002. Guide to Marine Mammals of the World. Chanticleer Press, New York, NY.

Reeves, R.R., E. Mitchell and H. Whitehead. 1993. Status of the northern bottlenose whale, Hyperoodon ampul-latus. Can. Field-Nat. 107(4):490-508.

Reeves, R.R., R.J. Hofman, G.K. Silber and D. Wilkinson. 1996. Acoustic deterrence of harmful marine mammal-fishery interactions: proceedings of a workshop held in Seattle, Washington, 20-22 March 1996. NOAA Tech. Memo NMFS-OPR-10. U.S. Dep. Commerce, Nat. Mar. Fish. Serv. 70 p.

Reid, K., Croxall, J.P. & Prince, P.A. 1996. The fish diet of black-browed and grey-headed albatrosses Diomedea melanophris and D. chrysostoma at South Georgia. Polar Biology. 16:469-477

Rendell, L.E. and J.C.D. Gordon. 1999. Vocal response of long-finned pilot whales (Globicephala melas) to military sonar in the Ligurian Sea. Mar. Mamm. Sci. 15(1):198-204.

Reyes, J.C. 1991. The conservation of small cetaceans: a review. Report prepared for the Secretariat of the Convention on the Conservation of Migratory Species of Wild Animals. UNEP/CMS Secretariat, Bonn.

Rice, D.W. 1989. Sperm whale Physeter macrocephalus Linnaeus, 1758. p. 177-233 In: S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 4. River Dolphins and the Larger Toothed Whales. Academic Press, San Diego, CA. 444 p.

Rice, D.W. 1998. Marine Mammals of the World, Systematics and Distribution. Spec. Publ. 4. Soc. Mar. Mammal., Allen Press, Lawrence, KS. 231 p.

Richardson, W.J. and B. Würsig. 1997. Influences of man-made noise and other human actions on cetacean behav-iour. Mar. Freshwat. Behav. Physiol. 29(1-4):183-209.

Richardson, W.J. and C.I. Malme. 1993. Man-made noise and behavioral responses. p. 631-700 In: J.J. Burns, J.J. Montague and C.J. Cowles (eds.), The bowhead whale. Spec. Publ. 2, Society for Marine Mammalogy, Lawrence, Kansas. 787 p.

Richardson, W.J., B. Würsig and C.R. Greene. 1986. Reactions of bowhead whales, Balaena mysticetus, to seismic exploration in the Canadian Beaufort Sea. J. Acoust. Soc. Am. 79(4):1117-1128.

Richardson, W.J., C.R. Greene, Jr., C.I. Malme and D.H. Thomson. 1995. Marine mammals and noise. Academic Press, San Diego. 576 p.

Richardson, W.J., G.W. Miller and C.R. Greene Jr. 1999. Displacement of migrating bowhead whales by sounds from seismic surveys in shallow waters of the Beaufort Sea. J. Acoust. Soc. Am. 106(4, Pt. 2):2281.

Richardson, W.J., R.A. Davis, C.R. Evans, D.K. Ljungblad and P. Norton. 1987. Summer distribution of bowhead whales, Balaena mysticetus, relative to oil industry activities in the Canadian Beaufort Sea, 1980-84. Arctic 40(2):93-104.

Ridgway, S.H., D.A. Carder, R.R. Smith, T. Kamolnick, C.E. Schlundt and W.R. Elsberry. 1997. Behavioral responses and temporary shift in masked hearing threshold of bottlenose dolphins, Tursiops truncatus, to

cxvi

1-second tones of 141 to 201 dB re 1 µPa. Tech. Rep. 1751. NRAD, RDT&E Div., Naval Command, Control & Ocean Surveillance Center, San Diego, CA. 27 p.

Ridgway, S.H., E.G. Wever, J.G. McCormick, J. Palin and J.H. Anderson. 1969. Hearing in the giant sea turtle, Chelonia mydas. Proc. Nat. Acad. Sci. U.S. 64:884-890.

Ross, G. J.B. and S. Leatherwood. 1994. Pygmy killer whale Feresa attenuata Gray, 1874. p. 387-404 In: S.H. Ridgway and R.J. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 5. The First Book of Dolphins. Academic Press, San Diego, CA. 416 p.

SACLANT. 1998. Estimation of cetacean hearing criteria levels. Section II, Chapter 7 In: SACLANTCEN Bioacoustics Panel Summary Record and Report. Report by NATO SACLANT Undersea Research Center. 60 p. Available at http://enterprise.spawar.navy.mil/spawarpublicsite/

Saetre, R. and E. Ona. 1996. Seismike undersøkelser og på fiskeegg og -larver en vurdering av mulige effecter pa bestandsniva. [Seismic investigations and damages on fish eggs and larvae; an evaluation of possible effects on stock level] Fisken og Havet 1996:1-17, 1-8. (in Norwegian, with an English summary - full translation not published).

Salas, S. 2000. Fishing strategies of small-scale fishers and their implications for management. PhD. Thesis University of British Columbia, Canada. 154 p.

Santulli, A., A. Modica, C. Messina, L. Ceffa, A. Curatolo, G. Rivas, G. Fabi and V. D'Amelio. 1999. Biochemical responses of European sea bass (Dicentrarchus labrax L.) to the stress induced by off shore experimental seismic prospecting. Mar. Pollut. Bull. 38(12):1105-1114.

Schlundt, C.E., J.J. Finneran, D.A. Carder and S.H. Ridgway. 2000. Temporary shift in masking hearing thresholds of bottlenose dolphins, Tursiops truncatus, and white whales, Delphinapterus leucas, after exposure to intense tones. J. Acoust. Soc. Am. 107(6):3496-3508.

Schmidly, D.J. and S.H. Shane. 1978. A biological assessment of the cetacean fauna of the Texas coast. NTIS PB-281763. Nat. Tech. Info. Serv., Washington, DC. 38 p.

Schreer, J.F. and K.M. Kovacs. 1997. Allometry of diving capacity in air-breathing vertebrates. Can. J. Zool. 75(3):339-358.

Schusterman, R., D. Kastak, B. Southall and C. Kastak. 2000. Underwater temporary threshold shifts in pinnipeds: tradeoffs between noise intensity and duration. J. Acoust. Soc. Am. 108(5, Pt. 2):2515-2516.

Schwarz, A.L. and G.L. Greer. 1984. Responses of Pacific herring, Clupea harengus pallasi to some underwater sounds. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 41:1183-1192.

Seamap. 2002. Cetacean Monitoring System. Technical Overview. Document No. 10-32-0010. Prepared by Seamap Pte. Ltd., Singapore.

Sea Turtle Survival League. 1995a. Basic biology, nesting sites, and range of the green sea turtle. http://cccturtle.org/green.htm

Sea Turtle Survival League. 1995b. Basic biology, nesting sites, and range of the loggerhead sea turtle. http://cccturtle.org/logger.htm

Sea Turtle Survival League. 1995c. Basic biology, nesting sites, and range of the hawksbill sea turtle. http://cccturtle.org/hawksbill.htm

Sea Turtle Survival League. 1995d. Basic biology, nesting sites, and range of the Kemp’s ridley sea turtle. http://cccturtle.org/kemps.htm

Sea Turtle Survival League. 1995e. Basic biology, nesting sites, and range of the leatherback sea turtle. http://cccturtle.org/leather.htm

Seal Conservation Society. 2001. Pinniped species information pages. http://www.pinnipeds.org/species/species.htm

Seaturtle.org. 1998. Inter-American Convention for the Protection and Conservation of Sea Turtles. http://www.seaturtle.org/iac/intro.shtml

cxvii

Simmonds, M. P. and L.F. Lopez-Jurado. 1991. Whales and the military. Nature 351(6326):448. Skalski, J.R., W.H. Pearson and C.I. Malme. 1992. Effects of sounds from a geophysical survey device on catch-

per-unit-effort in a hook-and-line fishery for rockfish (Sebastes spp). Can. J. Fish. Aquatic Sci. 49:1357-1365.

Smith, T.D., J. Allen, P.J. Clapham, P.S. Hammond, S. Katona, F. Larsen, J. Lien, D. Mattila, P. Palsbøll, J. Sigur-jónsson, P.T. Stevick and N. Øien. 1999. An ocean-basin-wide mark-recapture study of the North Atlantic humpback whale (Megaptera novaeangliae). Mar. Mamm. Sci. 15(1):1-32.

Stacey, P.J. and R.W. Baird. 1991. Status of the false killer whale, Pseudorca crassidens, in Canada. Can. Field-Nat. 105(2):189-197.

Stevick, P.T., J. Allen, P.J. Clapham, N. Friday, S.K. Katona, F. Larsen, J. Lien, D.K. Mattila, P.J. Palsbøll, R. Sears, J. Sigurjónsson, T.D. Smith, G. Vikingsson, J. Øien, and P.S. Hammond. 2001. Trends in abundance of North Atlantic humpback whales, 1979-1993. Paper SC/53/NAH2 presented to the International Whaling Commission Scientific Committee.

Stevick, P.T., J. Allen, P.J. Clapham, N. Friday, S.K. Katona, F.Larsen, J. Lien, D.K. Mattila, P.J. Palsbøll, J. Sigurjónsson, T.D. Smith, N. Øien and P.S. Hammond. 2003. North Atlantic humpback whale abundance and rate of increase four decades after protection from whaling. Mar. Ecol. Prog. Ser. 258:263-273.

Stewart, B.S. and S. Leatherwood. 1985. Minke whale Balaenoptera acutorostrata Lacépède, 1804. p. 91-136 In: S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 3. The Sirenians and Baleen Whales. Academic Press, London, U.K. 362 p.

Stone, C.J. 1997. Cetacean observations during seismic surveys in 1996. JNCC Report 228. Joint Nature Conservancy, Aberdeen, Scotland. 41 p. + Appendices.

Stone, C.J. 1998. Cetacean observations during seismic surveys in 1997. JNCC Report 278. Joint Nature Conservancy, Aberdeen, Scotland. 55 p. + Appendices.

Stone, C.J. 2003. The effects of seismic activity on marine mammals in UK waters 1998-2000. JNCC Report 323. Joint Nature Conservancy, Aberdeen , Scotland. 43 p.

Sverdrup, A., E. Kjellsby, P.G. Krüger, R. Fløysand, F.R. Knudsen, P.S. Enger, G. Serck-Hanssen, and K.B. Helle. 1994. Effects of experimental seismic shock on vasoactivity of arteries, integrity of the vascular endothelium and on primary stress hormones of the Atlantic salmon. J. Fish Biol. 45: 973-995.

Sybesma, J. 1992. WIDECAST Sea Turtle Recovery Action Plan for the Netherlands Antilles. In: K.L. Eckert (ed.). CEP Technical Report No. 11. UNEP Caribbean Environment Program, Kingston, Jamaica. 63 p.

Terhune, J.M. 1976. Audibility aspects of sonic tracking of marine mammals. J. Mammal. 57(1):179-180. Terhune, J.M. 1999. Pitch separation as a possible jamming-avoidance mechanism in underwater calls of bearded

seals (Erignathus barbatus). Can. J. Zool. 77(7):1025-1034. Thode, A. D. K. Mellinger, S. Stienessen, A. Martinez and K. Mullin. 2002. Depth-dependant acoustic features of

diving sperm whales (Physeter macrocephalus) in the Gulf of Mexico. J. Acoust. Soc. Am. 112(1):308-321. Thompson, D., M. Sjöberg, E.B. Bryant, P. Lovell and A. Bjørge. 1998. Behavioural and physiological responses

of harbour (Phoca vitulina) and grey (Halichoerus grypus) seals to seismic surveys. p. 134 In: World Marine Mammal Science Conf. Abstract volume, Monaco. 160 p.

Tolstoy, M., J. Diebold, S. Webb, D. Bohnenstiehl and E. Chapp. 2004. Acoustic calibration measurements. Chap-ter 3 In: W.J. Richardson (ed.), Marine mammal and acoustic monitoring during Lamont-Doherty Earth Observatory's acoustic calibration study in the northern Gulf of Mexico, 2003. Revised ed. Rep. from LGL Ltd., King City, Ont., for Lamont-Doherty Earth Observ., Palisades, NY, and Nat. Mar. Fish. Serv., Silver Spring, MD.

Tonndorf, J. 1972 . Bone conduction. In: Foundations of Modern Auditory Theory, edited by J. V. Tobias Academic, New York , p. 195–237.

TPAW (Texas Parks and Wildlife). N.d. Green sea turtles. Web page: http://www.tpwd.state.tx.us/nature/endang/animals/greentur.htm Site accessed March 2004.

cxviii

Tyack, P., P. Miller and K. Johnson. In Press. Controlled exposure experiments (CEE’S) using D-tags: Tracking responses of sperm whales to experimental exposures of airguns. Summary Document. Sperm Whale Seismic Study (SWSS), U.S. Minerals Manage. Serv. Info. Transfer Meeting, 14-16 Jan. 2003, Kenner, LA.

U.S. Fish and Wildlife Service. 2003. Loggerhead Sea Turtle (Caretta caretta). U.S. Fish & Wildlife Service, North Florida Field Office. Available at http://ecos.fws.gov/i/C1T.html Accessed September 2003

UNEP. 1993. Sea Turtle Recovery Action Plan for St. Vincent and the Grenadines. CEP Technical Report No. 27. UNEP Caribbean Environment Program, Kingston, Jamaica.

UNEP-WCMC. 2004. UNEP-WCMC CITES Trade Database: http://sea.unep-wcmc.org/citestrade/ Urick, R.J. 1983. Principles of underwater sound, 3rd ed. McGraw-Hill, New York, NY. 423 p. Walker, J.L., C.W. Potter and S.A. Macko. 1999. The diets of modern and historic bottlenose dolphin populations

reflected through stable isotopes. Mar. Mamm. Sci. 15(2):335-350. Wardle, C.S., T.J. Carter, G.G. Urquhart, A.D.F. Johnstone, A.M. Ziolkowski, G. Hampson and D. Mackie. 2001.

Effects of seismic air guns on marine fish. Cont. Shelf Res. 21(8-10): 1005-1027. Waring, G.T., Quintal, J.M. and Fairfield, C.P. (eds.) 2002. U.S. Atlantic and Gulf of Mexico Marine Mammal

Stock Assessments -- 2002. NOAA Tech. Memo. NMFS-NE-169. 318 p. Waring, G.T., Quintal, J.M. and Swartz, S.L. (eds.) 2001. U.S. Atlantic and Gulf of Mexico Marine Mammal Stock

Assessments – 2001. NOAA Tech. Memo. NMFS-NE-168. 307 p. Watkins, W.A. 1986. Whale reactions to human activities in Cape Cod waters. Mar. Mamm. Sci. 2(4):251-262. Watkins, W.A. and W.E. Schevill. 1975. Sperm whales (Physeter catodon) react to pingers. Deep-Sea Res.

22(3):123-129. Watkins, W.A., K.E. Moore and P. Tyack. 1985. Sperm whale acoustic behaviors in the southeast Caribbean.

Cetology 49:1-15. Watkins, W.A., M.A. Daher, N.A. DiMarzio, A. Samuels, D. Wartzok, K.M. Fristrup, P.W. Howey and R.R.

Maeiefski. 2002. Sperm whale dives tracked by radio tag telemetry. Mar. Mamm. Sci. 18(1):55-68. Weigle, B.L., I.E. Beeler-Wright and J.A. Huff. 1993. Responses of manatees to an approaching boat: A pilot study. p.

111 In: Abstr. 10th Bienn. Conf. Biol. Mar. Mamm., Galveston, TX, Nov. 1993. 130 p. Weller, D.W., B. Würsig, H. Whitehead, J.C. Norris, S.K. Lynn, R.W. Davis, N. Clauss and P. Brown. 1996.

Observations of an interaction between sperm whales and short-finned pilot whales in the Gulf of Mexico. Mar. Mamm. Sci. 12(4):588-594.

Weller, D.W., Y.V. Ivashchenko, G.A. Tsidulko, A.M. Burdin and R.L. Brownell, Jr. 2002. Influence of seismic surveys on western gray whales off Sakhalin Island, Russia in 2001. Working Paper SC/54/BRG14, Int. Whal. Comm., Western Gray Whale Working Group Meeting, Ulsan, South Korea, 22-25 October 2002. 12 p.

Whitehead, H. 2002. Estimates of the current global population size and historical trajectory for sperm whales. Mar. Ecol. Prog. Ser. 242:295-304.

Whitehead, H., W.D. Bowen, S.K. Hooker and S. Gowans. 1998. Marine mammals. p. 186-221 In: W.G. Harrison and D.G. Fenton (eds.), The Gully: a scientific review of its environment and ecosystem. Dep. Fish. Oceans, Ottawa, Ont. Canadian Stock Assessment Secretariat Research Document 98/83.

Winn, H.E. and N.E. Reichley. 1985. Humpback whale Megaptera novaeangliae (Borowski, 1781). p. 241-273 In: S.H. Ridgway and R. Harrison (eds.), Handbook of Marine Mammals. Vol. 3. The Sirenians and Baleen Whales. Academic Press, London, U.K. 362 p.

Wormuth, J.H., P.H. Ressler, R.B. Cady, & E.J. Harris. 2002. Zooplankton and micronekton in cyclones and anticyclones in the Northeast Gulf of Mexico. Gulf of Mexico Science 18:23-34.

Würsig, B., S.K. Lynn, T.A. Jefferson and K.D. Mullin. 1998. Behaviour of cetaceans in the northern Gulf of Mexico relative to survey ships and aircraft. Aquat. Mamm. 24(1):41-50.

cxix

Würsig, B., T.A. Jefferson and D.J. Schmidly. 2000. The marine mammals of the Gulf of Mexico. Texas A&M Univ. Press, College Station, TX. 232 p.

Würsig, B.G., D.W. Weller, A.M. Burdin, S.H. Reeve, A.L Bradford, S.A. Blokhin and R.L Brownell (Jr.). 1999. Gray whales summering off Sakhalin Island, Far East Russia: July-October 1997. A joint U.S.-Russian scientific investigation. Final Report by Texas A&M Univ., College Station, TX, and Kamchatka Inst. Ecol. and Nature Manage., Russian Acad. Sci., Kamchatka, Russia, for Sakhalin Energy Investment Co. Ltd and Exxon Neftegaz Ltd, Yuzhno-Sakhalinsk, Russia. 101 p.

Yochem, P.K. and S. Leatherwood. 1985. Blue whale. p. 193-240 In: S.H. Ridgway and R Harrison (eds.), Hand-book of Marine Mammals. Vol. 3. The Sirenians and Baleen Whales. Academic Press, New York. 362 p.

Yoder, J.A. 2002. Declaration of James A. Yoder in opposition to plaintiff’s motion for temporary restraining order, 28 October 2002. Civ. No. 02-05065-JL. U.S. District Court, Northern District of California, San Francisco Division.

Zelick, R., D.A. Mann, and A.N. Popper. 1999. Acoustic communication in fishes and frogs. In: (eds.) R.R. Fay and A.N. Popper. Comparative Hearing: Fish and Amphibians. Springer Handbook of Auditory Research. Springer-Verlag New York Inc. Pp. 363-411.

1

MANIFIESTO DE IMPACTO AMBIENTAL (MIA)

modalidad Regional del

Proyecto:

Levantamiento Sísmico Marino del Navío R/V Maurice Ewing Fuera de la Costa Septentrional de Yucatán, Golfo de México,

junio a julio de 2004

Lamont-Doherty Earth Observatory

(Complemento)

2

Respuesta a los puntos señalados por SEMARNAT respecto a la MIA, modalidad Regional del Proyecto:

Levantamiento Sísmico Marino del Navío R/V Maurice Ewing Fuera de la Costa Septentrional de Yucatán, Golfo de México,

junio a julio de 2004

I. Nombre del promovente y/o representante legal Michael Rawson, Lamont-Doherty Earth Observatory of Columbia University, PO Box 1000, 61 Route 9W, Palisades, NY 10964, telefono: 845-365-8456; fax: 845-359-6817. [email protected]

II. Descripción de las obras o actividades

a. Definir si el área de exploración abarca superficies del Área Natural Protegida (ANP) Parque Nacional Arrecife Alacranes.

El levantamiento propuesto eludirá la incursión del Área Natural Protegida (ANP) Parque Nacional Arrecife Alacranes, como se muestra en la Figura 1 que sigue. En la página 94 de la Evaluación del Impacto Ambiental, presentada el 22 de marzo de 2004, se manifestó que, para no impactar a submarinistas humanos, sería mejor evitar las superficies del parque nacional.

Figura 1.

3

IIb. Se debe de señalar la presencia de zonas de arribazón y desove de tortuga marina y de arrecifes de coral. El gráfico de la figura 2 señala los cayos y arrecifes sumergidos y las playas de desove de la tortuga marina en el área del programa sísmico propuesto por Lamont-Doherty Earth Observatory para principios del verano de 2004.

Figura 2. III. Vinculación con los instrumentos de planeación y ordenamientos jurídicos aplicables

a. En caso de que el proyecto se ubique dentro del área del Parque Nacional Arrecife Alacranes, se debe hacer referencia al decreto de dicha área y presentar el análisis correspondiente.

El experimento no abarca el área del parque nacional.

4

b. Vinculación del proyecto con la Norma Oficial Mexicana NOM-059-

SEMARNAT-2001. Para la planeación y evaluación del impacto se siguieron los lineamientos de la NOM-059-SEMARNAT-2001, como puede comprobarse tanto en las tablas como en las descripciones a continuación.

IV. Descripción del sistema ambiental regional y señalamiento de tendencias del desarrollo y deterioro de la región.

Consulte la Tabla 1 sobre las 30 especies de mamíferos marinos, 3 de tortugas marinas y 7 especies o subespecies de aves marinas listadas en la Norma Oficial Mexicana NOM-059-SEMARNAT-2001, cuya presencia pudiera ocurrir en la zona del proyecto y posiblemente ser impactada por el levantamiento. Se desconoce la cantidad de especies de invertebrados y peces marinos listados en la NOM-059-SEMARNAT-2001 que pudiera encontrarse en la zona proyectada, ya que la disponibilidad y existencia de tal información es muy limitada e incompleta. No obstante, no estamos conscientes de alguna amenaza a poblaciones de especies de invertebrados y peces marinos o a cualquier otra especie listada en la NOM-059-SEMARNAT-2001 derivada de nuestra exploración, según se describe a continuación en este suplemento y en la MIA. Respecto a las especies de fauna marina listadas en la NOM-059-SEMARNAT que pudieran encontrarse en la zona del proyecto, se obtuvo información de la Internet (e.g., www.conabio.gov; www.gulfbase.org), la literatura publicada y artículos de revistas, y los contactos con biólogos mexicanos locales y otros peritos (e.g., Dr. S. Manzanilla, NAIM; Manzanilla 2004). Todas las referencias bibliográficas figuran en la anterior MIA del proyecto o se incorporan al presente documento o aparecen en los dos, y se citan por ser pertinentes.

Dr. Silvia Manzanilla (2004) de NAIM elaboró una síntesis sobre lo conocido, potencial y común con relación a la presencia de especies de mamíferos marinos en las zonas del proyecto y en el golfo de México. En la MIA, se incluyeron y evaluaron todas las especies que Manzanilla (2004) identificó. Es más, se sumaron tres especies a la MIA que no fueron incluidas en la síntesis de Manzanilla (2004): delfín común de pico corto (Delphinus delphis), delfín común de pico largo (D. capensis), y calderón de aletas largas (Globicephala melas). Por lo general, el resumen de Manzanilla (2004) armoniza con lo elaborado en la MIA en lo que se refiere a la ocurrencia de especies en la zona del proyecto. Particularmente, Manzanilla (2004) suministró datos sobre avistamientos locales de las especies más comunes en aguas menos profundas (<100 m de profundidad) o cerca de ellas: el tursión y el delfín manchado del Atlántico. Además, en México, el manatí del Caribe se encuentra en pequeños números en aguas costales de menor profundidad en Quintana Roo, Yucatán y otras áreas de Campeche (Manzanilla 2004). Dichos datos armonizan con la evaluación hecha en la MIA respecto a estas especies.

5

V. Identificación, descripción y evaluación de impactos ambientales acumulativos y residuales del sistema ambiental regional.

a. Identificar, describir y evaluar los posibles impactos ambientales derivados de las actividades del proyecto en las áreas de arribazón y desove de tortuga marina. Las operaciones sísmicas no afectarán adversamente a las playas de anidamiento de la tortuga marina por sí, ni tendrán impactos en la tortuga marina mientras desova en las referidas playas debido a la propagación insuficiente de pulsos sísmicos desde el agua al aire. Los anidamientos pudieran quedar afectados si el sonido acústico en el agua interrumpiera lo siguiente: (a) el traslado de las hembras a las playas a desovar, o (b) el traslado de la cría de playa al agua. La playa de anidamiento más cercana de la línea sísmica es la playa de Celestún que queda a una distancia de entre 25 y 75 km, donde el anidamiento2 de la tortuga marina de carey (Eretmochelys imbricata) se ha observado. El área más importante y mejor conocida de arribazón y desove, Rio Lagartos-Los Colorados, zona de anidamiento3 de tortugas caimán y verde (Chelonia mydas), queda a una distancia de entre 75 a 275 km4 (Fig.1). Respecto a ambas áreas de anidamientos, el levantamiento sísmico más cercano que se realizará es el del perfil sísmico multicanal que durarán un total de 120 horas (5 días). Por lo tanto, existe una probabilidad muy disminuída en cuanto a interrumpir el traslado hacia las playas. Además, se programarán las actividades en el polígono para practicarse cerca del principio de la temporada de arribazón y desove, en lo que se refiere a la tortuga caimán (de mediado a finales de abril a agosto), y antes de la temporada de anidamiento respecto a la tortuga verde (de julio a septiembre)5, lo que disminuye aún más la probabilidad de un impacto adverso en el movimiento de la tortuga marina de carey hacia las playas de arribazón y desove y se elude la posibilidad de ocasionar efectos adversos en el traslado de la tortuga verde hacia las playas de anidamiento o el movimiento de la cría de cualquiera de las dos especies. Se desconoce del anidamiento de alguna otra especie de tortura marina en la costa norteña de la península de Yucatán.

b. Identificar, describir y evaluar los impactos ambientales derivados de las actividades del proyecto en la zona marina, las especies animales que se encuentren dentro de la NOM-059-SEMARNAT-2001.

Anteriormente, en la MIA, se consideraron los impactos potenciales de las actividades del proyecto en todas las 30 especies de mamíferos marinos y 3 tortugas listadas en la norma NOM-059-SEMARNAT-2001, que pudieran estar presentes. Mayor información sobre los posibles impactos que la exploración tuviera en estas especies, incluso datos solicitados específicamente respecto a tortugas marinas, se consideran en otra parte de este documento. Todavía se concluye que las actividades del proyecto no ocasionarán impactos importantes, incluso el causar daño físico, en cualquiera de estas especies o sus poblaciones. No es probable que algún mamífero marino o tortura quede lesionado o

6

resulte muerto; esta conclusión se basa en las medidas de mitigación que se tomarán y los resultados de otros estudios sobre los efectos de sonidos sísmicos en varios mamíferos marinos y tortugas de mar, como se resume en la Tabla 2. El único impacto potencial anticipado es que se pueda causar un disturbio en el comportamiento de algunos de estos ejemplares debido al ruido que la actividad sísmica debajo del agua ocasione. En el cambio pudieran figurar lo que sigue: el alejarse del sonido; alteraciones en traslado, dirección o inmersiones; cambios en la respiración; y otros cambios de comportamiento que serían de corto plazo y no afectarían la salud biológica del ejemplar o la especie. Basado en datos de estudios de estas especies que se encuentran dentro y cerca de la zona de actividades resumidas en la MIA, se calcula que sólo un porcentaje muy pequeño de las especies podría quedar expuesto a fuentes sonoras que posiblemente causen alteraciones en el comportamiento 2 Frazier, J. 1995. Tortuga marina de carey en la península de Yucatán: actualización p. 37-40 In: Richardson, J.I. y T.H. Richardson ( compiladores), Taller Anual XII sobre Biol. y Cons. de Tortuga Marina. Miembro técnico de NOAA NMFS-SEFSC-361. 274 p 3 Frazier, J. y E. Rodriguez. 1991. La situación de la tortuga marina en la península de Yucatán: la necesidad de un Plan de Acción Regional. p. 45-48 In: Salmen, M. y J. Wyneken ( compiladores), Taller Anual XI sobre Biol. y Cons. de Tortuga Marina. Miembro técnico de NOAA . NMFS-SEFSC-302. 195 p 4 75 km del perfil sísmico multicanal más cercano, 275 km de Chicx-01A, 150 km de Chicx 02A. 5 Nájera, J.J.D. 1990. Arribazón y desove de tres especies de tortuga marina en la costa septentrional de la península de Yucatán, México. p. 29-33 In: Richardson, T.H., J.I. Richardson, y M. Donnelly ( compiladores). Taller Anual XX sobre Biol. y Cons. de Tortuga Marina. Miembro técnico de NOAA NMFS-SEFC-278. 286 p.

En la siguiente exposición se considera a los organismos no abarcados en la MIA, pero cuya presencia pudiera ocurrir en el proyecto marino propuesto durante el período de estudio de junio a julio. La discusión gira en torno de las clases taxonómicas, siguiendo la orden listada en la norma NOM-059-SEMARNAT-2001. Se deberá tomar nota que ninguna de las especies de anfibio, hongo, o planta que aparecen en la lista de la NOM-059-SEMARNAT-2001 se anticipa que estén presente en la zona proyectada. Cada subsección a continuación considera la literatura disponible sobre los efectos potenciales derivados de actividades sísmicas y evalúa los impactos posibles del proyecto propuesto. La Tabla 2 cuenta con un resumen de los estudios y literatura existente sobre los impactos de la actividad sísmica en organismos marinos, tales como aves, invertebrados, mamíferos, peces, y tortugas.

Aves marinas

Se ha identificado en la lista de la NOM-059-SEMARNAT-2001 a siete especies o subespecies de aves marinas que pudieran encontrarse en las aguas de la zona proyectada del estudio, de junio a julio. Se trata de las siguientes: charrán embridado guerrense (Sterna anaethetus), charrán rosado (Sterna dougallii), rabijunco de pico rojo (Phaethon aethereus), paíño de Madeira (Oceanodrama castro); y tres subspecies: paíño de Leach de Coronados, de san Benito y de Socorro (O. leucorhoa willetti, O. l. chapmani, y O. l. socorrensis) (Harrison 1983; Tunnell y Chapman 2001; Edwards 2003; www.conabio.gob 2004).

7

La peninsula de Yucatán queda situada a lo largo de una vía aérea importante de aves que migran hacia el norte en la primavera y hacia el sur en el otoño (www.thenatureofYucatan 2004). Debido a que las principales temporadas migratorias aviarias no ocurren en el período de estudio de junio a julio, se anticipa que únicamente siete especies de residentes aves marinas listadas en la Tabla 1 posiblemente se encuentren en las aguas marinas del área proyectada durante el plazo del levantamiento. El proyecto no afectará a especies de aves costales o raptoras listadas en la NOM-059-SEMARNAT-2001 que se alimentan de patos u otras aves acuáticas, o de pequeños peces o invertebrados a lo largo de la costa e incluso en las playas entre mareas altas y bajas, ciénagas marinas o estuarinas, y zonas anegadas de la zona proyectada (e.g. gavilán caracolero (Rostrhamus sociabilis), halcón peregrino (Falco peregrinus), chorlo melódico (Charadrius melodus). Eso se debe a que obtienen su presa arrancándola de muy cerca de la superficie del agua y no se sumergen a profundidades acuáticas donde se pudieran exponer a fuentes sonoras submarinas originadas por las actividades del proyecto.

Se anidan un número de colonias de aves marinas en la zona del levantamiento o cerca de ella, aunque ninguna de las especies está listada en la norma NOM-059-SEMARNAT-2001. Por ejemplo, una cantidad de aves marinas se anidan en las islas del arrecife Alacrán, ubicadas en el lindero norteño del área de la exploración (vea la Figura 1, el mapa de la zona de arribazón y desove de torturas e islas en el área). Tunnell y Chapman (2001) no observaron ninguna de las especies de aves marinas listada en NOM-059-SEMARNAT-2001 anidarse, desde enero hasta Julio, en las islas de Campeche localizadas en el área de estudio (Figura 1); no obstante, se encontró a nueve otras especies de aves en colonias anidándose en 8 de 12 islas en el área. Cuando forrajea, ninguna de las siete especies o subespecies de aves marinas en la Tabla 1 se zambulle a una distancia más profunda que varios metros (Ashmole 1971; Harrison 1983; Ehrlich et al. 1988; Edwards 2003; www.fws.gov 2004; www.swfsc.nmfs.noaa.gov/prd/ecology/people/pdfs/Foraging_paper.pdf 2004). Así, los impactos potenciales serían muy mínimos o inexistentes respecto a estas especies porque no se expondrían a sonidos sísmicos fuertes a profundidades debajo de la superficie del agua de mar.

Los charranes, cuya presencia pudiera ocurrir en la zona proyectada, se valen de la técnica de "clavados superficiales"—se ciernen y luego se zambullen a profundidades de hasta varios metros con objeto de alimentarse de invertebrados y peces pequeños (Ashmole 1971; Ehrlich et al. 1988; Baughman 2003). También practican el "forraje áereo", por el cual se alimentan de la presa mientras vuelan, tal como de peces voladores (Ashmole 1971). El charrán embridado (S. anaethetus) y el rosado (S. dougallii) pudieran encontrarse en la zona del proyecto durante la temporada de apareamiento de primavera y verano. Puede que la presencia del charrán rosado ocurra en la zona del proyecto durante las migraciones primaverales y de otoño (Harrison 1983) (Tabla 1). Por lo tanto, no es probable que el charrán rosado esté presente en el polígono de actividades durante el período de junio a julio. El charrán embridado es residente de todo el año y se anida en la zona del proyecto (Harrison 1983).

Para su alimentación, el rabijunco de pico rojo (Tabla 1) emplea dos técnicas con la finalidad de capturar calamares, pescados voladores y otros organismos marinos: el

8

clavado superficial y el "zambullido no profundo" (Baughman 2003). La zambullida se trata de clavados más profundos que los de la superficie. El rabijunco se puede sumergir completamente debajo de la superficie del agua mientras forrajea pero generalmente no va en pos de su presa a una distancia muy profunda (menos de unos metros) debajo de la superficie del mar (Baughman 2003). Fuera de la peninsula de Yucatán, esta especie es habitante de los cabos e islas rocosas del mar abierto (Edwards 2003). Es pelágica cuando termina la temporada del apareamiento (Harrison 1983).

Las tres subespecies de los paíños de Leach que pudieran figurar en la zona del proyecto (Tabla 1) son todas aves marinas pequeñas que pertenecen a la familia Oceanitidae y son más chicas que los paíños clavadistas de la familia Pelecanoididae. Los paíños, cuya presencia pudiera ocurrir en la zona del proyecto, se alimentan empleando la técnica de la “pezca superficial" o la del “forraje áereo" (Ashmole 1971, Ehrlich et al. 1988). La captura en la superficie envuelve pescar presa en la superficie marina. Pudieran encontrarse en el área del levantamiento durante su migración de noviembre a marzo (Harrison 1983). Por eso, no es probable que se encuentren en el polígono de actividades durante el período de junio a julio. El paíño de Madeira se considera pájaro vagabundo en el golfo de México y por ello es improbable que su presencia ocurra en la zona del proyecto.

Estudios recientes (e.g., Burger 2001) contradicen la antigua hipótesis de que algunas aves que se anidan en los trópicos, como las pardelas, no se especializan en el forrajeo debajo del agua debido a su adaptación física que favorece la eficiencia en el vuelo, limitándolas, se creía previamente, a la alimentación cerca de la superficie del agua (Ashmole 1971). Burger (2001) descubrió que la profundidad promedio del clavado de la pardela pacífica y la de Audubon era de 14 a 15 m (alcance de 0 a 66 y 35 m, respectivamente). Sin embargo, datos disponibles indican que los paíños de Leach forrajean en la superficie o cerca de ella. Es más, todavía se cree que su pequeño tamaño limita la capacidad de sumergirse a profundidades acuáticas mayores.

Efectos del levantamiento sísmicos en aves marinas

Según Richardson et al (1995), y Turnpenny y Nedwell (1994), son muy limitados los datos publicados que tratan sobre todo aspecto de los efectos de pulsos de energía submarinos en aves marinas. No obstante, los pocos estudios que existen indican que los efectos, si es que lo hubieran, serían de carácter menor (i.e., cambios en el comportamiento o desplazos). No se sabe de efectos dañinos o mortíferos ocasionados por los pulsos de pistola de aire sísmica. En el análisis de la literatura disponible se encontraron sólo dos investigaciones principales sobre los efectos del levantamiento sísmico con pistola de aire en aves marinas: Stemp (1985) y Lacroix et al. (2003), como se describe a continuación (vea la Tabla 2).

Stemp (1985) no observó alguna mortalidad aviaria que haya sido resultado de las pruebas sísmicas con pistola de aire. Lacroix et al. (2003) no detectó en los movimientos o inmersiones de patos de cola larga en la vecindad algún efecto que haya sido ocasionado por las pruebas sísmicas. Mientras que peces destruidos con choque de pulsos tienden a hundirse hacia el fondo (e.g., Fox y Erdmann 2000), las aves muertas (intactas) se esperaría que flotaran (e.g., Bibby y Lloyd 1977). Por lo tanto, es probable que si hubiera ocurrido algún daño o efecto letal durante el estudio de Stemp (1985) los

9

observadores presentes durante el estudio hubieran detectado a dichas aves. Por varias razones, queda limitada la pertinencia de los estudios de Stemp (1985) y Lacroix et al (2003) al proyecto actual propuesto. Primero, no se reportaron ni la fuente ni los primeros niveles de sonido recibidos; la batería sísmica utilizada fue diferente. Por ejemplo, en las observaciones de Stemp (1985) figuraron tanto el descargo explosivo, y el neumático procediente de una batería de pistola de aire de 1500 pulgadas cúbicas con potencia de 6000 libras por pulgada cuadrada (40 disparos/km a una profundidad de 6 m). En la exploración propuesta no se usarán explosivos. Lacroix et al. (2003) estudió el efecto de 12 pistola neumáticas tipo manguito (volumen individual de 1.3-2.5 L; volumen total 19.8 L, con disparos cada 8 a 10 segundos). En cambio, la investigación que proponemos contará con una batería de 20 pistola de aire con un volumen total de 6947 pulgadas cuadradas, a una profundidad de 7.5 metros y con disparos a intervalos de aproximadamente 20 segundos. Además, en ambos estudios se evaluó las repercusiones de las pruebas sísmicas mediante observaciones oportunistas de la superficie del agua. En ninguno de los dos estudios se intentó cuantificar o evaluar sistemáticamente los impactos de pistolas sísmicas de aire sobre aves marinas. Mecanismos de impacto Los cinco tipos de efectos adversos potenciales que el levantamiento sísmico pudiera tener en aves marinas, ameritan ser considerados en esta evaluación complementaria. Ninguno de estos se espera que resulte en impactos residuales importantes en las poblaciones locales de aves marinas.

1. Desplazamientos localizados y provisionales, y posible interrupción de patrones alimenticios—dichos desplazos serían parecidos a aquellos causados por otras naves no pesqueras que diariamente pasan por el área. Cualquier efecto adverso de esa índole sería insignificante.

2. Disturbios en anidamientos de aves en colonias insulares— una nave sísmica que se aproximara muy de cerca a los anidamiento de la colonia pudiera causar disturbios en las aves adultas anidadas (mediante estímulos visuales o sonoros). No existe la posibilidad de esta repercusión debido a que ninguna de las especies o subespecies de pájaros marinos listados en la norma NOM-059-SEMARNAT-2001 se anidan en la zona.

3. Mortalidad de huevos y polluelos—el causar disturbios en aves adultas anidadas pudiera provocar la mortalidad de huevos o polluelos debido al estrés causado por temperatura o depredadores. No existe la posibilidad de que este efecto adverso ocurra si el levantamiento sísmico se efectúa fuera de la temporada de anidamiento o a una distancia de las colonias anidadas.

4. Posibilidad de lesión o mortalidad— es posible que si un ave marina se zambullera a una distancia de ~1 m de una pistola de aire ó <~3 m directamente debajo de la misma (ubicada a una profundidad de 7.5 m), pudiera ocurrir una lesión o mortalidad. En cambio, las zonas peligrosas indicadas se fundamentan sobre resultados de impactos causados por explosivos, no pistola de aire, y sobre estudios limitados practicados con peces o especies de invertebrados, no con aves. No se han documentado repercusiones en aves marinas que hayan sido derivadas

10

de pistolas de aire en un levantamientos sísmico. Como se ha indicado arriba, no se espera que alguna de las siete especies o subespecies de aves marinas listadas en la norma oficial NOM-059-SEMARNAT-2001 se zambulla a una distancia mayor de unos metros debajo de la superficie del agua para forrajear, y sólo anticiparíamos que posiblemente el rabijunco de pico rojo y las dos especies de charranes se sumergieran a una profundidad mayor de aproximadamente un metro (hasta varios metros). Todavía a esta profundidad no se espera que la inmersión incursione en la zona de los tres metros ubicados directamente debajo de las pistolas de aire que estén funcionando (i.e., >10 m debajo de la superficie del agua) ni hasta en el radio de un metro de las pistolas de aire (~6 m debajo de la superficie del agua). Con fundamento en observaciones hechas por dedicados observadores de mamíferos marinos (datos y observaciones no publicados de L-DEO), no se ha visto a aves marinas hacer clavados cerca de las pistolas de aire, aunque ocasionalmente se han observado ceñirse por varios minutos por encima de las burbujas causadas por las pistolas de aire durante los levantamiento sísmicos de L-DEO durante 2003 y 2004. Así y todo, no anticipamos que ninguna de las aves marinas listada en la Tabla 1 se sumerjan lo suficientemente profundo ni se acerquen tan cerca de las pistolas de aire como para cursar con algún daño o morir siendo que, en primer lugar, no suelen sumergirse a esas profundidades y porque es muy improbable que dichos efectos ocurran.

5. Mortalidad o lesión inducida—al potencialmente desorientar, lesionar, o matar a especies de presas, o, por otra parte, aumentar la presencia de las mismas, las pruebas sísmicas pudieran sucitar el acercamiento de aves (similar a la atracción causada por barcos de pesca comerciales). Las aves que se acerquen demasiado a una pistola de aire pudieran estar en peligro de lesionarse. No obstante, según se indicó en el punto 4 anterior, no se anticipa que alguna de las aves marinas que aparecen en la Tabla 1 se sumerjan a una profundidad suficiente o demasiado cerca de las pistolas de aire para cursar con algún daño o muerte, porque se sabe que no suelen efectuar inmersiones en el agua que sean suficientemente profundas. Además, la prueba que se dispone de otros levantamiento sísmicos no ha mostrado que la actividad haya ocasionado matanza de peces (o de otro tipo de presa) (Turnpenny y Nedwell 1994). Los dedicados observadores de mamíferos marinos que estuvieron a bordo del navío sísmico durante los cinco levantamiento sísmicos realizados por L-DEO en 2003 y 2004 no vieron, a simple vista ni con binoculares alguna matanza de peces alrededor de la nave durante el funcionamiento de las pistolas de aire (datos y observaciones del L-DEO no publicados). Por ello, parece ser muy baja y probablemente no existente la posibilidad de que las aves sean atraídas y por consiguiente amenazadas. A pesar de eso, queda la posibilidad de que el planctón (e.g., euphausiids, larvas), o pequeños cardumenes de pescados puedan ser afectados al grado de que el impacto sirva para atraer a las aves. Al estar al tanto del comportamiento aviario y las reacciones al levantamiento sísmico, si fuera necesario se podría desistir de las pruebas si aves listada en la NOM-059-SEMARNAT-2001 se observarán forrajeando cerca de las pistolas de aire y daños o mortalidad llegara a ser una preocupación. Se reitera una vez más que ninguna de estas especies se anticipa

11

que se sumerja a profundidades donde pudiera estar expuesta a sonidos sísmicos suficientemente fuerte para causar posibles lesiones o muerte.

Resumen de las repercusiones potenciales del proyecto

Basado en los datos disponibles, no se anticipa que ninguna de las aves marinas listadas en la norma oficial NOM-059-SEMARNAT-2001 curse con heridas o daño durante el levantamiento sísmico propuesto. No se anidan en esa zona. Existe la posibilidad de que el funcionamiento de las pistolas de aire pudiera cambiar o afectar provisionalmente al comportamiento de aves marinas, ahuyentando o atrayendo a un pequeño número de aves forrajeadoras. Sin embargo, se anticipa que ninguna de las siete especies o subespecies de aves marinas listadas en NOM-059-SEMARNAT-2001, cuya presencia pudiera ocurrir en la zona del proyecto, se sumerja a una profundidad suficiente o se acerque demasiado a las pistolas de aire como para cursar con efectos adversos. Como se indicó anteriormente, la potencialidad de sucitar efectos letales o dañinos se circunscribe a la zona de varios metros justo debajo de las pistolas, o dentro de un radio de un metro en cualquier otra parte, y la batería de pistolas de aire propuesta se colocará a una profundidad de 7.5 metros. Sin embargo, la cifra de un radio de 1 a 3 m --lugar donde potencialmente pudiera ocurrir el daño-- se basa en estudios de invertebrados y peces, no de aves. Es más, los referidos estudios miden la exposición a explosivos debajo del agua no a pistola de aire, por lo que se desconoce la aplicabilidad del radio de 1 a 3 m a pájaros marinos y al levantamiento sísmico. Los estudios limitados sugieren que los efectos potenciales de pistolas de aire en aves marinas se circunscriben a cambios en comportamiento

Cualquier impacto potencial en las aves marinas de la Tabla 1 sería de índole menor o insignificante y se espera que se limite a posibles cambios en el comportamiento o desplazo de pájaros que se alimentan cerca de la superficie (sólo el rabijunco de pico rojo) debido al ruido asociado con la pistola de aire. Los pájaros en la superficie del agua no serían afectados del todo mientras que aquellos que se sumergen a profundidades de unos cuantos metros de la superficie recibirían un nivel reducido del sonidos sísmico en comparación al que encontraran en aguas más profundas (Greene y Richardson 1988; Tolstoy et al. 2004). Esto se debe al resultado del efecto de escape de presión en la superficie del agua, lo cual mitiga de manera eficaz los impactos potenciales del sonido.

Por fin, dada su ubicación tropical y los relativamente bajos niveles anticipados de producción biológica, se espera que únicamente se encuentre en la zona del estudio durante el plazo del levantamiento a una presencia pequeña de ejemplares de las siete especies o subespecies de aves marinas listadas en la Tabla 1., que viene siendo una fracción insignificante de las poblaciones regionales de las referidas especies. Los únicos impactos potenciales del proyecto que se anticipan son cambios de comportamiento pasajeros, considerados insignificantes biológicamente debido a su corto plazo. Respecto a estas especies, ningún anidamiento será afectado por el proyecto. INVERTEBRADOS

Según nuestro leal entender y con relación a estas especies, debido a la falta de encuestas sistemáticas operacionalizadas en la zona del levantamiento, se desconoce la cantidad y tipos de especies de invertebrados marinos identificados en la NOM-059-

12

SEMARNAT-2001, cuya presencia pudiera ocurrir en el área del proyecto. A la vez, basándonos en datos disponibles considerados en este documento y, previamente, en la evaluación del impacto ambiental, no estamos conscientes ni anticipamos que, a raíz de nuestro proyecto de investigación, exista alguna amenaza para las poblaciones de cualquiera de las especies de invertebrados marinos listados en la norma oficial NOM-059-SEMARNAT-2001. La potencialidad de los impactos que el levantamiento sísmico tuviera sobre los invertebrados se consideró en términos generales en el Artículo XIII de la MIA en la Sección V.n. El resumen que se presenta en el anterior documento referente a la literatura disponible indica que se han efectuado muy pocos estudios sobre los efectos posibles de las actividades sísmicas en invertebrados. Los estudios revelan que los sonidos sísmicos generalmente tienen poco o ningún impacto en los invertebrados salvo que estén muy cerca (a varios metros) de fuentes sísmicas de alta energía y se expongan a numerosos descargos (Tabla 2). Posiblemente pudiera haber algún nivel de mortalidad en esas situaciones extremas. Sin embargo, no se anticipa que el proyecto afecte adversamente a las poblaciones de invertebrados, listados en NOM-059-SEMARNAT-2001, cuya presencia pudiera ocurrir en la zona marina del proyecto. Esta evaluación se fundamenta en vista de las medidas mitigantes que se operacionalizarán, el corto plazo y la naturaleza pasajera del levantamiento, y los pequeños volúmenes de agua que serán afectados relativo al volumen disponible del hábitat. A continuación, se considerará la literatura disponible sobre los resultados de la actividad sísmica en invertebrados.

Se ha observado que calamares (Sepioteuthis australis) expuestos a pulsos de pistola de aire cambian de dirección rápidamente, rehuyendo la fuente del disturbio y, en muchos casos, descargando su tinta (McCauley et al. 2000). No está claro si el descargo de la tinta lo provoca el potenciamiento de la intensidad de la batería o por haberse iniciado el disparo de la pistolas a todo volumen. Los calamares exhibieron una respuesta de alarma incrementada ante sonidos mayores de 156 dB re 1 µPa (rms). McCauley et al. (2000a) también practicó estudios pilotos de escala con langostas y cangrejos pero sólo registró las reacciones visuales a la fuente acústica; no se implementó un análisis riguroso ni diseño experimental en esos estudios.

Basado en la literatura disponible y en las relativamente bajas concentraciones ictioplanctónicas y de larvas de invertebrados bentónicos dentro de la zona sísmica propuesta y por su ubicación tropical, se proyecta que cualquier efecto letal en invertebrados y larvas vertebrales será insignificante o mínimo y se limitará a áreas muy pequeñas de varios metros de distancia de las pistolas de aire. El porcentaje del ictioplanctón y las larvas de invertebrados bentónicos impactados se espera que se registre dentro de los niveles naturales de mortalidad. Posiblemente pudiera haber algún nivel de mortalidad en esas situaciones extremas. PECES

Los efectos potenciales del levantamiento sísmico en peces se consideró generalmente en el Artículo XIII de la MIA en la Sección V.n. La consideración de la literatura disponible que se efectuó en aquel documento indicó que se realizaron una cantidad limitada de estudios sobre las repercusiones potenciales de la actividad sísmica en peces. Estos estudios indican que el sonido acústico generalmente cuenta con poco o

13

ningún impacto adverso en los peces a menos que estén muy cerca (de uno a tres metros) de fuentes sísmicas de alta energía. Posiblemente pudiera haber algún nivel de mortalidad en esas situaciones extremas. No obstante, los posibles impactos en la población de peces es improbable, dado el corto plazo y la naturaleza pasajera del levantamiento sísmico y la pequeña presencia de pescados que se espera a una distancia de varios metros de las pistolas de aire. El daño a la audición del pez probablemente no presentará un problema porqué el pescado móvil puede evitar la batería. La mayoría de las especies de pescados son móviles y se puede anticipar que rehuya la fuente acústica. Los peces que habitualmente son estacionario, y los territoriales que no esquivan la batería, tal como algunas especies bentónicas, sólo serán expuestos a niveles fuertes durante uno o dos pases de la batería sísmica y sólo por un período corto de tiempo.

Otras repercusiones potenciales pudieran incluir disturbios en el comportamiento o desplazos, pero los posibles efectos ya referidos serían pasajeros y pequeños en su escala dado al corto plazo y la naturaleza pasajera del estudio propuesto. Es más, los estudios sugieren que el potenciamiento de la intensidad de la pistola de aire reduce los efectos posibles en los peces. Además de la información sobre los posibles impactos del estudio sísmico que se presentó en el Artículo XIII de la MIA, siguen datos adicionales a continuación. Efectos físicos

Una de las razones por la cual se adoptó el uso de pistolas de aire como la fuente acústica para los levantamientos sísmicos marinos es que (a diferencia de los explosivos que antes se usaban) no hubieron muerte de peces. Varios experimentos demostraron que los descargos de pistola de aire ocasionaron poca o ninguna matanza de peces, y que cualquier impacto dañino generalmente se circunscribía a la zona de agua a un metro de distancia de una pistola de aire.

En un estudio del tema, Turnpenny y Nedwell (1994) resumieron los efectos físicos de los sonidos sísmico en los peces como sigue:

Efecto dB re 1 µPa0-Pico

Aturdimiento pasajero 192

Lesiones internas 220

Daño al óvulo/larva 220

Mortalidad de peces 230-240

El pescado adulto tuviera que estar cerca y directamente debajo de la pistola de aire (probablemente a una distancia de metros) para sufrir daño o morir.

Falk y Lawrence (1973), Kostyuchenko (1973), Weinhold y Weaver (1982), Dalen y Knutsen (1986, 1987), y Holliday et al. (1987) expusieron a óvulos y larva de peces a las ondas de presión de una pistola de aire. Con relación a óvulos y larva ícticos, el radio letal de una pistola de aire puede figurar entre 0.6 y 1.5 a 3 m (226 -234 dB re 1 µPa; Turnpenny y Nedwell 1994; Vekilov et al. 1995; Gausland 2000). Los pulsos de

14

pistolas han dañado a larvas (niveles recibidos de 216 dB re 1 µPa rms a 5 m) principalmente dentro de un radio de 5 m (Kostyuchenko 1973).

Los efectos mortíferos en óvulos y larvas de pescados han sido preocupantes (e.g., vea Thomson et al. 2001). En un análisis ambiental del peor de los casos, Sætre y Ona (1996) estimaron que la mortalidad total de una exploración sísmica tridimensional de población larval en una zona cerca de Noruega fue de sólo un 0.45% (0.1 a 0.5%) de la larva íctica (0.18% de la población total por día). A la vez, se proyectó que la mortalidad natural de óvulos y larva era del 5 al 15% por día, ó del 1 al 3% para pececillos y grupos de 0 años de edad. Así, la exploración sísmica de las larvas repercutió en pequeños impactos que fueron imposible de distinguir de la mortalidad natural de las mismas (Sætre y Ona 1996; Thomson et al. 2001).

El ser expuestos a sonidos continuos de 180 dB re 1 µPa rms de 1 a 5 h a una frecuencia individual de entre 20 y 400 Hz puede causar daño a las células sensoriales pilosas que comprenden el receptor acústico fundamental de los peces (Enger 1981; Hastings et al. 1996). Hastings et al (1996) descubrió que el contacto continuo con sonidos de 300 Hz perjudica la pilosidad sensorial. No hubo daño en la línea lateral ni en otras estructuras de la audición. El ser expuesto a sonidos de 60 Hz o a sonidos pulsados (ciclo de servicio de 20%) de180 dB re 1 µPa por 1 h no tuvo ese efecto. El impacto del sonido continuo en el aparato auditivo es más fuerte que el de pulsos cortos tales como los pulsos sísmicos. Los datos sobre los efectos del sonido continuo no se comparan a los resultados de sonidos de pulsos, como los de una exploración sísmica. Una batería típica de pistolas de aire produce un pulso de 20 ms cada 12 segundos (ciclo de servicio de 0.2%). Durante el levantamiento, la batería funciona un promedio del ~30 a 40% del tiempo. La batería se remolca a velocidades de 6.5-10 km/h. Por ello, el pescado estacionario quedaría expuesto a sonidos de intensidad elevada por sólo unos minutos durante el disparo de una línea sísmica particular si se supone que no emprendiera una acción evasiva al aproximarse la batería. Efectos en comportamiento

El ruido debajo del agua puede modificar el comportamiento de algunos peces. Cambios súbitos en los niveles del sonido pueden causar que los peces se sumerjan o que eviten el ruido cambiando dirección. Un conjunto de factores tales como la época del año, si se alimentaron recientemente o no, y la naturaleza del sonido pudieran determinar si habrá reacción al ruido debajo del agua.

En el mar abierto, los peces que se ubican al lado de un barco evitan el sonido rehuyendo del mismo o dejando a la nave atrás (Misund et al. 1996; Misund 1997). (Misund 1997). La mayoría de cardumenes de peces no practican el esquivamiento cuando están fuera del trayecto de la nave. Cuando la nave pasa por encima de los peces, algunas especies, en algunos casos, muestran reacciones de escape repentinas incluyendo el esquivamiento lateral y la comprensión hacia abajo del grupo (Misund 1997). El esquivamiento se expresa de muchas maneras, dependiendo de la especie, etapa en la vida, comportamiento, hora del día, si se alimentó recientemente, y las características del agua respecto a la propagación del sonido (Misund 1997).

15

Resumen de los efectos potenciales del proyecto

Según indicado anteriormente y en la sección V.n. Del Artículo XIII de la MIA, la mayoría de la información publicada revela que los efectos del ruido son efímeros en los peces y se relacionan con su comportamiento y por lo tanto son menos importantes en sentido biológico. Se cuenta con alguna prueba respecto a que los pulsos sísmicos pudieran dañar el aparato auditivo de peces que estén cerca (1-3 m) de la batería. No obstante, por lo general, se acepta que la mayoría de los peces adultos y juveniles desplieguen un comportamiento de esquivamiento al ser expuestos a la actividad sísmica. Dado que es probable que los peces eviten el sonido sísmico, posiblemente no serán expuestos a niveles de sonidos procedentes de la batería de pistolas de aire que pudieran ser suficientemente elevados para causar daño a la audición. La medida de mitigación rutinaria de potenciar la intensidad de la batería de las pistolas de aire debería permitir que los peces en proximidad de dichas pistolas rehuyan antes de que los sonidos sean lo suficiente fuertes para posiblemente dañar la audición. Por lo tanto, la posibilidad de que los peces sufran daños auditivos importantes por estar tan cerca de la batería es muy improbable.

Con fundamento en el análisis anterior, algunos peces dentro y cerca de la zona sísmica de estudio pudieran contar con impactos en su comportamiento. Los efectos pudieran oscilar entre cambios en desplazos y esquivamiento del navío sísmico. Es más, es improbable que el desplazamiento del área constituya un impacto importante en los peces estén dentro o cerca de levantamiento sísmico propuesto. En los peces, los efectos de disturbios probablemente sean de menor importancia. Por lo tanto, en cuanto a peces, se considera que los impactos relacionados a los disturbios no sean importantes.

VI. Estrategias para la prevención y mitigación de impactos ambientales

acumulativos y residuales del sistema ambiental regional:

i. Las áreas de arribazón y desove de tortugas marinas Según lo anterior descrito en V. a., las operaciones sísmicas no afectarán adversamente a las playas de anidamiento de la tortuga marina por sí, ni tendrán impactos en la tortuga marina mientras desova en las referidas playas debido a la propagación insuficiente de pulsos sísmicos en el aire. Asimismo, es muy improbable que las tortugas marinas en el agua en camino a las zonas de desove sean afectadas, por lo siguiente: (1) el área de desove más cercana a cualquier actividad sísmica queda a 25 kilómetros de distancia, y la actividad (perfiles SMC) durará únicamente cinco días, y en su mayor parte a una distancia mucho más retirada, y (2) el inicio de las actividades del proyecto se ha programado para coincidir cerca del principio de la temporada de desove del caimán y antes del de la tortura verde. No se consideran necesarias las estrategias para la mitigación o compensación respecto a las zonas de desove de la tortura.

16

ii. Otras especies en la zona marina que se encuentren en la norma NOM-059-SEMARNAT-2001

A partir de lo resumido en la respuesta al V. b., se espera que, debido a la

investigación sísmica propuesta en la zona marina proyectada (vea la Tabla 1), los posibles impactos en aves, invertebrados, y especies de peces identificados en NOM-059-SMARNAT-2001 sean mínimos o inexistentes dado a la naturaleza pasajera, localizada y de corto plazo de la actividad. Principalmente se trata de posibles cambios de comportamiento o de desplazar a algunas especies listadas en la Tabla 1 de un área pequeña en contraste con la cantidad de hábitat marino disponible. Ninguna de las especies aviarias en la lista se anida en la zona. No se anticipa que las aves en la superficie del agua sean afectadas de alguna manera. La única ave marina de la Tabla 1 que se sumerge a profundidades cerca de la superficie (<1-3 metros) es el rabijunco de pico rojo y se esperaría que fuera afectado de manera mínima (i.e., impacto que no causa daño físico, tal como un disturbio). Se podría perturbar al ave en function de ser expuesto a niveles de ruido sísmico reducidos en contraste con aquellos más profundos en la columna de agua; sin embargo el ruido se atenuará cerca de la superficie por el efecto del escape de la presión ( vea V b arriba) (Greene y Richardson 1986; Tolstoy et al. 2004).

Es posible que figure un número desconocido y relativamente pequeño de especies en la lista de la norma NOM-059-SEMARNAT-2001, tales como algunas aves marinas forrajeras que se zambullen no muy debajo de la superficie, invertebrados, y principalmente peces con menor capacidad de trasladarse o imóviles que pudieran cursar con efectos dañinos o patológicos posiblemente ocasionados a distancias <3 m de las pistolas. Así y todo, se considera muy pequeña la probabilidad de que esto ocurra, dada la profundidad relativa de las pistolas de aire (~7.5 m) con relación a las costumbres de los pájaros clavadistas listados en la Tabla 1, la capacidad de muchas de las especies de rehuir o de otra manera de apartarse de la zona ensonificada durante el potenciamiento en intensidad de las baterías y operaciones sísmicas en curso, y las medidas mitigantes que se operacionalizarán como parte integral del proyecto.

Las medidas de mitigación y monitoreo ya identificadas en la MIA así como las adicionales aparecen a continuación. Con estas medidas anticipamos evitar y prevenir los efectos adversos, al grado mayor posible. También, se espera reducer a un mínimo los efectos en el comportamiento, incluso el desplazo. En virtud de la implementación de las medidas referidas, no se anticipan efectos dañinos ni mortíferos en ninguna de las especies faunáticas que aparecen en NOM-059-SEMARNAT-2001, cuya presencia pudiera ocurrir en la zona marina del proyecto. No se espera que alguno de los posibles impactos anticipados afecte adversa o importantemente a alguna de las poblaciones de especies. Según se consideró en la evaluación del impacto ambiental, las repercusiones del proyecto que pudieran ocurrir son disturbios en comportamiento o desplazos de mamíferos y tortugas marinas (i.e., cambios en comportamiento). La posibilidad de modificaciones en el comportamiento o el desplazo de peces e invertebrados marinos se circunscribiría a una zona muy pequeña, cerca de la operación de las pistolas de aire, en contraste con la cantidad de hábitat marino disponible. Todos los impactos que pudieran derivarse del proyecto serían de corto plazo, localizados, pasajeros y efímeros.

17

Las medidas de mitigación y monitoreo propuestas para especies listadas en NOM-059-SEMARNAT-2001, cuya presencia pudiera ocurrir en la zona del proyecto

• Durante todas las horas del día que estén operando las pistolas de aire en la zona del proyecto, se dedicará a uno o dos observadores visuales capacitados para monitorear la posible presencia y comportamiento de las especies listadas en NOM-059-SEMARNAT-2001. Esta información servirá para evaluar los impactos potenciales del proyecto sísmico propuesto e investigaciones futuras.

• Del todo posible, en la zona del proyecto de 1 a 2 observadores visuales estarán de turno vigilando durante los períodos cuando no estén funcionando las pistolas de aire, con objeto de disponer de datos obtenidos en “períodos de control” para comparar con los que se obtengan durante las operaciones. También se acopiarán datos durante el traslado a la zona del proyecto y de vuelta, según sea práctico

• La intensidad de las pistolas de aire se potenciará gradualmente (i.e. potenciamiento de la intensidad), y se “aumentará” el volumen de las pistolas poco a poco comenzando con la pistola más pequeña de la batería y a razón de no más de 6 dB por cada espacio de cinco minutos hasta que se alcancen los niveles de funcionamiento. Se espera que dicha medida le permita a la fauna suficiente tiempo para trasladarse fuera de la zona ensonificada por sonidos fuertes, según los estudios disponibles que sintetizamos previamente (e.g., calamares, peces y mamíferos marinos).

• Respecto a las aguas bajas de la zona del proyecto, el radio de seguridad de 180 dB que se planea es de 3500 metros basado en los resultados del estudio de las calibración de pistolas neumáticas realizadas por L-DEO en el golfo de México norteño en la primavera de 2003 (Tolstoy et al. 2004).

• Durante las horas del día, los observadores visuales divisarán los avistamientos a simple vista y usando binoculares de retículo de 7 X 50 y documentarán la distancia y el radio de seguridad. Siendo que el proyecto únicamente se practica en aguas bajas (<100 m), se usarán binoculares tipo "ojo grande" con aumento de 25 ya que el radio de seguridad es de 3500 metros a esta profundidad. El binocular tipo “ojo grande” es más eficaz para registrar a mamíferos y tortugas marinos presentes en los límites exteriores de dicha zona de seguridad.

• Durante el plazo de 30 minutos antes de operacionalizar la pistola de aire, o cuando se hayan apagado las pistolas por >1 hour, 1-2 observadores visuales registrarán la zona dentro y cerca de los correspondientes “radio de seguridad”, en la línea isopleta de 180-dB para localizar cetáceos y en la de 190-dB en búsqueda de delfines y tortugas marinas. Si se observa a cualquiera

18

de estas especies en esta área en aquel entonces o durante la fase de potenciamiento de intensidad, se reducirá la operación de la batería a una pistola. Si cualquier avistamiento ocurre dentro del isópleto de 180-dB ó 190-dB de la única pistola funcionando, se apagará hasta que el organismo se haya trasladado fuera del radio de seguridad o no se observe la presencia de pinípedos y pequeños odontocetos por 15 minutos, y la de misticetos y odontocetos grandes por 30 minutos.

• Cuando se operacionalicen las pistolas neumáticas, el radio de seguridad de 190-dB deberá de estar completamente visible por lo menos 30 minutos justo antes del potenciamiento de la intensidad de las pistolas de aire.

• Las pistolas sísmicas no se potenciarán de noche a menos de que por lo menos 1 pistola con nivel de sonido de 180 dB re 1µPa haya estado operando continuamente.

• Las pistolas neumáticas no se operacionalizarán de noche después de haber sido todas apagas

• Durante el potenciamiento de noche de la intensidad de la pistolas, 1 ó 2 observadores visuales deberán de monitorear el área cerca del navío usando dispositivos de visión nocturna. Con el uso de dicho instrumento se podrá avistar a mamíferos marinos en la oscuridad hasta a distancias de aproximadamente 100 a 200 metros (Smultea and Holst, 2003).

• Se describirá en un registro toda nave presente dentro de un radio de cinco kilómetros del navío sísmico cuando se aviste a un mamífero marino o tortura

• Para minimizar la fatiga, los observadores no vigilarán por turnos mayores de cuatro horas seguidos.

• Se operará un sistema de monitoreo acústico pasivo (SEAMAP) compuesto de una batería de hidrófonos con detección de vocalizaciones y sistema informático de ubicación siempre que las pistolas de aire estén operarando a fin de detectar y monitorear las vocalizaciones de mamíferos marinos. Dicho sistema también se operará lo más posible cuando se esté en la zona de estudio y no se estén operando las pistolas con objeto de suministrar datos de control para compararlos con los obtenidos durante períodos de inactividad de las pistolas neumáticas.

• Simultáneas detecciones acústicas y visuales se documentarán según sea posible para verificar la distancias estimadas por el sistema de detección acústico SEAMAP.

• Monitores acústicos del sistema SEAMAP alertarán a los observadores respecto a la detección de la presencia de mamíferos marinos en la zona del proyecto.

• Se suministrará un informe sobre el estudio dentro de 90 días a partir del último día del levantamiento sísmico y período de tránsito.

• Los siguientes datos se registrarán cada 30 minutos, a la hora y a la media hora, y cuando cualquier condición de las actividades sísmicas o ambientales cambien o cuando se aviste a una especie listadas en NOM-059-

19

SEMARNAT-2001: fecha, hora, observadores de turno, plataforma de observación, horas de inicio y fin de la observación, la latitud y longitud, actividad sísmica, número de líneas del levantamiento, número de pistolas operando, volumen de las pistolas, profundidad de la batería, escala de Beaufort, visibilidad, proporción y resplandor de la luz solar, profundidad acuática, y todo comentario adicional.

• Cada vez que se aviste a una especie de mamífero o tortura en la zona del proyecto, la siguiente información se sumará a los datos indicados arriba: especies, número de ejemplares, movimiento, comportamiento antes y después, posición cuando avistado, dirección del movimiento con relación al trayecto del navío, número de retículos de binocular y distancia de observadores, señales que ocasionaron el avistamientos, confiabilidad de la identificación de la especie, y velocidad de movimiento.

• Datos sobre comportamiento, distribución y la presencia de mamíferos y tortugas avistados en la zona del proyecto se usarán para evaluar los efectos potenciales de la actividad sísmica sobre estas especies. También se registrará todo dato similar que pudiera acopiarse respecto a otras especies listadas en NOM-059-SEMARNAT-2001, cuya presencia pudiera ocurrir. Actualmente se cuenta con limitada información de esta índole por lo que se proveerán datos esenciales sobre los efectos ambientales o impactos de las operaciones sísmicas. Esta información sirve para evaluar los posibles impactos en proyectos futuros así como contribuir a las decisiones de la gestión administrativa con la finalidad de minimizar los posibles efectos ambientales en estas especies.

• Aunque no se anticipa que ocurra, si existiera un posible nexo entre cualquier mamífero marino o tortura lesionado o muerto u otra especie listada en la NOM-059-SEMARNAT-2001 y las operaciones del proyecto, la secretaría de México a cargo de estas especies será notificada con la mayor antelación

• Si se avista a un mamífero marino o tortura cerca o justo a la entrada del radio de seguridad de 180-dB/190-dB ( según el que aplique a cada organismo), se intentará cambiar el rumbo del navío para evitar al animal o animales o se reducirá la velocidad de la nave si es viable. Si no es factible, se reducirá la potencia de la batería.

• Se preparará un manuscrito científico respecto a la ocurrencia, ubicación, ejemplares y comportamiento y vocalizaciones de mamíferos marinos y tortugas con relación al levantamiento sísmico en caso que se cuente con suficientes datos que ameriten su publicación.

• Para minimizar los niveles de ruidos sísmico recibidos, el volumen total de la batería de pistolas de aire ha sido reducido de su máximo potencial al nivel más bajo sin comprometer los objetivos del levantamiento sísmico.

• Si se observan a especies de aves identificadas en la norma NOM-059-SEMARNAT-2001 zambullirse y sumergirse a profundidades cerca de las pistolas, se reducirá la intensidad de las mismas hasta que las aves marinas hayan dejado la vecindad inmediata.

20

• Basado los datos disponibles sobre la densidad y distribución de mamíferos marinos en la zona del proyecto según se resumió en la evaluación del impacto ambiental, puede que sólo un pequeño porcentaje (0 a ~2%) de las poblaciones regionales de estas especies se expongan a niveles de ruidos sísmico que puedan resultar en cambios, de corto plazo y localizados, en comportamiento o la distribución de ejemplares. No se anticipa que ocurra lesión o daño físico a mamífero marinos, tortugas o aves marinas a raíz del proyecto.

• El personal del puente estará alerta en todo tiempo respecto a la presencia de mamíferos marinos y tortugas cuando dichas observaciones no comprometan sus deberes. Si ocurre algún avistamientos, el observador de turno inmediatamente notificará al observador biológico y tomará los apuntes pertinentes. Si desde el puente se detecta a un mamífero marino o tortura dentro del radio de seguridad, se reducirá la intensidad de las pistolas de aire según aplique.

VII. Pronósticos ambientales regionales y, en su caso evaluación de alternativas a. Describir el escenario ambiental que resultaría por el desarrollo del proyecto en caso de ocurrir impactos ambientales significativos

Algunos datos sobre el escenario ambiental que resultaría con relación al levantamiento aparecen en detalle en el segundo párrafo de la página 98 de la MIA presentada el 22 de marzo de 2004. Según se sintetizó en los encabezamientos anteriores, V y VI, el peor de los escenarios ambientales resultaría si un número desconocido pero supuestamente pequeño de las especies listadas en la NOM-059-SEMARNAT-2001, cuya presencia pudiera ocurrir en el área del proyecto marino (lo más probable es que sean los invertebrados), sufriera efectos dañinos o mortíferos. Dichos efectos pudieran ocurrir al exponerse a sonidos sísmicos fuertes a una distancia de aproximadamente 1 a 3 metros de las pistolas de aire. Sin embargo, en vista de las medidas de mitigación y monitoreo propuestas, no se anticipa que ningún mamífero marino, tortura, o ave marina o especie de peces cursen con daño físico. Es más, únicamente aquellos ejemplares cuya presencia ocurra directamente debajo de las pistolas de aire a profundidades de aproximadamente 9 a 11 metros debajo de la superficie del agua podrían ser afectados de esa manera ya que las pistolas de aire se ubican a una profundidad de unos 7.5 m. Desde cualquier otro ángulo, se calcula que el radio donde pudiera ocurrir daño es de aproximadamente a un metro de distancia de las pistolas de aire, según la literatura disponible sobre peces e invertebrados.

Aún si se concretara el muy improbable marco hipotético descrito anteriormente, los posibles impactos de carácter dañino o letal en poblaciones de especies listadas en la NOM-059-SEMARNAT-2001 se anticipan ser biológicamente insignificantes, representando una fracción pequeña de la población regional. Eso se debe a que los impactos sonoros procedentes del proyecto sísmico serían de corto plazo, localizados, pasajeros y efímeros y por el pequeño tamaño del área/volumen del radio de 1 a 3 m

21

alrededor de las pistolas de aire, en contraste con el área/volumen del hábitat marino disponible.

Según se considera en otras partes de este documento y en la MIA, no se han documentado efectos letales o dañinos en mamíferos marinos, tortugas, o aves marinas derivados directamente de la exposición a pistolas sísmicas de aire.

VII b. Presentar un programa de monitoreo a aplicar durante el desarrollo del

proyecto El programa de monitoreo se describe en la Sección VI.b (Estrategia de mitigacion y

monitoreo de los impactos ambientales) de la MIA, presentado el 22 de marzo de 2004.

VII.b.i. Registros de organismos que resulten afectados por las actividades del proyecto

Parte del deber rutinario de los observadores será registrar todos los efectos

aparentes de las operaciones sísmicas en mamíferos marinos y tortugas. Se obtendrá mayor información sobre los posibles impactos comparando las observaciones hechas mientras estén funcionando las pistolas de aire con aquellas hechas cuando no estén funcionando las mismas. Los observadores guardan en un registro los mismos datos respecto a las aves marinas, los peces y todo invertebrados grande que se aviste (e.g., calamar, pulpo, langosta). No será posible monitorear los efectos en invertebrados pequeños.

VII.b.ii. Medidas de urgente aplicación para mitigar o compensar los impactos no previstos o si ocurren fallas en la aplicación de las medidas propuestas

En caso de que ocurran impactos no anticipados o considerados improbable en las especies listadas en la NOM-059-SEMARNAT-2001, cuya presencia pudiera ocurrir en la zona marina del proyecto, o si la aplicación de las medidas de mitigación no impiden los efectos dañinos o letales, en ese caso la medida de emergencia será apagar todas las pistolas de aire. Por ejemplo, si se observaran muertos o casi muertos a aves marinas o a cantidades abnormales de vertebrados o invertebrados listados en la NOM-059-SEMARNAT-2001 y la situación potencialmente se asociara a la operación de las pistolas de aire, se apagarán las pistolas. Además, se comunicará y consultará con las autoridades responsables antes de resumir la operación. La autoridad responsible a contactar dependerá de la especie en cuestión. Por ejemplo, si se encuentran mamíferos marinos o tortugas lesionados o muertos, los científicos a bordo del navío le avisarán al Capitán del navío y a representantes de L-DEO y NSF (Fundación Nacional de Ciencias). A la vez, se comunicarán con SEMARNAT y con el U.S. National Marine Fisheries Service. Si se observan efectos dañinos o letales respecto a otras especies listadas en la NOM-059-SEMARNAT-2001, se contactará a SEMARNAT.

22

VIII. Identificación de los instrumentos metodológicos y elementos técnicos

que sustentan los resultados de la MIA. a. Identificar y describir los instrumentos y métodos utilizados en la

evaluación del proyecto, así como estudios técnicos y científicos con sus respectivas fuentes y referencias bibliográficas, de proyectos similares realizados en sitios y condiciones semejantes a las del área del proyecto que sustentan su viabilidad ambiental, particularmente estudios en los que se incluya el grado de afectación para cada especie por el impacto sonoro a diferentes intensidades y profundidades.

Los efectos potenciales del levantamiento sísmico propuesto en las especies de la Tabla 1 de este documento y en la MIA se evaluaron principalmente en base a un estudio completo de la literatura y datos disponibles sobre observaciones sistemáticas y oportunistas, ambas de campo y laboratorio, según aplican a las varias especies. En general se han realizado pocos estudios sistemáticos para evaluar los impactos potenciales del ruido sísmico en estos organismos. En particular, se han realizado muy pocos estudios sobre los efectos potenciales de la actividad sísmica en invertebrados y aves de mar.

Según se ha tratado previamente en este documento y en la MIA, el riesgo potencial de lesiones letales o dañinas a invertebrados, aves, peces, reptiles (tortugas marinas), y especie de mamíferos marinos listados en la Tabla 1 se anticipa que sea muy pequeño en vista de las medidas de monitoreo y mitigación propuestas y delineadas aquí y en la MIA. La posibilidad de este tipo de impacto probablemente se confinaría al área a una distancia de varios metros de las pistolas de aire que estén funcionando, operarando a una profundidad de 7.5 m debajo de la superficie del agua. Los estudios limitados disponibles indican, con un grado regular de certeza, que los efectos letales y dañinos en invertebrados y pescados se circunscriben a un área alrededor de las pistolas de aire. Según se consideró de manera extensiva en la Sección V de la MIA, son menos claros los datos con relación a niveles de ruido sísmico recibidos que fueran lo suficientemente fuertes para constituir un riesgo a mamíferos marinos, tortugas y aves clavadistas marinas. Sin embargo, se ha seleccionado un nivel conservador de ruido recibido de 180 dB para determinar el radio de seguridad bajo el cual las pistolas de aire se apagarían con la finalidad de evitar el disturbio potencial de cetáceos y también las posibles lesiones a niveles más elevados. A fin de expedir la Autorización de Hostigamiento Incidental, la que se requiere conforme a la normatividad de EE.UU, la NMFS exige el criterio del radio de seguridad para cetáceos. En cambio, como se describe en la MIA, los niveles recibidos que se vaticina que pudieran causar lesiones a mamíferos marinos, son considerablemente más fuertes que los propuestos niveles para reducir la intensidad y apagar las pistolas con relación al radio de seguridad del proyecto. Por lo tanto los radios de seguridad propuestos en este estudio sísmico se consideran como preventivos en base a los resultados limitados de estudios disponibles.

A raíz del levantamiento sísmico propuesto, los efectos potenciales principales y más probables en los organismos que aparecen en la Tabla 1 se tratan de disturbios en el comportamiento y desplazos. La importancia biológica de aquellos supuestos cambios de corto plazo que disturbios sísmicos provocan es generalmente desconocida. Sin embargo, generalmente se supone que dichos efectos son de corto plazo y limitados en sentido

23

geográfico y no afectan a la especie de manera importante a nivel de la población. Por ejemplo, los cálculos estimados sobre las posibles cantidades de mamíferos marinos que pudieran ser expuestas a niveles de sonido capaces de suscitar cambios en el comportamiento (en base al área comprendida por las normas de NMFS respecto a las líneas isopletas de “radios de seguridad”) muestran que sólo una fracción pequeña e insignificante de la población regional de mamíferos marinos cambiará su comportamiento a raíz del proyecto. La metodología que se usa para estimar las cantidades expuestas ha llegado a estar relativamente normalizada en el procesamiento de las solicitudes de permisos que se presentan a NMFS en EE. UU. Sin embargo, este método probablemente sobreestima la cantidad de mamíferos marinos que quedaría afectada de alguna manera biológica importante. Los criterios sobre el nivel acústico (i.e., “radios de seguridad”) que aplican a mamíferos marinos se basan en lineamientos recomendados por NMFS cuando expide permisos para actividades donde la exposición acústica pudiera afectar a mamíferos marinos (vea la Sección III(e) de la MIA). Los criterios acústicos usados con objeto de calcular la cantidad de mamíferos marinos que pudiera cursar con disturbios a cierto grado biológico importante por un programa sísmico, se basan en observaciones de comportamiento durante los estudios de varias especies, como se resume en la Tabla 2. No obstante, se carece de información en cuanto a muchas especies. Se han practicado estudios detallados sobre la ballena jorobada, la gris y la de Groenlandia y en focas de anillos. Se cuenta con datos menos detallados respecto a otras especies de ballenas sin dientes, cachalotes y odontocetos pequeños.

En las listas de referencias de la MIA y del presente documento, se identifica a la vasta gama de literatura consultada para evaluar los impactos potenciales derivados del levantamiento sísmico propuesto. Mientras que existen numerosos estudios comparativos que ayudan en la evaluación de los impactos potenciales que el ruido sísmico ocasiona en peces y especies de mamíferos marinos, se sabe muy poco sobre las otras especies listadas en NOM-059-SEMARNAT-2001 que pudieran encontrarse en la zona marina del proyecto. Además, todavía se carece de muchos datos acerca de impactos en varias especies de mamíferos marinos y peces. La literatura disponible sugiere que dichos efectos dependen de numerosos factores, entre otros, la especie, ubicación, comportamiento, nivel acústico recibido, nivel de ruido ambiental, y habituación. (vea Richardson et al. 1995 y la MIA).

Como se considera en Richardson et al. (1995) y en otras partes, hay muchos factores que también afectan a los niveles acústico sísmicos recibidos por la referida fauna. Incluidos están la profundidad, distancia, temperatura del agua y la topografía del suelo, entre otros. Es difícil prever con exactitud los niveles acústico recibidos en ubicaciones específicas sin contar con datos empíricos. No obstante, basado en los datos disponibles, L-DEO ideó e instrumentó un modelo acústico para prever los niveles acústico sísmicos recibidos a varias distancias y profundidades acuáticas con objeto de pronosticar lógicamente las distancias de varias líneas isopletas relativas a radios de seguridad y disturbios, para mamíferos marinos. También, un estudio de calibración acústica empírica fue realizado por L-DEO a finales de la primavera y principios de verano en 2003 en el golfo de México para constatar las distancias de varias líneas isopletas a diferentes profundidades acuáticas con relación a la batería de 10 y 12 pistolas de aire. Los resultados de la calibración indican que son mucho mayores las distancias de las líneas isopletas a las baterías de pistolas cuando dichas baterías operan en aguas no

24

profundas (<100 m deep) que cuando operan en aguas intermediarias (100-1000 m) y en profundas (>1000 m) (Tabla 6; Tolstoy et al. 2004). Los radios propuestos en esta exploración para reducir la intensidad y apagar la batería de pistolas se basan en estos resultados, como se muestra en la Tabla 6 de la MIA y a continuación. Todas las aguas en el proyecto marino propuesto son de <100 m de profundidad; por lo que el radio de seguridad mayor se operacionalizará para mitigar los posibles disturbios o lesiones a mamíferos marinos y tortugas. El poner en práctica este radio de seguridad también mitiga los efectos potenciales en invertebrados, aves clavadistas, y peces que pudieran encontrarse en el área en aquel entonces. Se reitera que los radios de seguridad referidos son conservadores y preventivos con relación a la literatura disponible y las normas de NMFS y pudieran representar un bajo estimado de los niveles dañinos potenciales.

En conformidad con los comentarios de SEMARNAT en la Sección VIII de la MIA, la siguiente Tabla (Tabla 2) contiene un resumen y referencias relacionados a los datos disponibles sobre estudios y experimentos de actividades sísmicas similares. La síntesis se organiza en base a grupos pertinentes a las aguas marinas del área del proyecto, y se sigue la orden taxonómica identificada en la NOM-059-SEMARNAT-2001: aves marinas, invertebrados marinos, mamíferos marinos, pescado marinos, reptiles marinos (i.e., tortugas marinas). En la tabla figura un resumen de los impactos acústicos (grado de impacto) de estudios sísmicos similares disponibles respecto a niveles acústicos particulares y profundidades acuáticas para varias especies o especies similares descritas en la MIA y en este anexo. Sin embargo, las investigaciones están limitadas en sus resultados, alcance, y aplicabilidad al proyecto propuesto por la diferentes condiciones del habitat y la ocurrencia y distribución de las varias especies. Estos muchos factores, en combinación con los datos empíricos disponibles muy limitados sobre la reacción y comportamiento de fauna marina expuesta a sonidos sísmicos, limita la utilidad de hacer comparaciones del espectro completo de especies, ubicaciones, y baterías sísmicas. No obstante, como se describe en la MIA, no se espera que ocurra daño potencial a mamíferos marinos y tortugas de mar según el análisis comparativo de datos en la literatura disponible y por las medidas de mitigación y monitoreo que se implementarán. Como se indicó anteriormente, la potencialidad de causar daño a cantidades muy pequeñas de invertebrados, y, posiblemente, a aves marinas que se zambullen a profundidades y a peces, podría existir si la presencia de estos organismos ocurre a unos metros de las pistolas de aire ubicadas a profundidades de 7. 5 m. Pero la cantidad que pudiera ser afectada de esta manera representa un porcentaje insignificante de las poblaciones regionales de estas especies en base a los datos disponibles.

Para facilitar la comparación del estudio sísmico propuesto con el resumen de la Tabla 2, aparecen a continuación las especificaciones de la batería de 20 pistolas de aire que se usará en el levantamiento sísmico, y la Tabla 6 de la MIA que muestra la distancias de varias líneas isopletas.

25

Especificaciones de la batería de 20 pistolas de aire Fuente de energía veinte pistolas de aire Bolt de 2000 psi de 80–850 in3

Dirección de descargo (hacia abajo)1 0-pico es de 58 bar-m (255 dB re 1 µPa · m); pico-pico es de 124 bar-m (262 dB)

Profundidad de fuente de energía remolcada 7.5 m Volumen de descargo de aire ~6947 in3

Componentes de frecuencia dominante 0–188 Hz

TABLA 6 (como se denomina en la MIA). Distancias donde niveles acústicos ≥190, 180, 170 y 160 dB re 1 µPa (rms) podrían captarse de la batería de 20 pistolas de aire que se usará durante el levantamiento sísmico fuera de la península septentrional de Yucatán en el golfo de México durante junio y julio 2004, basado en los resultados del estudio de calibración acústico de 2003 en el golfo norteño de México (Tolstoy et al. 2004). El agua en el area del proyecto fuera de la península septentrional de Yucatán, golfo de México cuenta con una profundidad de <100 m. Las cifras pertinentes al estudio propuesto aparecen en negritas.

Distancia en metros Batería de 20 pistolas de aire Volumen 8575 in3

190 dB 180 dB 170 dB 160 dB

Profundidad >1000 m

275 900 2600 9000

Profundidad 100 – 1000 m

413 1350 3900 10000

Profundidad <100 m

2000 3500 7000 12000

26

LITERATURA CITADA Arnold, B.W. 1996. Visual monitoring of marine mammal activity during the Exxon 3-

D seismic survey: Santa Ynez unit, offshore California 9 November to 12 December 1995. Rep. by Impact Sciences Inc., San Diego, CA, for Exxon Company, U.S.A., Thousand Oaks, CA. 20 p.

Ashmole 1971 Baughman, M. 2003. National Geographic reference atlas to the birds of North

America. National Geographic Society, Washington, DC. 480 pp Beletsky, Les. 1999. Tropical Mexico: The Ecotravellers’ Wildlife Guide. Academic

Press. 497 p. Bibby, C.J., and C.S. Lloyd. 1977. Experiments to determine the fate of dead birds at

sea. Biological Conservation 12:295-309. Burger 2001 Christian, J.R., A. Mathieu, D.H. Thomson, D. White, and R.A. Buchanan. 2003. Effect

of seismic energy on snow crab (Chionoecetes opilio). LGL Report to Environmental Studies Research Fund (ESRF), Calgary, AB. 56 p. + App.

Dalen, J. and G.M. Knutsen. 1987. Scaring effects in fish and harmful effects on eggs, larvae and fry by offshore seismic explorations. Symposium on Underwater Acoustics, Halifax, 1986.

Edwards, E.P. 2003. A Field Guide to the Birds of Mexico and Adjacent Areas: Belize, Guatemala, and El Salvador. University of Texas Press, Austin, TX. 209 p.

Ehrlich, P.R., D.S. Dobkin, and D. Wheye. 1988. The Birder’s Handbook: A Field Guide to the Natural History of North American Birds, the Essential Companion to Your Identification Guide. Simon & Schuster Inc., New York.

Enger, P.S. 1981. Frequency discrimination in teleosts - central or peripheral. p 243-255 In: W.N. Tavolga and A.N. Popper (eds.), Hearing and sound communication in fishes. Springer-Verlag, New York.

Falk, M.R. and M.J. Lawrence 1973. Seismic exploration: its nature and effects on fish. Tech. Rep. Ser. No. Vol. CEN/T-73-9. Resource Management Branch, Fisheries Operations Directorate, Central Region, Winnipeg. 51 p.

Finneran, J.J., C.E. Schlundt, D.A. Carder, J.A. Clark, J.A. Young, J.B. Gaspin and S.H. Ridgway. 2000. Auditory and behavioral responses of bottlenose dolphins (Tursiops truncatus) and beluga whale (Delphinapterus leucas) to impulsive sounds resembling distant signatures of underwater explosions. J. Acoust. Soc. Am. 108(1):417-431.

Finneran, J.J., C.E. Schlundt, R. Dear, D.A. Carder and S.H. Ridgway. 2002. Temporary shift in masked hearing thresholds in odontocetes after exposure to single underwater impulses from a seismic watergun. J. Acoust. Soc. Am. 111(6):2929-2940.

Fitch, J. E. and P. H. Young. 1948. Use and effect of explosives in California coastal waters. California Fish and Game 34(2): 53-70.

27

Fox, H.E., and M.V. Erdmann. 2000. Fish yields from blast fishing in Indonesia. Coral Reefs 19:114. Gausland, I. 2000. Impact of seismic surveys on marine life. The Leading Edge (August

2000): 903-905. Goold, J.C. 1996a. Acoustic assessment of common dolphins off the west Wales coast,

in conjunction with 16th round seismic surveying. Rep. from School of Ocean Sciences, Univ. Wales, Bangor, Wales, for Chevron UK Ltd, Repsol Explor. (UK) Ltd., and Aran Energy Explor. Ltd. 22 p.

Goold, J.C. 1996b. Acoustic assessment of populations of common dolphin Delphinus delphis in conjunction with seismic surveying. J. Mar. Biol. Assoc. U.K. 76:811-820.

Goold, J.C. 1996c. Acoustic cetacean monitoring off the west Wales coast. Rep. from School of Ocean Sciences, Univ. Wales, Bangor, Wales, for Chevron UK Ltd, Repsol Explor. (UK) Ltd, and Aran Energy Explor. Ltd. 20 p.

Greene, C.R., Jr. and W.J. Richardson. 1988. Characteristics of marine seismic survey sounds in the Beaufort Sea. J. Acoust. Soc. Am. 83(6):2246-2254.

Harrison, P. 1983. Seabirds: An Identification Guide. Houghton Mifflin Company, New York, New York. 448 p.

Hastings, M.C., A.N. Popper, J.J. Finneran and P.J. Lanford. 1996. Effect of low frequency underwater sound on hair cells of the inner ear and lateral line of the teleost fish Astronotus ocellatus. J. Acoust. Soc. Am., 99:1759-1766.

Holliday, D.V., R.E. Pieper, M.E. Clarke and C.F. Greenlaw. 1987. The effects of airgun energy releases on the eggs, larvae, and adults of the northern anchovy (Engraulis mordax). API Publication 4453. Report by Tracor Applied Sciences for American Petroleum Institute, Washington, D.C. 115 p.

Johnson, S.R. 2002. Marine mammal mitigation and monitoring program for the 2001 Odoptu 3-D seismic survey, Sakhalin Island Russia: Executive summary. Rep. from LGL Ltd, Sidney, B.C., for Exxon Neftegas Ltd., Yuzhno-Sakhalinsk, Russia. 49 p. Also available as Working Paper SC/02/WGW/19, Int. Whal. Comm., Western Gray Whale Working Group Meeting, Ulsan, South Korea, 22-25 October 2002. 48 p.

Kenchington, T.J. 1999. Impacts of seismic surveys on fish behaviour and fisheries catch rates on Georges Bank. Report prepared by Gadus Associates, Musquodoboit Harbour, Nova Scotia, for Norigs 2000 for submission to the Georges Bank Review Panel, Halifax, Nova Scotia, 28 January 1999.

Kostyuchenko, L.P. 1973. Effects of elastic waves generated in marine seismic prospecting on fish eggs in the Black Sea. Hydrobiol. J. 9:45-48.

La Bella, G., Cannata, S., Froglia, C., Modica, A., Ratti, S., and Rivas, G. 1996. First assessment of effects of air-gun seismic shooting on marine resources in the central Adriatic Sea. Society of Petroleum Engineers, paper SPE 23782.

Lacroix, D.L., R.B. Lanctot, J.A. Reed, and T.L. McDonald. 2003. Effect of underwater seismic surveys on molting male long-tailed ducks in the Beaufort Sea, Alaska. Canadian Journal of Zoology 81:1862-1875.

28

LGL Ltd. 2003a. Marine mammal monitoring during Lamont-Doherty Earth Observatory's acoustic calibration study in the Northern Gulf of Mexico, 2003. LGL Rep. TA2822-12. Rep. from LGL Ltd., King City, Ont., for Lamont-Doherty Earth Observatory, Columbia Univ., Palisades, NY, and Nat. Mar. Fish. Serv., Silver Spring, MD. 76 p.

LGL Ltd. 2003b. Marine mammal monitoring during Lamont-Doherty Earth Observa-tory's seismic study in the Hess Deep area of the Eastern Equatorial Tropical Pacific, July 2003. LGL Rep. TA2822-16. Rep. from LGL Ltd., King City, Ont., for Lamont-Doherty Earth Observatory, Columbia Univ., Palisades, NY, and Nat. Mar. Fish. Serv., Silver Spring, MD. 68 p.

Madsen, P.T., B. Mohl, B.K. Nielsen and M. Wahlberg. 2002. Male sperm whale behavior during exposures to distant seismic survey pulses. Aquat. Mamm. 28(3):231-240.

Malme, C.I. and P.R. Miles. 1985. Behavioral responses of marine mammals (gray whales) to seismic discharges. p. 253-280 In: G.D. Greene, F.R. Engelhardt and R.J. Paterson (eds.), Proc. Workshop on effects of explosives use in the marine environment, Jan. 1985, Halifax, N.S. Tech. Rep. 5. Can. Oil & Gas Lands Admin., Environ. Prot. Br., Ottawa, Ont. 398 p.

Malme, C.I., B. Würsig, J.E. Bird and P. Tyack. 1986. Behavioral responses of gray whales to industrial noise: feeding observations and predictive modeling. Outer Cont. Shelf Environ. Assess. Progr., Final Rep. Princ. Invest., NOAA, Anchorage, AK 56(1988):393-600. BBN Rep. 6265. 600 p. OCS Study MMS 88-0048; NTIS PB88-249008.

Malme, C.I., B. Würsig, J.E. Bird and P. Tyack. 1988. Observations of feeding gray whale responses to controlled industrial noise exposure. p. 55-73 In: W.M. Sackinger, M.O. Jeffries, J.L. Imm and S.D. Treacy (eds.), Port and ocean engineering under arctic conditions, vol. II. Geophysical Inst., Univ. Alaska, Fairbanks, AK. 111 p.

Malme, C.I., P.R. Miles, P. Tyack, C.W. Clark and J.E. Bird. 1985. Investigation of the potential effects of underwater noise from petroleum industry activities on feeding humpback whale behavior. BBN Rep. 5851; OCS Study MMS 85-0019. Rep. from BBN Labs Inc., Cambridge, MA, for U.S. Minerals Manage. Serv., Anchorage, AK. Var. pag. NTIS PB86-218385.

Manzanilla, S. 2004. Especies de mamiferos marinos reportados para el Golfo de Mexico. Documento de Uso Interno, Abril 20, 2004. NAIM, Mexico.

Mate, B. 2003. Seasonal distribution and habitat characterization of sperm whales in the Gulf of Mexico from Argos satellite-monitored radio tracking. In 15th Biennial Conference on the Biology of Marine Mammals, Greensboro, NC, 14-19 December 2003, Abstracts. p. 105.

McCauley, R.D., J. Fewtrell, A.J. Duncan, C. Jenner, M.-N. Jenner, J.D. Penrose, R.I.T. Prince, A. Adhitya, J. Murdoch and K. McCabe. 2000a. Marine seismic surveys: Analysis of airgun signals; and effects of air gun exposure on humpback whales, sea turtles, fishes and squid. Report by Centre for Marine Science and Technology, Curtain University, Australia for Australian Petroleum Producers Association, Australia. 188 p.

29

McCauley, R.D., J. Fewtrell, A.J. Duncan, M.-N. Jenner, M-N., C. Jenner, R.I.T. Prince, A. Adhitya, K. McCabe and J. Murdoch. 2000b. Marine seismic surveys - a study of environmental implications. APPEA (Austral. Petrol. Product. Explor. Assoc. ) Journal 40:692-708.

McCauley, R.D., M.-N. Jenner, C. Jenner, K.A. McCabe and J. Murdoch. 1998. The response of humpback whales (Megaptera novangliae) to offshore seismic survey noise: preliminary results of observations about a working seismic vessel and experimental exposures. APPEA (Austral. Petrol. Product. Explor. Assoc.) Journal 38:692-707.

Misund, O.A. 1997. Underwater acoustics in marine fisheries and fisheries research. Rev. Fish. Biol. Fisheries. 7:1-34.

Misund, O.A., J.T. Ovredal and M.T. Hafsteinson. 1996. Reactions of herring schools to the sound field of a survey vessel. Aquat. Living Resour. 9:5-11.

Moein, S.E., J.A. Musick, J.A. Keinath, D.E. Barnard, M. Lenhardt and R. George. 1994. Evaluation of seismic sources for repelling sea turtles from hopper dredges. Rep. from Virginia Inst. Mar. Sci., [Gloucester Point], VA, for U.S. Army Corps of Engineers. 33 p.

Moulton, V.D., R.A. Davis, J.A. Cook, M. Austin, M.L. Reece, S.A. Martin, A. MacGillivray, D. Hannay, and M.W. Fitzgerald. 2003. Environmental assessment of Marathon Canada Limited’s 3-D seismic program on the Scotian Slope, 2003. LGL Rep. SA744-1. Rep. by LGL Limited, St. John’s, Newfoundland, for Marathon Canada Ltd., Halifax, Nova Scotia. 173 p. + Appendices.

O’Hara, J. and J.R. Wilcox. 1990. Avoidance responses of loggerhead turtles, Caretta caretta, to low frequency sound. Copeia 1990(2):564-567.Olson, P.A. and S. B. Reilly. 2002. Pilot Whales. p. 898-893 In: W.F. Perrin, B. Würsig and J.G.M. Thewissen (eds.), Encyclopedia of Marine Mammals. Academic Press, San Diego, CA. 1414 p.

Pearson, W., Skalski, J., Sulkin, S. and C. Malme. 1994. Effects of seismic energy releases on the survival and development of zoeal larvae of Dungeness crab (Cancer magister). Mar. Environ. Res., 38: 93-113.

Richardson, W.J., C.R. Greene, Jr., C.I. Malme and D.H. Thomson. 1995. Marine mammals and noise. Academic Press, San Diego. 576 p.

Ridgway, S.H., D.A. Carder, R.R. Smith, T. Kamolnick, C.E. Schlundt and W.R. Elsberry. 1997. Behavioral responses and temporary shift in masked hearing threshold of bottlenose dolphins, Tursiops truncatus, to 1-second tones of 141 to 201 dB re 1 µPa. Tech. Rep. 1751. NRAD, RDT&E Div., Naval Command, Control & Ocean Surveillance Center, San Diego, CA. 27 p.

Saetre, R. and Ona, E. 1996. The effects of sesimic surveys on fish eggs and larvae. Fisken og Havet 8. [In Norwegian with English summary]

Santulli, A., A. Modica, C. Messina, L. Ceffa, A. Curatolo, G. Rivas, G. Fabi and V. D'Amelio. 1999. Biochemical responses of European sea bass (Dicentrarchus labrax L.) to the stress induced by off shore experimental seismic prospecting. Mar. Pollut. Bull. 38(12):1105-1114.

30

Schlundt, C.E., J.J. Finneran, D.A. Carder and S.H. Ridgway. 2000. Temporary shift in masking hearing thresholds of bottlenose dolphins, Tursiops truncatus, and white whales, Delphinapterus leucas, after exposure to intense tones. J. Acoust. Soc. Am. 107(6):3496-3508.

Stemp, R. 1985. Observations on the effects of seismic exploration on seabirds. Pages 217-231 in Proceedings of the Workshop on the Effects of Explosives Use in the Marine Environment, 29–31 January 1985. Edited by G.D. Greene, F.R. Engelhardt, and R.J. Paterson. Tech. Rep. 5, Canada Oil and Gas Lands Administration, Environmental Protection Branch, Ottawa, ON.

Stone, C.J. 2003. The effects of seismic activity on marine mammals in UK waters 1998-2000. JNCC Report 323. Joint Nature Conservancy, Aberdeen , Scotland. 43 p.

Thomson, D.H., J.W. Lawson and A. Muecke. 2001. Proceedings of a workshop to develop methodologies for conducting research on the effects of seismic exploration on the Canadian east coast fishery, Halifax, Nova Scotia, 7-8 September 2000. ESRF Rep. 139. Environ. Stud. Res. Funds, Calgary, Alb. 75 p.

Tolstoy, M., J. Diebold, S. Webb, D. Bohnenstiehl and E. Chapp. 2004. Acoustic calibration measurements. Chapter 3 In: W.J. Richardson (ed.), Marine mammal and acoustic monitoring during Lamont-Doherty Earth Observatory's acoustic calibration study in the northern Gulf of Mexico, 2003. Revised ed. Rep. from LGL Ltd., King City, Ont., for Lamont-Doherty Earth Observ., Palisades, NY, and Nat. Mar. Fish. Serv., Silver Spring, MD.

Tunnell, J.W. and B.R. Chapman. 2001. Seabirds of the Campeche Bank Islands, southeastern Gulf of Mexico. Atoll Res. Bull. 482:1-50.

Turnpenny, A.W.H. and J.R. Nedwell. 1994. The effects on marine fish, diving mammals and birds of underwater sound generated by seismic surveys. FCR 089/94. Fawley aquatic research labs. Ltd., Southampton, U.K. 52 p.

Tyack, P., P. Miller and K. Johnson. In Press. Controlled exposure experiments (CEE’S) using D-tags: Tracking responses of sperm whales to experimental exposures of airguns. Summary Document. Sperm Whale Seismic Study (SWSS), U.S. Minerals Manage. Serv. Info. Transfer Meeting, 14-16 Jan. 2003, Kenner, LA.

Vekilov E.H., E.A. Kriksunov, and Yu.M. Polonsky. 1995. The effects on aquatic life of elastic waves from seismic sources used for marine geophysical surveying. Moscow, 64 p. (In Russian)

Weinhold, R.J. and R.R. Weaver. 1972. Seismic air guns affect on immature coho salmon. Preprint, Society of Exploration Geophysicists, Tulsa, Oklahoma. 9 p.

Weller, D.W., Y.V. Ivashchenko, G.A. Tsidulko, A.M. Burdin and R.L. Brownell, Jr. 2002. Influence of seismic surveys on western gray whales off Sakhalin Island, Russia in 2001. Working Paper SC/54/BRG14, Int. Whal. Comm., Western Gray Whale Working Group Meeting, Ulsan, South Korea, 22-25 October 2002. 12 p.

Würsig, B.G., D.W. Weller, A.M. Burdin, S.H. Reeve, A.L Bradford, S.A. Blokhin and R.L Brownell (Jr.). 1999. Gray whales summering off Sakhalin Island, Far East Russia: July-October 1997. A joint U.S.-Russian scientific investigation. Final Report by Texas A&M Univ., College Station, TX, and Kamchatka Inst. Ecol. and

31

Nature Manage., Russian Acad. Sci., Kamchatka, Russia, for Sakhalin Energy Investment Co. Ltd and Exxon Neftegaz Ltd, Yuzhno-Sakhalinsk, Russia. 101 p.

Yelverton, J. T., D. R. Richmond, E. R. Fletcher, and R. K. Jones. 1973. Safe distances from underwater explosions for mammals and birds. Report from Lovelace Foundations Medical Education Research, Albuquerque, for Defense Nuclear Agency, Washington. 67 p.

Web pages: www.bioone.org/bioone/?request=get-document&issn=0004-

8038&volume=118&issue=03&page=0755ing www.birdlist.org/nam/mexico/yucatan/yucatan.htm www.gulfbase.org/reef/index.php?sortby=country&sortby=country www.npwrc.usgs.gov/resource/othrdata/migratio/routes.htm www.//216.239.53.104/search?q=cache:l8P92fLEsukJ:nc-

es.fws.gov/ecoconf/Additional%2520Documentation/No%2520Am%2520Waterbird%2520Cons%2520Plan/appendix6.pdf+Boobies,+Shearwater,+and+Petrel+seabirds+plunge+diving+depths&hl=en&ie=UTF-8

www.//216.239.53.104/search?q=cache:OBQJlpr2CycJ:swfsc.nmfs.noaa.gov/prd/ecology/people/pdfs/Foraging_paper.pdf+Boobies,+Shearwater,+and+Petrel+seabirds+plunge+diving+depths&hl=en&ie=UTF-8

Levantamiento Sísmico Marino del Navío de...

Documents

Transcript of Levantamiento Sísmico Marino del Navío de...