INDICADORES ECOHIDROLÓGICOS DE VULNERABILIDAD EN CUENCAS …

INDICADORES ECOHIDROLÓGICOS DE VULNERABILIDAD EN CUENCAS HIDROGRÁFICAS ANTE LA CONSTRUCCIÓN DE REPRESAS

Carolina Maldonado 2011

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INDICADORES ECOHIDROLÓGICOS DE VULNERABILIDAD EN CUENCAS

HIDROGRÁFICAS ANTE LA CONSTRUCCIÓN DE REPRESAS

LILIA CAROLINA MALDONADO SANTAFÉ

PONTIFICIA UNIVERSIDAD JAVERIANA FACULTAD DE INGENIERÍA CIVIL

BOGOTÁ D.C DICIEMBRE 2011



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INDICADORES ECOHIDROLÓGICOS DE VULNERABILIDAD EN CUENCAS

HIDROGRÁFICAS ANTE LA CONSTRUCCIÓN DE REPRESAS

LILIA CAROLINA MALDONADO SANTAFÉ

TRABAJO DE GRADO PARA OPTAR EL TÍTULO DE INGENIERA CIVIL

DIRECTOR: FRANCISCO GUERRERO BOLAÑO

Biólogo de Recursos Hídricos

Magister en Hidrosistemas

PONTFICIA UNIVERSIDAD JAVERIANA

FACULTAD DE INGENIERÍA CIVIL

BOGOTÁ D.C.

DICIEMBRE 2011



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AGRADECIMIENTOS

A Dios que guía el corazón y la mente y con ello hace posible juntar creatividad,

conocimiento y coraje para enfrentar los retos que se presentan en el camino.

A mi madre quien me ha apoyado en cada proyecto que he emprendido en la vida

y estuvo a mi lado durante todo este proceso con su amor, cariño y compresión.

Ana Matilde Santafé

A la mano que guió con paciencia y tolerancia este trabajo, la cual brindó todo el

tiempo necesario para apoyar el desarrollo del mismo; al amigo que con sus

palabras enseñó a hacer las cosas con convicción y pensar que la meta más

ambiciosa se puede alcanzar…Al mejor director que pudo tener este proyecto.

Francisco Guerrero Bolaño

A mi novio quien con su compañía hizo que nunca faltara una sonrisa y unas

palabras de aliento para continuar.

Jonathan Romero Cuellar

A la Universidad de Brasilia (UNB) y en especial al Dr. José Francisco Gonçalves

Junior por darme la oportunidad de asistir al 2°.Curso práctico en Procesos

Ecológicos en Zonas Riparias, el cual, fue de gran ayuda para el desarrollo de

este proyecto.

A la familia del Instituto Geofísico de la Pontificia Universidad Javeriana y en su

cabeza, al Ingeniero Nelson Obregón quien con su actitud de servicio a los demás,

generó en mí el interés por el campo de la investigación.

Al Ingeniero Alfonso Ramos por su apoyo para la conclusión de este proyecto.

A los profesores que acompañaron mi proceso formativo durante todos los

semestres de la carrera y especialmente, al Ingeniero Andrés Torres, quien

incentivó a través de sus clases el interés de trabajar el campo de la hidrología y la

hidráulica.



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CONTENIDO

AGRADECIMIENTOS ...................................................................................................................... 3

LISTAS ............................................................................................................................................... 5

Tablas ............................................................................................................................................. 5

Figuras ........................................................................................................................................... 5

Esquemas ...................................................................................................................................... 6

Matrices .......................................................................................................................................... 7

Mapas ............................................................................................................................................. 7

Gráficas .......................................................................................................................................... 7

RESUMEN ......................................................................................................................................... 8

1. INTRODUCCIÓN ...................................................................................................................... 9

2. MARCO TEÓRICO ................................................................................................................. 10

3. PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA ................................................................................. 23

4. OBJETIVOS ............................................................................................................................ 24

5. ANTECEDENTES .................................................................................................................. 25

6. JUSTIFICACIÓN ..................................................................................................................... 26

7. METODOLOGÍA ..................................................................................................................... 27

8. RESULTADOS ........................................................................................................................ 28

8.1. IMPACTOS AMBIENTALES EN CUENCAS HIDROGRÁFICAS POR

CONSTRUCCIÓN DE REPRESAS E INDICADORES ECOHIDROLÓGICOS ............... 28

8.1.1. Impactos generales ................................................................................................ 28

8.1.2. Impactos ambientales desde la perspectiva de los ciclos biogeoquímicos... 33

8.1.3. Selección de indicadores ecohidrológicos .......................................................... 42

8.2. DESCRIPCIÓN DE INDICADORES ECOHIDROLÓGICOS ................................... 51

8.2.1. Flujo de CO2 en la interfase agua-atmósfera ..................................................... 51

8.2.2. Flujo de COP asociado a los sedimentos ........................................................... 65

8.2.3. Flujo de COP en función de la caída de hojarasca ........................................... 74

8.2.4. Flujo de COD en la zona subsuperficial .............................................................. 76

8.3. INDICADORES ECOHIDROLÓGICOS Y VULNERABILIDAD DE CUENCAS

HIDROGRÁFICAS FRENTE A LA CONSTRUCCIÓN DE REPRESAS............................ 80

8.3.1. Análisis de vulnerabilidad ...................................................................................... 80

8.3.2. Aplicación en el contexto de construcción de represas.................................... 86



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9. CONCLUSIONES ................................................................................................................... 90

10. BIBLIOGRAFÍA ................................................................................................................... 91

LISTAS

Tablas Tabla 1. Fases para el desarrollo de un proyecto de construcción de represa y sus respectivas

actividades. ..................................................................................................................................................... 14 Tabla 2. Definiciones del concepto de vulnerabilidad bajo el contexto ambiental, social y

económico. ..................................................................................................................................................... 20

Tabla 3. Impactos ambientales generados por la construcción, operación-mantenimiento y

abandono de represas. ................................................................................................................................. 28 Tabla 4. Impactos sobre los ciclos de nutrientes, a causa de la construcción de represas con

embalse. .......................................................................................................................................................... 39

Tabla 5. Interfases del ecosistema con sus respectivos procesos asociados a los ciclos de

nutrientes, adaptada de “Interactios between Biogeochemistry and Hydrologic Systems” (Lohse et

al., 2009). ........................................................................................................................................................ 43

Tabla 6. Registros de pH, Alcalinidad y Temperatura sobre el embalse de Betania (Huila-

Colombia), Septiembre del 06/07............................................................................................................... 59 Tabla 7. Flujo de CO2 con su respectivo comportamiento como emisor o colector dentro de la

represa de Betania, Huila-Colombia-. ........................................................................................................ 62

Tabla 8. Registros de área (Km2), producción de sedimentos suspendidos (T/(Km

2*año)) y

descarga media anual (m3/s) (J. D. Restrepo et al., 2006). .................................................................... 70

Tabla 9. Resultados de COP asociado a los sedimentos de las 32 estaciones, cuenca del

Magdalena -Colombia-.................................................................................................................................. 71 Tabla 10. Balances de carbono para lagos individuales, aplicando el concepto de “tubería activa”

(Tranvik et al., 2009). .................................................................................................................................... 84

Figuras Figura 1. Sección transversal de la presa, proyecto distrito de riego Triángulo del Tolima, Adaptado

de Revista Anales de Ingeniería, Sociedad Colombiana de Ingenieros, Ed. 912, Octubre-Noviembre

2009. ................................................................................................................................................................ 10

Figura 2. Tipos de represas. A. Represa de tierra, B. Represa de escollera, C. Represa de

gravedad. Adaptado de Design of small Dams (Bureau of Reclamation, 1987). ................................. 11 Figura 3. Representación del sistema presa-embalse, tomado de Guías Metodológicas para la

elaboración de estudios de impacto ambiental, 2. Grandes presas (Alonso et al., 1996).................. 12 Figura 4. Obras de desvío del río para construcción de represa. Tomado de Tratado básico de

presas (Vallarino, 1994)................................................................................................................................ 13 Figura 5. Representación de procesos asociados a los ciclos de nutrientes, distribuidos sobre la

cuenca hidrográfica. (ESCALA REGIONAL) ............................................................................................. 44 Figura 6. Representación de procesos asociados a los ciclos de nutrientes, distribuidos sobre la

sección transversal del río. (ESCALA LOCAL) ......................................................................................... 45



6

Figura 7. Ciclo del Carbono (C) en ecosistemas acuáticos, tomado de (Universidad Autónma de

Madrid (UAM), 2011) ..................................................................................................................................... 46 Figura 8. Ciclo del carbono (C) en ecosistemas terrestres, tomado de (Universidad Autónoma de

Madrid (UAM), 2011) ..................................................................................................................................... 47

Figura 9. Curva de relación entre el Ácido carbónico (H2CO3*), Bicarbonato (HCO3-) y Carbonato

(CO3-2

) (formas alcalinas), en comparación con el pH de una solución acuosa a 25°C y fuerza

iónica=0. (Drbal et al., 1996). ....................................................................................................................... 56

Figura 10. Porcentajes de COP (%) dentro de los SST vs. Concentración de SST (Ludwig et al.,

1996)................................................................................................................................................................ 67 Figura 11. Ejemplo de análisis SIG de la carga potencial de agua subterránea hacia los cauces de

la parte baja de la península de Michigan. Las estimaciones estuvieron basadas en una

modelación tipo raster de la ley de Darcy: velocidad del agua subterránea (m/día) = conductividad

hidráulica (m/día) * pendiente hidráulica. (a) Mapa de elevación digital (USGS; remuestreado a

1Km2 de resolución) usado para derivar el mapa de pendientes topográficas. (b) Mapas de

pendiente topográficas (m/m), (c) mapa de Geología del Cuaternario usado para derivar (d) mapa

de conductividad hidráulica (m/día) (e) Índice de agua subterránea para el Inventario de Ríos de

Michigan. Este índice aproxima la velocidad de flujo del agua subterránea (m/día) para cada

kilómetro cuadrado del raster. Se considera que los rasters con los valores más altos tengan

mayores tasas de entrada de agua subterránea hacia las corrientes superficiales, humedales y

lagos. El índice fue producido al multiplicar los mapas (b) y (d). El Índice de Agua Subterránea ha

sido usado en varios proyectos de clasificación y modelamiento por ecólogos acuáticos en el

Departamento de Recursos Naturales de Michigan(Baker et al., 2003) . ............................................. 79

Figura 12. Curvas Estrés- respuesta convencionalmente aplicadas en diferentes disciplinas para

establecer el comportamiento de A. Materiales (Diagrama esfuerzo-deformación unitaria de un

acero estructural común en tensión) (Gere & Ph.D, 2009); B. Comunidades (Capacidad adaptativa

representada por la habilidad del sistema para cambiar su función de bienestar) (A. Luers et al.,

2003) y C. Sistemas naturales (Relaciones hiptéticas entre la respuesta de la condición biológica

de un ecosistema, frente al incremento de un estrés ambiental. Donde A. Respuesta no linear en el

rango alto del gradiente, B. Subsiguiente respuesta al estrés, C. Respuesta lineal y D. Respuesta

no lineal en el rango bajo del gradiente (Allan, 2004). ............................................................................. 81 Figura 13. Balance de carbono en un tipo de lago de la llanura inundable amazónica, Brasil.

Aplicando el concepto de “tubería activa”. Adaptado de: “Lakes and reservoirs as regulators of

carbon cycling and climate” (Tranvik et al., 2009). ................................................................................... 84

Esquemas

Esquema 1. Sección transversal del río. .................................................................................................... 12

Esquema 2. Zonas de un embalse, adaptado de Fundamentos de limnología neotropical (Pérez &

Restrepo, 2008) ............................................................................................................................................. 15 Esquema 3. Circulación de nutrientes dentro del embalse (eutrofización), tomado de Guías

Metodológicas para la elaboración de estudios de impacto ambiental (Alonso et al., 1996). ........... 16 Esquema 4. Estructura general de las EIAs, adaptado de Propuesta metodológica para la

evaluación de impacto ambiental a partir de diferentes métodos específicos, (León Peláez &

Lopera Arango, 1999) ................................................................................................................................... 17 Esquema 5. Inclusión del concepto de vulnerabilidad dentro del proceso de EIA en Colombia (Los

numerales marcados en rojo son aquellos que precisan de Análisis de Vulnerabilidad), Modificado



7

de “Determining Vulnerability Importance in Environmental Impact Assessment The case of

Colombia”, (Toro et al., 2012). ..................................................................................................................... 19 Esquema 6. Sistema terrestre y sus subsistemas, Diagrama de Bretherton, Adaptado de

(Universidad Nacional de Colombia- Sede Bogotá, 2011). ..................................................................... 21

Esquema 7. Ecohidrología como factor de aceleración de la transición de la ecología descriptiva,

la conservación restrictivas y sobre ingeniería de gestión de los ecosistemas acuáticos a la

ecología de análisis / funcional y de gestión creativa, Tomado de Ecohydrology A New Paradigm

for the Sustainable Use of Aquatic Resources, (Zalewski et al., 1997) ................................................. 22

Esquema 8. Representación del concepto ecohidrológico, marcado en color amarillo. .................... 23 Esquema 9. Desagregación del medio ambiente en la matriz de interacción convencional para la

identificación de impactos ambientales, adaptado de (Conesa, 2010). ............................................... 34

Esquema 10. Desagregación del medio ambiente, EIA proyecto hidroeléctrico Porce III. ................ 35

Esquema 11. Desagregación del medio ambiente en la matriz de interacción propuesta para la

identificación de impactos ambientales. ..................................................................................................... 37 Esquema 12. Componentes del carbono, distribuidos en cada una de las interfases de los ciclos de

nutrientes expuestos en la matriz de interacciones propuesta. Carbono orgánico particulado (COP),

Carbono orgánico disuelto (COD), Carbono inorgánico disuelto (CID) como CO2............................. 48 Esquema 13. Proceso de identificación de indicadores ecohidrológicos en la Interfase bosque-

atmósfera (Esquema a) e Interfase Regolito del suelo (Esquema b). ................................................... 49 Esquema 14. Proceso de identificación de indicadores ecohidrológicos en la Interfase Agua

subterránea (Esquema c) e Interfase Cauce principal (Esquema d) ..................................................... 50

Esquema 15. División de balances de flujo para determinación de función dominante de cuencas

hidrográficas, asumiendo la construcción de represa. ............................................................................. 87

Matrices Matriz 1. Matriz expandida para la identificación de impactos ambientales relacionados con las

actividades correspondientes a la construcción, operación, abandono e inducidas de represas con

embalse, desde la perspectiva de los ciclos biogeoquímicos, particularmente desde los ciclos de

nutrientes. ........................................................................................................... ¡Error! Marcador no definido. Matriz 2. Matriz reducida a las actividades correspondientes a la escala de cuenca hidrográfica. Las

zonas verdes corresponden a los posibles impactos ambientales causados por la construcción,

operación, abandono y actividades inducidas por las represas ................. ¡Error! Marcador no definido.

Mapas Mapa 1. Embalse de Betania, estaciones de medición del estudio de caracterización fisicoquímica,

microbiológica e hidrobiológica del cuerpo de agua. ............................................................................... 60 Mapa 2. Cuenca del Magdalena, Colombia. Mostrando sus principales tributarios (números y

círculos) y estaciones hidrológicas (triángulos) donde fueron medidas la carga de sedimentos y la

descarga (J. D. Restrepo et al., 2006). ...................................................................................................... 69

Gráficas Gráfica. 1. Comportamiento longitudinal del flujo de CO2 dentro de la represa de Betania, Huila-

Colombia-. ....................................................................................................................................................... 61 Gráfica. 2. Flujo de CO2 en estaciones de monitoreo ubicadas a lo largo de los sub embalses A.

Magdalena y B. Yaguara. Betania, Huila-Colombia-. ............................................................................... 63



8

Gráfica. 3. Contenido de COP asociado a los SST, correspondiente a las estaciones nacionales de

la cuenca del Magdalena, expresado como Ton/Km2*año. .................................................................... 71

Gráfica. 4. Comparación del contenido de COP asociado a los SST, empleando porcentajes

definidos por (Hope et al., 1997; Hillier, 2001; Colin Neal, 2003; Worrall et al., 2007) y la

metodología de (Beusen et al., 2005). ....................................................................................................... 73

Gráfica. 5. Posibles escenarios de alteración de la firma biogeoquímica del carbono para el

ecosistema Lago ártico, Alaska. Escenario originalfirma natural, Escenarios Modificados (a) y

(b)firma alterada. ........................................................................................................................................ 86

RESUMEN

El trabajo consistió en proponer el flujo de Dióxido de Carbono en la interface

agua-atmósfera, el flujo de Carbono Orgánico Particulado asociado a los

sedimentos, el flujo de Carbono Orgánico Particulado en función de la caída de

hojarasca y el flujo de Carbono Orgánico Disuelto en la zona subsuperficial como

indicadores ecohidrológicos para apoyar la toma de decisiones desde el punto de

vista de análisis de vulnerabilidad frente a la construcción de represas. Se

presentó una comparación de las metodologías para la identificación de impactos

ambientales convencionales y la propuesta en el documento, se propusieron y

describieron los indicadores ecohidrológicos, teniendo en cuenta procesos

asociados a los ciclos de nutrientes, específicamente el ciclo del carbono.

Finalmente, se discutió la aplicabilidad de los indicadores propuestos dentro de

una metodología de análisis de vulnerabilidad adecuada y acorde con la filosofía

de los indicadores. Los resultados indican que las metodologías

convencionalmente empleadas para la identificación de impactos ambientales

necesitan ser mejoradas, ya que, si bien su aplicación puede ser útil para otro tipo

de proyectos, en el caso de la construcción de represas éstas no poseen

suficientes herramientas para predecir el comportamiento de un sistema complejo

representado por la cuenca hidrográfica. Por lo tanto, se presentó una propuesta

de indicadores ecohidrológicos basados en el funcionamiento integral de las

cuencas hidrográficas, como elementos que pueden ser empleados dentro del

desarrollo de análisis de vulnerabilidad de cuencas hidrográficas que a su vez,

ayudan a potencializar las evaluaciones de impacto ambiental (EIAs) pertinentes al

caso específico de la construcción de represas.

PALABRAS CLAVE

Indicador ecohidrológico, Análisis de Vulnerabilidad, Construcción de represas,

Evaluación de impacto ambiental (EIA).



9

1. INTRODUCCIÓN

Las represas son estructuras hidráulicas conocidas por su multifuncionalidad, en

cuanto éstas ayudan de la mano con los embalses, al control de inundaciones, la

irrigación de cultivos, el suministro de agua potable, la producción hidroeléctrica, la

piscicultura y en algunos casos a la recreación y el turismo (McCully, 2004). Sin

embargo, esas propiedades y el gran auge que han tenido las represas en las

últimas décadas, las convierte en estructuras de alto impacto ambiental (Gunkel &

Sobral, 2007).

En este sentido, este proyecto de grado identifica una serie de indicadores

ecohidrológicos con potencial uso dentro de metodologías para la estimación de la

vulnerabilidad ambiental de cuencas hidrográficas sometidas a la intervención del

ser humano mediante la construcción de represas.

Para cumplir con los objetivos de este proyecto de grado, el documento inicia con

una breve aclaración de conceptos; posteriormente, presenta la motivación que

indujo a la realización de la investigación, mediante el planteamiento del problema,

antecedentes y justificación. A continuación, muestra los resultados obtenidos y el

análisis de los mismos en los capítulos: Impactos ambientales en cuencas

hidrográficas por construcción de represas e indicadores ecohidrológicos,

Descripción de indicadores ecohidrológicos y Vulnerabilidad de cuencas

hidrográficas frente a la construcción de represas. Finalmente, da a conocer las

conclusiones pertinentes.



10

2. MARCO TEÓRICO

El creciente problema de deterioro ambiental en el mundo ha incentivado a la

realización de estudios que ayuden a optimizar el aprovechamiento de los

recursos naturales, garantizando así, la posibilidad de renovación de los mismos

(Matsuoka, 1999). Para alcanzar tales ideales se hace necesario encaminar las

investigaciones acerca del tema hacia zonas que integren procesos de forma

exhaustiva, convirtiendo a la CUENCA HIDROGRÁFICA en la unidad adecuada

para llevar a cabo los estudios(Faustino & Jiménez, 2000; Lohse et al., 2009).

Dentro de las cuencas hidrográficas se ubican los recursos suelo, agua, aire,

vegetación, entre otros y dentro de ella, se observan procesos biológicos,

abióticos, geológicos, geomorfológicos, climáticos, hidrológicos, etc., importantes

para la supervivencia del hombre dentro del planeta Tierra (Villa, 1990). Esta

unidad territorial ha sido definida como el espacio terrestre compuesto por las

dimensiones ambiental, social y cultural, a través de la cual, el agua superficial y

subterránea circulan para mantener el equilibrio del sistema y proporcionar un

espacio de vida a quienes la habitan (FAO et al., 2006).

A través de los años, las cuencas hidrográficas han sido intervenidas por el

hombre(Nichols et al., 2007; Pérez & Restrepo, 2008; Benassai et al., 2011). Un

ejemplo de dichas intervenciones es la construcción de REPRESAS (Figura 1y

Figura 2), las cuales, son estructuras hidráulicas que se ubican sobre la sección

transversal del río (Esquema 1) y cuya función principal consiste en el

almacenamiento de agua para satisfacer necesidades del ser humano como:

control de inundaciones, abastecimiento de agua, generación de energía, riego,

entre otras (Votruba & Broža, 1989; Sagrado & Hernández, 2001).

Figura 1. Sección transversal de la presa, proyecto distrito de riego Triángulo del Tolima, Adaptado de Revista Anales de Ingeniería, Sociedad Colombiana de Ingenieros, Ed. 912, Octubre-Noviembre 2009.



11

Figura 2. Tipos de represas. A. Represa de tierra, B. Represa de escollera, C. Represa de gravedad. Adaptado de Design of smallDams(Bureau of Reclamation, 1987).

A

B

C



12

Esquema 1. Sección transversal del río.

Las represas se clasifican según su función en dos grandes grupos: 1. Presas de

embalse y 2. Presas de derivación. Las presas de embalse buscan principalmente

almacenar agua para regular el caudal del río, mientras que las presas de

derivación buscan la elevación del nivel de agua para conducirla a través de

canales (Bureau of Reclamation, 1987); de esta forma, es válido aclarar que este

trabajo se enfocará hacia aquellas presas que van acompañadas de embalse,

siendo ésta dupla una de las que más genera cambios ambientales dentro de la

cuenca (Figura 3).

Figura 3. Representación del sistema presa-embalse, tomado de Guías Metodológicas para la elaboración de estudios de impacto ambiental, 2. Grandes presas (Alonso et al., 1996)

El desarrollo de un proyecto de presa está dividido en tres (3) fases principales: 1.

Construcción, 2. Operación- Mantenimiento y 3.Abandono. Sin embargo, se puede



13

añadir una cuarta fase asociada a 4. Actividades inducidas. Cada una de las

cuales está relacionada con una serie de actividades (Tabla 1) (Alonso et al., 1996;

Vallarino, 1994).

La fase de construcción está dividida en construcción de vías de acceso, desvío

del río, cimentación, presa, complementarias, embalse, infraestructura y otras.

Dentro de las cuales se destacan por su envergadura: el desvío del río, la presa y

el embalse. Siendo en éstas últimas donde se concentran las demás actividades.

En cuanto al desvío del río, es ésta acción una de las más críticas dentro del

proyecto ya que del buen desarrollo de la misma depende la realización del resto

de la obra; su principal objetivo es desviar temporalmente el caudal y así,

establecer las condiciones tanto de infraestructura como de seguridad, necesarias

para la construcción. De lo anterior se desprende la generación del túnel o

conducto de desviación, las ataguías, pre-ataguías y contra ataguías (Vallarino,

1994) (Figura 4).

Figura 4. Obras de desvío del río para construcción de represa. Tomado de Tratado básico de presas (Vallarino, 1994).



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Tabla 1. Fases para el desarrollo de un proyecto de construcción de represa y sus respectivas actividades.

CIMENTACIÓN

Cortes y rellenos

Construcción de Preataguías y Ataguías

Construcción de dique (s)

Adecuación de edificaciones temporales (talleres, almacenes, oficinas,etc)

Excavación del túnel ó conducto de desviación

Transporte de materiales (movimiento de maquinaria pesada)

Disposición de tierras y otros materiales

Explotación de canteras

Llenado del embalse

Regulación del caudal

Construcción de tanque(s) amortiguador(es) de energía

Construcción de desarenador(es)

Apertura de escalera de peces

Apertura de pasaje de canoas

Deforestación del vaso

Construcción de la toma de fondo

Desarrollo de excavaciones para aumentar el Vol. Embalse

Construcción de central eléctrica y/o centrales de operación

Obras de embellecimiento (e.j. iluminación)

Instalación de plantas de trituración y concreto

CAMINOS Y VÍAS DE ACCESO

Excavación de fundación de la presa

Construcción del cuerpo de la presa

Construcción del rebosadero (Vertedero)

Excavaciones del rebosadero

Construcción de canal(es) (e.j. canales de descarga, conducción)

Excavación túnel(es) de conducción (e.j. captación)

Construcción de desagüe(s)

OPERACIÓN

ABANDONO Ó DERRIBO

ACTIVIDADES INDUCIDAS

DESVÍO DEL RÍO

PRESA

COMPLEMENTARIAS

EMBALSE

INFRAESTRUCTURAS

OTRAS

Desarrollo de actividades agrícolas

Desarrollo de actividades recreativas

Aparición de urbanizaciones

Repoblaciones forestales

Descarga de sedimentos a otras corrientes y/o a la misma más aguas abajo

Demolición y/o abandono de elementos y estructuras

Acumulación de material demolido o fuera de uso

Vaciado del embalse

Restablecimiento del régimen natural del cauce del río

Presencia de líneas de tranporte eléctrico

C

O

N

S

T

R

U

C

C

I

Ó

N

Remoción de vegetación

Remoción capa de suelo

Descapote y apertura de vía



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La construcción de presas se divide a groso modo en actividades

correspondientes a la cimentación (excavación) y al desarrollo del cuerpo de la

presa, constituida por elementos estructurales dependientes de su tipología

(gravedad, arco, aligerada, mixta, etc.), por los materiales que la componen

(mampostería, hormigón, tierra, madera, mixtas, etc.), régimen hidráulico (con

vertedero, sin vertedero, compuestas, etc.), entre otras (Bureau of Reclamation,

1987; Sagrado & Hernández, 2001) (Figura 2)

En cuanto al EMBALSE, éste se define como un sistema artificial, abierto e

integrador de la cuenca, el cual, alberga volúmenes de agua superiores a los

naturales por tiempos mayores a los normales, todo esto, gracias a la retención de

agua que genera en dupla con la presa (Alonso et al., 1996). Las partes de un

embalse (Esquema 2) se resumen en 1. Cola del embalse, concerniente al lugar

donde comienza el embalsamiento; 2. Zona media, donde inicia la sedimentación

de partículas gruesas y el procesamiento de materia orgánica particulada es

elevado (consumo de oxígeno) y 3. Zona de presa, referente al lugar más

profundo, más próximo a la ubicación de la presa y por ende, con características

funcionales similares a las de un lago.

Esquema 2. Zonas de un embalse, adaptado de Fundamentos de limnologíaneotropical(Pérez & Restrepo, 2008)

Desde el punto de vista limnológico, el embalse es definido como híbrido entre río

y lago (Thornton et al., 1990; Pérez & Restrepo, 2008; Palau, 2006). El cambio de

régimen lotico a lentico que genera lo convierte en un elemento que es capaz de,

mediante la alteración de la actividad fotosintética y de respiración dentro de la

lámina de agua, influenciar la transformación y circulación de nutrientes como el

carbono orgánico (C), nitrógeno (N), sílice (Si) y fósforo (P) (Jossette et al., 1999;

Friedl & Wüest, 2002; Payal, 2004; Teodoru &Wehrli, 2005) (Esquema 3).



16

Esquema 3. Circulación de nutrientes dentro del embalse (eutrofización), tomado de Guías Metodológicas para la elaboración de estudios de impacto ambiental (Alonso et al., 1996).

Para mitigar los impactos producidos por cualquier tipo de proyecto ingenieril se

deben llevar a cabo las EVALUACIONES DE IMPACTO AMBIENTAL (EIAs);

éstas son un instrumento que promueve la preservación de los recursos naturales,

el desarrollo sostenible e involucra al medio ambiente como parámetro para la

toma de decisiones, para lo cual, se dedica a examinar, analizar, evaluar y

predecir las consecuencias del desarrollo de actividades encaminadas al

sostenimiento y/o mejoramiento de la calidad de vida del hombre (Glasson et al.,

2005; Conesa, 2010a; Toro et al., 2012). El procedimiento general para el

desarrollo de EIAs consiste en el seguimiento de una serie de pasos, de acuerdo

al tipo de proyecto que se está desarrollando (vial, hidroeléctrico, industrial,

urbanístico, etc.). La literatura registra varios autores que proponen en sus

investigaciones procedimiento similares y válidos para llevarlas a cabo (Alonso et

al., 1996; León Peláez & Lopera Arango, 1999; Glasson et al., 2005; Conesa,

2010; Toro et al., 2010; Toro et al., 2012), como es el caso de (León Peláez &

Lopera Arango, 1999)quienes lo hacen en su trabajo “Propuesta metodológica

para la evaluación de impacto ambiental a partir de diferentes métodos

específicos”. (Esquema 4)

Para cumplir con el cuadro relativo a la identificación de impactos ambientales que

muestra el Esquema 4, se han desarrollado metodologías como las matrices de

interacción causa- efecto, listas de chequeo, sistemas de redes, sistemas

cartográficos, análisis de sistemas hombre- ambiente, entre otras (Conesa, 2010).

Sin embargo, una de las más empleadas son las metodologías cualitativas debido

a que son económicas y fáciles de llevar a cabo (León Peláez & Lopera Arango,



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1999; Toro et al., 2010; Toro et al., 2012). Dentro de las anteriores, se encuentra

la matriz causa- efecto de (Leopold et al., 1971).

La matriz que desarrollaron Leopold y colaboradores (1971) a través del Servicio

Geológico del Departamento del Interior de Estados Unidos, consiste en una tabla

de doble entrada cuyos ejes horizontal y vertical corresponden a las acciones del

proyecto que causarán efectos sobre el medio ambiente y a las condiciones

ambientales existentes que serán posiblemente afectadas, respectivamente

(Leopold et al., 1971; Conesa, 2010).

Esquema 4. Estructura general de las EIAs, adaptado de Propuesta metodológica para la evaluación de impacto ambiental a partir de diferentes métodos específicos,(León Peláez & Lopera Arango, 1999)

Los factores ambientales que hacen parte de la matriz de Leopold se agrupan

según: 1. Características físico-químicas del ambiente, 2. Condiciones biológicas,

3. Factores culturales, 4. Relaciones ecológicas, entre otras. Aunque la versión

extendida de la matriz contiene 8.800 posibles interacciones, su aparición

depende de la propuesta del proyecto, además, es posible agregar ítems si se

considera necesario (Leopold et al., 1971).

Para la construcción de dicha matriz, (Conesa, 2010) define los siguientes pasos:



18

1. Listar todas las actividades que serán desarrolladas durante el proyecto y

ubicarlas en uno de los ejes.

2. Identificar “con un nivel de desagregación adecuado” todos los

componentes y consecuentes factores ambientales que posiblemente serán

afectados por las actividades del proyecto.

3. Identificar y marcar las interacciones entre ejes que se prevé, pueden

ocurrir.

4. Dar importancia y valor en escala de 1-10 a cada uno de los impactos

identificados.

El punto cuatro (4) es un paso opcional, ya que el objetivo principal de la matriz de

Leopold es identificar las interacciones y no hacer directamente la calificación o

evaluación del impacto. El mayor inconveniente de esta metodología es que

proporciona un nivel de incertidumbre alto al procedimiento, debido a que la

determinación de los elementos del ambiente que serán impactados por el

desarrollo del proyecto, son involucrados a la matriz únicamente a través de

criterio experto (León Peláez & Lopera Arango, 1999; Conesa, 2010; Toro et al.,

2010; Toro et al., 2012).

Para disminuir el nivel de incertidumbre dentro de las EIAses importante empezar

a evaluar la cuenca desde el punto de vista de VULNERABILIDAD(Kværner et al.,

2006; Ippolito et al., 2010; Toro et al., 2012).Las raíces de la vulnerabilidad se

encuentran en el ámbito social (A. L. Luers et al., 2003), donde ha servido de

apoyo para la definición del riesgo ante amenaza por desastre natural como

inundación, terremoto y en general, cualquier evento que se traduzca en daño a

las personas y/o a los bienes de una comunidad (Kumpulainen, 2006).

Actualmente, el concepto Vulnerabilidad se ha ido expandiendo hacia las áreas

económica y ambiental o ecológica, siendo ésta última la que compete a este

estudio, donde la vulnerabilidad es considerada como el grado al cual el

ecosistema puede ser degradado ante la amenaza que representa una

perturbación o estrés de origen natural o antropogénico(ej.una represa)(Toro et al.,

2012).Adicionalmente, la vulnerabilidad depende del conjunto de propiedades y

características funcionales del ecosistema expuesto a la perturbación, por lo cual,

constituye uno de los factores determinantes para la definición de las

consecuencias ambientales que trae consigo el desarrollo de proyectos

ingenieriles (Luers et al., 2003; Kværner et al., 2006). Algunas otras definiciones

de vulnerabilidad en contexto de sus tres dimensiones (ambiental, social y

económica) pueden ser revisadas en la (Tabla 2).



19

Para medir la vulnerabilidad, se tienen en cuenta tres parámetros fundamentales:

1. El grado al cual un sistema entra en contacto con un agente(s) generador(es)

de cambio particular(es) (Exposición), 2. La aptitud que un agente tiene para

afectar el sistema, partiendo de las características y el funcionamiento normal de

este último(Sensibilidad) y 3. La capacidad que tiene el sistema expuesto

dereaccionar y actuar contra los efectos que le genera el agente externo y así,

lograr recuperarse totalmente y/o conllevar los impactos manteniendo su función,

estructura, identidad, etc. originales (Resiliencia) (Clark et al., 2000; A. L. Luers et

al., 2003; Kumpulainen, 2006; Metzger et al., 2006; de Figueirêdo et al., 2010;

Ippolito et al., 2010).

La medición de la vulnerabilidad se lleva a cabo con ayuda de losANÁLISIS DE

VULNERABILIDAD, definidos por Ippolito et al.(2010) como una“técnica basada

en el seguimiento de una serie de pasos que permite, a través de la identificación

de factores, pronosticar las posibles alteraciones de la condición inicial de las

cuencas y/o sub-cuencas”. Se ha propuesto que dicho concepto sea involucrado

dentro de las EIAs (Esquema 5) como solución al componente subjetivo de los

procedimientos convencionales, aportando así, a la identificación impersonal de

los recursos más propensos a sufrir impacto negativo dentro de cualquier proyecto

y/o actividad, ayudando al entendimiento y pronóstico acertados del

comportamiento del sistema natural y por último, disminuyendo la probabilidad de

omisión de impactos ambientales dentro de las EIAs(Toro et al., 2012).

Esquema 5. Inclusión del concepto de vulnerabilidad dentro del proceso de EIA en Colombia (Los numerales marcados en rojo son aquellos que precisan de Análisis de Vulnerabilidad), Modificado de

“DeterminingVulnerabilityImportance in EnvironmentalImpactAssessmentThe case of Colombia”, (Toro et al., 2012).



20

Tabla 2. Definiciones del concepto de vulnerabilidad bajo el contexto ambiental, social y económico.

Conjunto de propiedades de un ecosistema que

determinan su potencial a ser perturabados por un

estrés especifico. La vulnerabilidad inicia con el

análisis de tres características de diferentes

poblaciones: Susceptibilidad a la exposición,

sensibilidad a un estrés particular y potencial de

recuperación al nivel de poblaciones y

comunidades.

Ecological vulnerability analysis: A river case study

(Ippolito et al., 2010)

Inabilidad de un ecosistema para tolerar

estresores a través deñ tiempo y el espacio.

Vulnerability concept in hazard and risk

assessment (Kumpulainen, 2006)

Parte esencial dentro de la invertigación de

amanezas y riesgos, la cual se refiere a la

susceptibilidad de las personas, comunidades o

regiones frente a amenzas naturales y

tecnológicas.

Combinación entre potencial de perturbación y

capacidad de recuperación, cuya medición está

basda en indicadores que cubren tal combinación.

Susceptibilidad de systemas físicos, bióticos y

sociales frente a amenazas y/o daños.

Herramienta para reducir la incertidumbre dentro

de las EIA, ya que ésta no está basada en el juicio

del evaluador, sino por el contrario, esta basada en

una serie de indicadores ambientales de estado

del sistema en estudio.

Determining Vulnerability Importance in

Environmental Impact Assessment the case of

Colombia (Toro et al., 2012)

Grado al cual un sistema es susceptible a o incapaz

de sobrellevar los efectos adversos del cambio

climático, incluyendo la variabilidad climática y

eventos extremos.

The vulnerability of ecosystem services to land use

change (Metzger et al., 2006)

Susceptibilidad de la cuenca para sufrir

degradación, evaluada a través de la consideración

de ecosistemas locales de exposición, sensibilidad

y resiliencia.

Environmental performance evaluation of agro-

industrial innovations- Part 2: methodological

approach for performing vulnerability analysis of

watersheds (Figueiredo et al., 2010)

El grado al cual los sitemas humanos y ambientales

estan propensos a experimentar daño gracias a una

perturbación o estrés.

A method for quantifying vulnerability, applied to

the agricultural system of the Yaqui Valley, Mexico

(Luers et al., 2003)Potencial de pérdida.

Vulnerabilidad Referencia



21

En este caso, los factores referidos en la definición formulada por Ippolito et al.,

(2010), los cuales, harán parte de los parámetros para la definición de la

vulnerabilidad, serán llamados INDICADORES y en forma general, están

especificados como una medida cuantitativa y/o cualitativa que ayuda a clasificar o

dar explicación a un concepto. Se miden en porcentajes, tasas y razones ya que

deben permitir comparaciones; también son definidos como un acercamiento para

la transformación de conceptos teóricos en operacionales (Definición.org, 2011;

Hinkel, 2011).

Esquema 6. Sistema terrestre y sus subsistemas, Diagrama de Bretherton, Adaptado de (Universidad Nacional de Colombia- Sede Bogotá, 2011).

La ECOHIDROLOGÍA nació de la necesidad de entender más a fondo el

funcionamiento de los sistemas naturales (Esquema 6) y así, mejorar los

mecanismos para la restauración de los mismos. La (UNESCO, 1997) encontró la

solución a esta necesidad a través de la integración de procesos hidrológicos (a

escalas de tiempo y espacio más elevadas de las que el estudio de ecotonos

reflejaba) con dinámicas de la biota. Desde entonces, la ecohidrologíaha creado

una nueva perspectiva para la evaluación ygestión de los recursosacuáticosy ha

ayudado a acelerarla implementación del desarrollosostenible, ya quecumplelas



22

dos condicionesfundamentalespara el éxito de metodologías de manejo ambiental

de acuerdoa la teoría dela toma de decisiones: la eliminación de las amenazas y

laampliación deoportunidades (Esquema 7). Esta tendencia busca eliminar la

paradoja de las cumbres, es decir, acabar con las islas del conocimiento que han

generado que la investigación y el progreso no vayan en un sentido

interdisciplinario, sino que por el contrario, cada investigador trabaje por separado.

Como los procesos terrestres se encuentran estrechamente relacionados y

retroalimentados, un enfoque aislado no nos llevaría a la verdadera compresión de

los sistemas.

Esquema 7. Ecohidrología como factor de aceleración de la transición de la ecología descriptiva, la conservación restrictivas y sobre ingeniería de gestión de los ecosistemas acuáticos a la ecología de análisis /

funcional y de gestión creativa, Tomado de Ecohydrology A New ParadigmfortheSustainable Use of AquaticResources, (Zalewski et al., 1997)

Rodríguez-Iturbe & Porporato(2004), pioneros en esta disciplina, presentan una

definición complementaria: la ecohidrología como la interrelación entre el ciclo

hidrológico y los procesos ecológicos (Esquema 8.). Dicha interacción se encuentra

fuertemente representada por los CICLOS BIOGEOQUÍMICOS, los cuales, son

los encargados dela determinación de las características físicas, químicas y

biológicas del medio, a través de la transformación y transporte de materia y

energía a diferentes escalas. Dentro de tal transformación, se ve incorporado el

flujo simultáneo de agua y nutrientes en ecosistemas acuáticos y terrestres

(Martens & Rotmans, 1999; Lohse et al., 2009).



23

Esquema 8. Representación del concepto ecohidrológico, marcado en color amarillo.

3. PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA

Una de las formas como la ingeniería civil interviene las cuencas hidrográficas es

mediante la construcción de represas(Villa, 1990). Las cuales, aunque ayudan a

garantizar disponibilidad del recurso hídrico para suplir necesidades, generan

impactos sobre las dinámicas existentes dentro de la cuenca (Dai et al., 2008;

Lajoie et al., 2007; McCully, 2004; Xiaoyan et al., 2010); dichas dinámicas se

encuentran definidas principalmente por la interacción entre procesos físicos,

químicos y biológicos (Goodwin & Hardy, 1999).

Para identificar las alteraciones generadas por la construcción de represas y a su

vez mitigarlas, desde los 60’s se vienen desarrollando Evaluaciones de Impacto

Ambiental (EIA) (Kværner et al., 2006). Sin embargo, recientemente se ha

reconocido que los impactos generados por la construcción de represas

trascienden los pronósticos. Esta situación está relacionadacon que no se ha

tenido en cuenta la vulnerabilidad de la cuenca hidrográfica para la identificación

de los impactos ambientales que el proyecto pueda generar sobre ésta.

Los análisis de vulnerabilidad aún no son implementados dentro de las EIA que se llevan a cabo para proyectos ingenieriles, porque, aunque el Ministerio del Medio Ambiente exige la caracterización del área de influencia del proyecto mediante indicadores de vulnerabilidad (Ministerio de Ambiente, Vivienda y Desarrollo Territorial - MAVDT, 2011); lo anterior, se hace mediante una descripción del estado actual del medio, más que con un análisis de vulnerabilidad en el sentido estricto (INTEGRAL, Ingeniería de consulta S.A, 2009);



24

Adicionalmente, las EIAs convencionales tienden a considerar la vulnerabilidad ambiental de forma muy superficial y en algunos casos a excluirla y/o ignorarla (Kværner et al., 2006; Toro et al., 2012).

La tendencia actual es involucrar en las EIAs los análisis de vulnerabilidad, sin embargo, estos últimos se apoyan en indicadores de impacto ambiental obtenidos de la desagregación del medio ambiente en componentes como suelo, agua, aire(ej.(Toro et al., 2012) ). Una de las dificultades de este tipo de aproximaciones es que dejan de lado lasinteracciones entre dichos compartimentos, cuya importancia es resaltada por el paradigma ecohidrológico(UNESCO, 2011).

Finalmente, al observar la poca información disponible para el desarrollo de

análisis de vulnerabilidad de cuencas hidrográficas ante la construcción de

represas, la necesidad de involucrar dichos análisis dentro de las EIA a nivel

nacional, la escasez de indicadores pertinentes al real funcionamiento de la

cuenca y la importancia de acercarnos a paradigmas ecohidrológicos, los cuales,

se han tornado en una apuesta de integración de disciplinas en la actualidad al

involucrar procesos ecológico e hidrológicos para definir el comportamiento de los

ecosistemas (Ippolito et al., 2010; UNESCO, 2011). Nace la presente propuesta de

proyecto de grado, la cual, consiste en formular indicadores ecohidrológicos

sensibles a impacto por construcción de represas que permitan hacer análisis de

vulnerabilidad en cuencas hidrográficas, que a su vez, podrían ayudar a mejorar

metodologías convencionales para la Evaluación de Impacto Ambiental dentro del

ámbito ingenieril.

4. OBJETIVOS

Objetivo general

Formular una propuesta de indicadores ecohidrológicos con potencial uso

dentro de análisis de vulnerabilidad de cuencas hidrográficas ante la

construcción de represas.

Objetivos específicos

1. Identificar indicadores ecohidrológicos sensibles a impacto por construcción

de represas dentro de cuencas hidrográficas.

2. Describir el comportamiento de los indicadores ecohidrológicos

identificados, con base en información cuantitativa y/o cualitativa.



25

3. Discutir la aplicabilidad de los indicadores ecohidrológicos dentro del

análisis de vulnerabilidad de cuencas hidrográficas ante la construcción de

represas.

5. ANTECEDENTES

Para disminuir el componente subjetivo en la identificación de impactos

ambientales dentro de las EIA’s, se viene planteandoincluir análisis de

vulnerabilidad dentro de estas últimas(Kværner et al., 2006; Toro et al., 2010).

Dichos análisis han tomado fuerza en las últimas décadas (Clark et a., 2000). A

nivel mundial, éstos ya se han llevado a cabo en diferentes campos. Por ejemplo,

en China, se evaluaron los cambios en el ecosistema por la construcción de

represas para generación de energía. Para dicho análisis, se empleó un sistema

de índices basado en indicadores ecológicos, morfológicos, climáticos, entre otros.

En Italia, se aplicó el concepto de vulnerabilidad del ecosistema ante actividades

antropogénicas, tomando como caso de estudio dos ríos al norte de Italia: el Río

Serio y el Río Trebbia. Para tal fin, se determinaron indicadores hidráulicos,

geomorfológicos, ecológicos, etc. (Ippolito et al., 2010; Zhai et al., 2007). Por otro

lado, en Brasil, se propuso una metodología para la determinación de

vulnerabilidad ambiental a escala de cuenca, basada en indicadores de

exposición, sensibilidad y capacidad de respuesta, involucrados con innovaciones

agro-industriales (de Figueirêdo et al., 2010).

A nivel nacional,también existen referencias bibliográficas que muestran estudios

de vulnerabilidad. Por ejemplo, Etter et al. (2011)desarrollaron un estudio de

vulnerabilidad temporal y biofísico del ecosistema por uso del suelo, mediante la

determinación de “factores de vulnerabilidad” como condiciones climáticas,

topografía y tipos de suelo. Igualmente, Toro et al. (2012) muestran un estudio

relacionado con la determinación de la importancia de vulnerabilidad ambiental y

su inclusión dentro de las EIAs en Colombia. Para este caso, se emplearon

indicadores ambientales provenientes del sistema de información ambiental de

Colombia (SIAC), cuya función principal es proporcionar una visión del estado del

medio ambiente. Dentro de dichos indicadores se encuentran: cobertura vegetal,

porcentaje de tierra con sobreexplotación, índice de calidad del aire, número de

especies en peligro, etc.

En cuanto a los ciclos biogeoquímicos y su importancia dentro del funcionamiento

de las cuencas hidrográficas, algunos autores han venido trabajando el tema y han

encontrado que al modificar el intercambio normal de carbono orgánico y

nutrientes a nivel agua-atmósfera, agua dulce- agua salada, agua superficial- agua



26

subterránea, agua-suelo, suelo-vegetación, entre otros, las emisiones de dióxido

de carbono aumentan o disminuyen (Payal, 2004; Lohse et al., 2009; Marotta et

al., 2009; Marotta et al., 2010). Por otro lado, (Martínez-Sánchez, 2004) llegó a la

conclusión que al cambiar la disponibilidad de nutrientes del suelo se puede

afectar directamente el proceso de reabsorción de nutrientes que lleva a cabo la

vegetación, perturbando la reserva de nutrientes para el posterior desarrollo de las

plantas y la calidad nutricional de las hojas que van a caer como hojarasca. Lo

anterior, tiene implicaciones en cuanto al reciclaje de materiales a nivel de

ecosistema. La investigación desarrollada al reservorio IronGate (límite entre

Rumania y Yugoslavia) muestra que la retención de sedimentos por la

construcción de dicha represa, trae como consecuencia el decaimiento en el

transporte de carbono orgánico particulado aguas abajo de la misma. Con lo cual,

se alteran el ciclo de carbono, la disponibilidad de oxígeno en el agua y el balance

de nutrientes (Teodoru & Wehrli, 2005).

6. JUSTIFICACIÓN

La identificación de indicadores ecohidrológicos constituye una propuesta

novedosa para abordar un problema ingenieril en cuanto al pronóstico de impactos

ambientales ocasionados por la construcción de represas. Mediante lo cual, se

logra aportar a la inclusión de la vulnerabilidad de la cuenca hidrográfica como

estrategia fundamental para disminuir el componente subjetivo dentro de las EIAs.

El desarrollo de esta propuesta aporta al ingeniero unpunto de vista acerca de la

forma como funciona el medio ambiente y le brinda algunas herramientas para

desarrollar cálculos sencillos que pueden hacer la diferencia en cuanto a la

conservación de los recursos naturales y la manera de entender el ecosistema

sobre el cual trabaja.

Por otro lado, este proyecto da un ejemplo claro de integración de disciplinas, con

lo cual, busca contribuiral alcance del desarrollo sostenible de las comunidades.

Lo anterior lo reflejamediante la aplicaciónde metodologías provenientes de la

ingeniería, la biología y la ecohidrologíasimultáneamente para alcanzar los logros

que se plantea.

Adicionalmente, la investigación motiva a continuar la búsqueda de soluciones

prácticas a problemas complejos que aunque han tratado de ser abordados desde

la ingeniería únicamente, competen a todos los campos del conocimiento. Para

finalizar, se destaca que el esquema de desarrollo de la propuesta está destinado



27

a que sea aplicable al caso Colombiano, lo cual, lo convierte en un instrumento

enfocado a contribuir al progreso del país.

7. METODOLOGÍA

El desarrollo de la presente propuesta de indicadores ecohidrológicos se enmarcó

en las siguientes fases:

Fase 1. Preliminares. Dentro de esta primera fase se llevó a cabo una extensa

revisión bibliográfica, enmarcada en consultas en bases de datos nacionales e

internacionales y libros en bibliotecas locales. Además, se generó una base de

datos personal con los temas relacionados en la investigación mediante la

herramienta en línea Zotero. En esta sección cabe señalar que se tomó el curso

práctico en Procesos Ecológicos en Zonas Riparias ofrecido por la Universidad de

Brasilia (UNB), Brasil,en Junio de 2011, al cual, se asistió con el acompañamiento

del director de proyecto y el cual, aporto al apropiamiento de conceptos y

metodologías en campo para la medición de flujos de carbono en zonas riparias,

corredores fluviales, suelos, entre otros.

Fase 2. Identificación de indicadores ecohidrológicos. Para cumplir con esta

fase se inició con la exploración de las metodologías convencionales para la

ejecución de Evaluaciones de Impacto Ambiental (EIA’s) a nivel general y

específicamente, concentrada en la forma de identificar impactos ambientales.

Posteriormente, se desarrolló una propuesta matricial que permite incluir el

concepto de ciclos biogeoquímicos en la identificación de impactos ambientales

ante la construcción de represas. Por último, se hizo una breve descripción de los

procesos ecohidrológicos que componen los ciclos biogeoquímicos y los cuales,

se desarrollan dentro de las cuencas hidrográficas. A partir de allí, fue

seleccionado uno de los ciclos biogeoquímicos como fuente para la identificación

de los indicadores ecohidrológicos.

Fase 3. Descripción de indicadores ecohidrológicos.En la descripción de los

indicadores ecohidrológicos seleccionados en la fase anterior se hizo necesario

asociar fenómenos relacionados con los indicadores y mediante la descripción del

comportamiento de dichos fenómenos,describir simultáneamente el de los

indicadores. Para esto, se empleó el conocimiento adquirido en la Universidad de

Brasilia (UNB, Brasil) sobre metodologías de medición de flujos de carbono en

cuencas y algunas consultas extras en literatura tanto nacional como internacional.

Adicionalmente, se desarrollaron algunos ejemplos de cálculo basados en

información nacional, los cuales, permitieron ilustrar las metodologías mostradas.



28

Fase 4. Discusión de la aplicabilidad de indicadores ecohidrológicos dentro

de Análisis de vulnerabilidad. Para el cumplimiento de esta fase fue

indispensable el reconocimiento de algunas metodologías que se están

implementando a nivel internacional para el desarrollo de análisis de vulnerabilidad

y sus correspondientes limitaciones. A partir de lo anterior, se escogió una de ellas

para discutir la aplicabilidad de los indicadores ecohidrológicos de vulnerabilidad

de cuencas hidrográficas ante la construcción de represas antes propuestos.

Finalmente, se incluyó tanto el concepto de indicador ecohidrológico como el de

análisis de vulnerabilidad sobre cuencas hidrográficas en el contexto de

construcción de represas y así dejar ver la pertinencia de la investigación.

8. RESULTADOS

8.1. IMPACTOS AMBIENTALES EN CUENCAS HIDROGRÁFICAS POR

CONSTRUCCIÓN DE REPRESAS E INDICADORES

ECOHIDROLÓGICOS

8.1.1. Impactos generales

Las represas se han convertido en un elemento vinculado al manejo del recurso

hídrico en el mundo, pero necesitan políticas de manejo eficientes para que

cumplan con sus funciones de la forma más adecuada posible ya que su

construcción, operación-mantenimiento y abandono generan cambios en el

régimen hidrológico del cauce, en la tasa de transporte de sedimentos, en la

dinámicamigratoria de peces, en los procesos de descomposición, en la

oxigenación del agua, en las condiciones térmicas, entre otros; produciendo

efectos negativos sobre el río y eventualmente sobre la cuenca (Quirós, 1988;

Zalewski et al., 1997; Friedl & Wüest, 2002). LaTabla 3 muestra una recopilación

de algunos de los impactos ambientales generados por la construcción de

represas registrados en la literatura. Esta tabla está apoyada en diferentes

autores (Friedl & Wüest, 2002; Ledec & Quintero, 2003; Pérez & Restrepo, 2008;

Kerr & Stone, 2009).

Tabla 3. Impactos ambientales generados por la construcción, operación-mantenimiento y abandono de

represas.

IMPACTO CAUSA

Alteración de los ciclos biogeoquímicos (Carbono

Interrupción del flujo de carbono orgánico



29

IMPACTO CAUSA

(C), nutrientes y metales) Cambio del balance de nutrientes

Alteración de condiciones térmicas y de oxígeno

Cambio de régimen alóctono a autóctono desde el inicio del reservorio hasta el lugar de la presa

Alteración de la condición redox por medio del incremento del tiempo de residencia del agua

Pérdida de contenido de nitrógeno y fósforo debido a la disminución en la migración de peces

Cambio de la tasa de sedimentación

Cambio de las características del cuerpo

de agua de Río a lago

Cambios en el tiempo de residencia del agua

Incrementos o estratificación térmica del agua

Reducción de la turbulencia que en algunos casos disminuye la cantidad de partículas disueltas en el agua y por ende la turbiedad

Algunas veces, incremento de la producción autóctona dentro del embalse

En otros casos, si la construcción tiene propósitos de generación hidroeléctrica, la descarga asociada puede favorecer la turbiedad

Deterioro de la calidad del agua

Flujos residuales

Cambios de la temperatura aguas abajo (cuando es descargada de profundidades específicas)

Cambios del régimen hidrológico aguas abajo, causados por los pulsos de descarga

Reducción del intercambio entre agua cercana a la superficie con la profunda dentro del embalse, favoreciendo condiciones anóxicas de descomposición (formación de metano)

Aumento de tiempo de retención del agua en el embalsamiento, lo cual, genera menor disolución de contaminantes comparado con ríos de flujo rápido



30

IMPACTO CAUSA

Descomposición de la vegetación inundada

Acumulación de sedimentos en el embalse (penetración de luz disminuye =diminución de la capacidad fotosintética)

Lluvia ácida proveniente de contaminantes de otras actividades

Degradación de ecosistemas aledaños

como humedales, estuarios, deltas,

manglares y zonas marinas

Flujos residuales

Cambios del régimen hidrológico

Inundación permanente causada por la inundación del reservorio

Reducción del transporte de sedimentos aguas abajo de la presa que causa

Disminución de la cantidad de oxígeno disuelto en el agua descargada por la represa, generando reducción de la capacidad asimilativa o de auto restauración del río

Retención de nutrientes en el reservorio, causando disminución de disponibilidad de nutrientes (deterioro de productividad biológica) aguas abajo

Efectos sobre las concentraciones de sal

Incremento del tiempo de residencia del agua

Cambios en la evaporación, temperatura y concentración de oxígeno

Descargas de la presa generan incremento en la intrusión de agua salada cercana a la desembocadura del río

Alteración de los procesos de

sedimentación- erosión

Bloqueo del flujo de sedimentos por la construcción y operación de la presa

Deforestación relacionada con la construcción de vías de acceso

Cambio del régimen de flujo natural aguas abajo que conduce a la erosión tanto del lecho como de las bancas del canal (zonas costeras también)

Degradación del habitat y muerte de especies

nativas y no nativas de

Condiciones de sobresaturación de oxígeno y nitrógeno (naturales o inducidas) que pueden causar burbujas de gas en las branquias de los peces y posterior muerte



31

IMPACTO CAUSA

peces, organismos bentónicos y en general,

vida acuática

Cambios en la red alimenticia generada por la carencia de nutrientes transportados por el río

Desecación de los ríos aguas abajo de las represas gracias a la desviación de los mismos

Construcción de barreras que impiden la migración de peces hacia zonas de desove y /o pasaje no satisfactorio a través de turbinas y vertederos

No adaptación a nuevas condiciones de lago artificial

Cambio en los patrones de flujo pertenecientes a los pulsos de descarga del embalse

Deterioro de la calidad del agua. Por lo general bajos niveles de oxígeno y a veces sobresaturación de gas

Aparición de vegetación acuática flotante

Emisión de gases de efecto invernadero

Condiciones de anoxia

Descomposición de suelo y vegetación inundadas, consecuente generación de metano (CH4), óxido de nitrógeno ( N2O) y dióxido de carbono (CO2)

Tala y quema de bosques antes del llenado del embalse

Aumento de piscivorismo

Inundación de vegetación riparia para la construcción del reservorio

Incremento de las tasas demetilación

Cambio de la red alimentaria

Retención de nutrientes por la presa

Disminución en el transporte de Si hacia zonas costeras (retención de conchas silíceas)

Crecimiento de algas tóxicas en mares costeros

Alteración de radios de nutrientes

Cambios en la temperatura del agua



32

IMPACTO CAUSA

Cambios en el transporte de sedimentos y turbulencia

Reducción de lluvia ácida Este impacto se presenta cuando el embalse el construido como

alternativa a la quema de combustibles fósiles. Por ejemplo: generación de energía

Incremento de especies planctonicas dentro del

embalse

Gradientes horizontales marcados dentro de la zona de represa debido a la contribución de los afluentes

Condiciones eutróficas

Cambio frecuente de las condiciones verticales de la columna de agua

Extinción local y global de especies animales y

vegetales

Inundación de hábitats naturales

Pérdida de zonas adyacentes como llanuras de inundación, deltas, estuarios, humedales, manglares, etc.

Eliminación de la diversidad y la función que proporciona una

zona litoral

Pulsos del embalse que reducen las tasas de flujo considerablemente

Destrucción de ecosistemas ribereños como las llanuras de inundación y vegetación riparia en general

Interrupción de la interacción natural entre el río y la ribera

Daño de tierras fértiles

Desecación y re-direccionamiento de ríos

Utilización de canteras y pozos temporales

Aceleración o retardo de procesos de

descomposición de MO

Estratificación química del agua debido a el aumento en profundidad en el embalse

Tiempo de retención prolongado o corto del agua en el embalse, los acuíferos, la zona hiporréica, etc.

Mayor o menor disponibilidad de MO (diferente a la natural) causada por el bloqueo del continuum del río por la presa o por la inundación de vegetación para el llenado del embalse.

Modificación del clima local

Exposición de una lámina de agua mayor (embalse) a la natural crea efectos de evapotranspiración y por ende precipitación



33

IMPACTO CAUSA

Disminución de la producción primaria del

sistema

Limitaciones de reproducción del fitoplancton por falta de nutrientes en la superficie del embalse

Disminución de la concentración de nutrientes aguas abajo del embalse

Interrupción y /o alteración de la conexión con sistemas adyacentes como el ribereño y el subterráneo

Pérdida de profundidad de la columna de agua anual (dependiente del

clima)

Incremento de la evaporación por aumento del espejo de agua en el reservorio

Provocación de terremotos

Fenómeno de sismicidad inducida por llenado de represa generado por alteración en la distribución de esfuerzos que dicha área ha sufrido durante millones de años

8.1.2. Impactos ambientales desde la perspectiva de los ciclos

biogeoquímicos

Tradicionalmente se vienen identificando los impactos ambientales producidos por

la construcción, operación y abandono de represas, mediante el desarrollo de

matricesde interacción, siendo una de las más empleadas la matriz que

desarrollaron Leopold y colaboradores en (1971)(Alonso et al., 1996; Empresas

Públicas de Medellín E.S.P., 2002; Conesa, 2010). Sin embargo, en el caso

Colombiano, el Ministerio de Ambiente, Vivienda y Desarrollo Territorial (MAVDT)

da la opción de implementar la metodología que el proponente crea más

conveniente para su caso, PR-TER-1-01 (Ministerio de Ambiente, Vivienda y

Desarrollo Territorial - MAVDT, 2011).

A continuación, se muestra una comparación entre la división del entorno en la

matriz de interacción para la identificación de impactos ambientales convencional

y aquella expuesta en la presente propuesta. Teniendo en cuenta que las dos

hacen parte de la metodología cualitativa para la EIA, de dicha comparación se

destacan algunas diferencias entre la metodología de desagregación del medio

ambiente dentro de la matriz convencional (Esquema 9) y aquella descomposición

que se desarrolla como propuesta (Esquema 11).



34

8.1.2.1. Matriz de interacción convencional

En la matriz de interacción convencional, el medio ambiente se subdivide en

componentes y algunos procesos que tienen potencial de impacto por el desarrollo

de las actividades en cada una de sus fases (Alonso et al., 1996; Conesa, 2010)

(Esquema 9)

Esquema 9. Desagregación del medio ambiente en la matriz de interacción convencional para la identificación de impactos ambientales, adaptado de (Conesa, 2010).

Vale la pena aclarar que aunque el componente socioeconómico dentro de la EIA

es un elemento indispensable que contiene subdivisiones específicas muy

importantes para la identificación de impactos ambientales dentro del contexto del

ser humano, en este caso, ese componente socioeconómico no será analizado.

Esta propuesta se centrará en el trabajo que involucra las variables físicas,

químicas y biológicas del ambiente, debido a que éstas se acercan más al

ejercicio directo de construcción de una represa + embalse (ejercicio ingenieril) y

son dichas variables, el componente fundamental que define el concepto

ecohidrológico en este caso. Por último, la decisión de no involucrar el

componente socioeconómico en este trabajo, tuvo en cuenta la complejidad del

componente social, el alcance de los objetivos planteados y el tiempo establecido

para el desarrollo de los mismos.



35

En el enfoque convencional (Esquema 9), la división del medio ambiente se

presenta en categorías cerradas, lo cual,conlleva a la subestimación y/u omisiónde

las interacciones entre componentes. Dichas interacciones, podríanconvertirse en

fuente de información para alcanzar el objetivo de identificación de impactos

ambientales.

Un ejemplo aplicado de este tipo de desagregación se observa en el Estudio de

Impacto Ambiental del proyecto hidroeléctrico Porce III (Empresas Públicas de

Medellín E.S.P., 2002) cuya división del medio ambiente se expone a

continuación:

Esquema 10. Desagregación del medio ambiente, EIA proyecto hidroeléctrico Porce III.

Del Esquema 10 cabe anotar que aunque no sigue fielmente la representación del

Esquema 9, conserva el patrón de subdivisión. Se observa que sigue el

planteamiento de la guía metodológica del Ministerio del Medio Ambiente de

España (Alonso et al., 1996). Para llegar a esta desagregación los autores se

apoyaron en la previa enumeración de actividades que serán desarrolladas

durante el proyecto, posteriormente, enfrentaron dicha información con aquella

proveniente del estado actual del área de influencia (caracterización del área de

influencia del proyecto) y finalmente, ensamblaron la matriz mediante la



36

determinación de los componentes del ambiente que ellos consideraron se verán

afectados por cada una de las actividades antes mencionadas.

De la idea anterior es importante resaltar el componente subjetivo de la

metodología cualitativa para la EIA. Dicha subjetividad está presente debido a que

la selección de los componentes ambientales que van a conformar la matriz, la

interacción entre actividades del proyecto-factores del ambiente y la posterior

calificación de tales interacciones (impactos) se determina mediante juicios de

valor llevados a cabo únicamente con ayuda del criterio del evaluador o panel de

expertos y en algunas ocasiones, influenciados por intereses políticos externos. Lo

anterior, involucra un fuerte nivel de incertidumbre al proceso y limita la capacidad

predictiva del método (Toro et al., 2012).

Al observar la calidad de los indicadores que Empresas Públicas de Medellín

E.S.P.(2002) escogió para su estudio y los factores ambientales asociados a los

mismos, se observa que en cierta forma siguen el patrón de subdivisión ambiental

convencional. Por lo tanto, se hace necesario encontrar otra estrategia para

representar el medio ambiente de tal manera que se tenga en cuenta con mayor

acierto su complejidad e individualidad. Es así como se propone el desarrollo de

una matriz de interacciones que lleva a cabo la desagregación del medio ambiente

mediante procesos concernientes al ciclo de nutrientes; contribuyendo a la

minimización de la incertidumbre dentro del proceso de EIA, dando cabida a la

selección de indicadores más elaborados y abriendo espacio para el análisis de

las interacciones presentes entre componentes y factores ambientales.

8.1.2.2. Matriz de interacción propuesta

Al tener en cuenta que los ciclos biogeoquímicos proporcionan información para la

identificación de impactos ambientales(Friedl & Wüest, 2002; Lohse et al., 2009),

se propone que la desagregación del medio ambiente dentro de la matriz de

interacción para la identificación de impactos ambientales en las EIAsno se haga

por componentes, sino por procesos que resalten las interacciones entre los

mismos (Esquema 11).

El fraccionamiento del medio ambiente se hace mediante los factores suelo, agua

(superficial y subterránea), bosque y atmósfera. Sin embargo, se reincorporan a

través de procesos que abarcan los distintos componentes y que a la vez

interactúan entre sí. Tales procesos corresponden a un grupo de ciclos

biogeoquímicos: Los ciclos de Nutrientes (Lohse et al., 2009).



37

Esquema 11. Desagregación del medio ambiente en la matriz de interacción propuesta para la identificación de impactos ambientales.

Entre los procesos que se observan en el Esquema 11 se encuentran:

Intercambio de materia y energía regulado biológicamente

Precipitación directa y escurrimiento fustal

Deposición atmosférica

Descomposición y balance hidrológico

Degradación, CO2 y lluvia ácida

Transformaciones de N y C, poros saturados y pérdidas gaseosas

Pérdidas de solución del suelo, propiedades hidráulicas y canales de flujo

Profundidad y longitud de canales de flujo

Hidráulica y espiral de nutrientes

Procesos en la interfase corriente- paisaje

Tasa de recarga de acuíferos

Suministro de reactivos (agua subterránea)

Intercambio de reactivos entre la superficie y la zona subsuperficial

Intercambio gaseoso de la corriente

A través de los procesos listados arriba, queda implícito el objetivo de representar

la dinámica entre procesos y su importancia para entender el funcionamiento de

los sistemas naturales (UNESCO, 1997, 2011). Vale la pena mencionar que lo que

se pretende es ver el funcionamiento del medio ambiente desde otro punto de



38

vista que permita comprender la complejidad del sistema sin hacerlo inmanejable

e igualmente, contribuir al desarrollo sostenible de proyectos ingenieriles mediante

el mejoramiento de las metodologías de EIA que conlleven al uso consciente de

los recursos naturales por parte del sector de la ingeniería.

Lo que se resalta de la desagregación propuesta es lo siguiente:

Encierra en su estructura a la desagregación convencional. Es decir, los

procesos del ciclo de nutrientes, al ser dinámicos, abarcan de forma global

los factores del medio ambiente afectados (Es otra forma de ver la

afectación de los elementos del ambiente).

Permite hacer visible, de forma más fácil, aquellos impactos inesperados

gracias a que, además de abarcar cada uno de los elementos del medio,

tiene en cuenta sus respectivas interacciones.

Está basado en el concepto ecohidrológico, según el cual, es en las

interacciones donde se encuentran procesos un poco más complejos pero

que definen de forma más acertada el comportamiento del sistema y por

ende, proporcionan herramientas para predecir su funcionamiento respecto

a un agente que lo esté afectando, en este caso, la construcción de una

represa.

Empleando la descomposición del medio ambiente mostrada e información de

distintos autores acerca de las actividades concernientes a la construcción,

operación y abandono de un proyecto represa-embalse (Vallarino, 1994; E. D. G.

del M. Ambiente et al., 1998; Pérez & Restrepo, 2008; Conesa, 2010), la matriz de

identificación de impactos ambientales propuesta se presenta en la (Matriz 1.)

Teniendo en cuenta que la finalidad de este documento es trabajar a escala de

cuenca, se escogieron aquellas actividades del proyecto que afectarán

directamente los procesos concernientes a dicha escala, obteniendo una matriz

reducida para este caso en particular. Finalmente, al relacionar filas con columnas

se obtienen las interacciones correspondientes entre actividades desarrolladas

durante el proyecto vs. Procesos del ciclo de nutrientes (Matriz 2.)

Observando la Matriz 2. se subrayan los puntos señalados en cada interacción, los

cuales, corresponden a los posibles impactos generados por actividades

desarrolladas durante un proyecto de construcción de represa, sobre cada uno de

los procesos del ciclo de nutrientes. Tales impactos ya han sido registrados por la

literatura y algunos pueden observarse en la (Tabla 4).

Para finalizar la comparación, es importante resaltar que esta aproximación está

destinada a que el ingeniero se acerque un poco más al entendimiento de los



39

sistemas naturales, ya que son éstos los que intenta manipular con cada uno de

sus proyectos y los cuales, al mismo tiempo debe perpetuar.

Tabla 4. Impactos sobre los ciclos de nutrientes, a causa de la construcción de represas con embalse.

Aumento de SO2 y CO2 en el fondo del embalse estratificadoLibro fundamentos de limnología neotropical , 2da. Edición

(Gabriel Roldán Pérez y Jhon Jairo Ramírez Restrepo, 2008)Afectación de la físico-química del agua

Aceleración o retardo de procesos de descomposición de la MO

Emisión de gases de efecto invernadero

Pérdidas de Nitrógeno y Fósforo en el sistema ribereño

Liberación de gases de efecto invernadero (Dióxido de Carbono y

Metano) desde el reservorio hacia la atmósfera

Good Dams and Bad Dams: Environmental Criteria for Site

Selection of Hydroelectric Projects (George Ledec & Juan David

Quintero,2003)Aceleración de los procesos de erosión- sedimentación

Retención de cantidades significantivas de nutrientes,entre ellos el

Sílice, el cual, de otro modo fluiría hacia aguas costerasA preliminary review of the impact of dam reservoirs on Carbon

cycling (Payal Parekh, 2004)Funcionamiento como pozo temporal de CO2

Disrupting biogeochemicla cycles- Consequences of damming

(Friedl & Wüest, 2001)

Alteración de los ciclos del carbon (C), fósforo (P), nitrógeno (N) and sílice

(Si)

Alteración de condiciones redox; subsecuente afectación en los ciclos de

nutrientes y liberación de metales potencialmente peligrosos de los

sedimentos

Alteración en el asentamiento de partículas

IMPACTO ARTÍCULO/AUTOR

Acumulación de nutrientes (N, Si, P) en los sedimentos retenidos por la

represa y el embalse

Retention of sediments and nutrientsin the Iron Gate I reservoir

in the Danube river (Critian Teodoru & Bernhard Wehrli, 2005)

Favorecimiento de la eutroficación del agua mediante la afectación de los

ciclos biogeoquímicos y la producción primaria del sistema

Plankton richness in a eutrophic reservoir (Barra Bonita reservoir,

SP, Brazil), (Takaku Matsumura-Tundisi & José Galizia Tundisi,

2005)

Retención de nutrientes (P, N Si, C) Biogeochemical mass-balances (C, N, P, Si) in three large

reservoirs of the Seine basin (France), (Jossette et al., 1999)

Interrupción del flujo de carbono orgánicoDams and development- A new framework for decision making,

the report of the world comission on dams (WCD, 2000)Emisión de gases de efecto invernadero como metano y CO2; aportando

al calentamiento global

Modificación de los ciclos biogeoquímicos (Carbon, Nutrientes y Metales)



40

CIMENTACIÓN

Matriz 1. Matriz expandida para la identificación de impactos ambientales relacionados con las actividades correspondientes a la construcción, operación, abandono e inducidas de represas con embalse, desde la perspectiva de los ciclos biogeoquímicos, particularmente desde los ciclos de nutrientes.

INTERFACE BOSQUE-ATMÓSFERA REGOLITO DEL SUELO AGUA SUBTERRÁNEA CAUCE PRINCIPAL

CUENCA - CICLO DE NUTRIENTES

PROCESOS EN LA

INTERFACE

CORRIENTE-PAISAJE

INTERCAMBIO

GASEOSO

REPRESA

C

O

N

S

T

R

U

C

C

I

Ó

N



METEORIZACIÓN,

CO2, Y LLUVIA

ÁCIDA

TASA DE

RECARGA

PROFUNDIDAD Y

LONGITUD DE

CANALES DE FLUJO

SUMINISTRO

DE

REACTIVOS

HIDRÁULICA

Y ESPIRAL DE

NUTRIENTES

INTERCAMBIO DE

REACTIVOS ENTRE LA

SUPERFICIE Y LA ZONA

SUBSUPERFICIAL

DEPOSICIÓN

ATMOSFÉRICA

PRECIPITACIÓN

DIRECTA Y

ESCURRIMIENTO

FUSTAL

INTERCAMBIO DE

MATERIA Y ENERGÍA

REGULADO

BIOLÓGICAMENTE

DESCOMPOSICIÓN

Y BALANCE

HIDROLÓGICO

TRANSFORMACIONES

DE N Y C, AGUA DE

LLENADO DE POROS Y

PÉRDIDAS GASEOSAS

PÉRDIDAS DE SOLUCIÓN

DEL SUELO, PROPIEDADES

HIDRÁULICAS Y CANALES

DE FLUJO

Remoción capa de suelo


Cortes y rellenos

Construcción de Preataguías y AtaguíasDESVÍO DEL RÍO



Construcción del rebosadero (Vertedero)


Excavaciones del rebosadero

COMPLEMENTARIAS


PRESA

Construcción de desagüe(s)

Construcción de tanque(s) amortiguador(es) de energía

Apertura de pasaje de canoas


Excavación túnel(es) de conducción (e.j. captación)

Construcción de desarenador(es)


Construcción de la toma de fondo




EMBALSE

INFRAESTRUCTURAS

Adecuación de edificaciones temporales (talleres, almacenes, oficinas,etc)

Obras de embellecimiento (e.j. iluminación)

Disposición de tierras y otros materiales

Transporte de materiales (movimiento de maquinaria pesada)



Instalación de plantas de trituración y concretoOTRAS

OPERACIÓN

Llenado del embalse



Presencia de líneas de tranporte eléctrico


ABANDONO Ó DERRIBO

Demolición y/o abandono de elementos y estructuras


Desarrollo de actividades recreativasACTIVIDADES INDUCIDAS

Acumulación de material demolido o fuera de uso

Vaciado del embalse




41

CIMENTACIÓN

Matriz 2. Matriz reducida a las actividdes correspondientes a la escala de cuenca hidrográfica. Las zonas verdes corresponden a los posibles impactos ambientales causados por la construcción, operación, abandono y actividades inducidas por las represas, sobre los procesos correspondientes a los ciclos de nutrientes.

INTERFACE BOSQUE-ATMÓSFERA REGOLITO DEL SUELO AGUA SUBTERRÁNEA CAUCE PRINCIPAL

PROCESOS EN LA

INTERFACE

CORRIENTE-PAISAJE

INTERCAMBIO

GASEOSO

DESCOMPOSICIÓN

Y BALANCE

HIDROLÓGICO

TRANSFORMACIONES

DE N Y C, AGUA DE

LLENADO DE POROS Y

PÉRDIDAS GASEOSAS

PÉRDIDAS DE SOLUCIÓN

DEL SUELO, PROPIEDADES

HIDRÁULICAS Y CANALES

DE FLUJO

METEORIZACIÓN,

CO2, Y LLUVIA

ÁCIDA

TASA DE

RECARGA

PROFUNDIDAD Y

LONGITUD DE

CANALES DE FLUJO

HIDRÁULICA

Y ESPIRAL DE

NUTRIENTES

INTERCAMBIO DE

REACTIVOS ENTRE LA

SUPERFICIE Y LA ZONA

SUBSUPERFICIAL

SUMINISTRO

DE

REACTIVOS

DEPOSICIÓN

ATMOSFÉRICA

PRECIPITACIÓN

DIRECTA Y

ESCURRIMIENTO

FUSTAL

INTERCAMBIO DE

MATERIA Y ENERGÍA

REGULADO

BIOLÓGICAMENTE




Construcción de Preataguías y Ataguías


Llenado del embalse










OPERACIÓN

ABANDONO Ó DERRIBO

ACTIVIDADES INDUCIDAS

REPRESA

DESVÍO DEL RÍO

PRESA

COMPLEMENTARIAS

EMBALSE

INFRAESTRUCTURAS

OTRAS





Vaciado del embalse


C

O

N

S

T

R

U

C

C

I

Ó

N


CUENCA - CICLO DE NUTRIENTES



42

A partir de la matriz 2 se pueden realizar las siguientes observaciones:

El número de impactos que ejercen las fases de construcción de una

represa sobre el ciclo de nutrientes de una cuenca es elevado.

Los impactos se encuentren interconectados entre sí a través de los

diferentes procesos del ciclo de nutrientes (intersecciones horizontales).

Los impactos ejercidos por distintas actividades constructivas también se

encuentran interconectados (intersecciones verticales).

A este nivel del análisis aquí planteado el concepto de matriz se desvanece

para darle espacio al concepto de continuum de impactos.

De acuerdo a lo anterior, la tarea de predecir los impactos ambientales generados

por la construcción de una represa sobre un sistema complejo como lo es una

cuenca hidrográfica es una tarea difícil de cumplir y con elevados niveles de

incertidumbre. Esto plantea el siguiente interrogante: ¿pueden las relaciones uno-

uno (actividad-componente del ambiente) que siguen el esquema de las matrices

convencionales, generar realmente información confiable para la identificación y

posterior mitigación de impactos ambientales generados por la construcción de

represas?

Ese cuestionamiento sugiere la necesidad de encontrar mecanismos menos

reduccionistas que permitan al ingeniero reconocer los impactos ambientales de la

construcción de represas. En ese camino se encuentran las aproximaciones que

involucran indicadores ecohidrológicos que de alguna forma describen las

interacciones complejas que hacen parte del funcionamiento de la cuenca.

8.1.3. Selección de indicadores ecohidrológicos

En este proyecto se emplearán indicadores basados en procesos ecohidrológicos

(indicadores ecohidrológicos). Un proceso ecohidrológico como su nombre lo

indica, es aquel que ocurre como resultado de la interacción simultánea entre

procesos ecológicos e hidrológicos dentro de las cuencas hidrográficas. Desde

este punto de vista, los ciclos de nutrientes se convierten en un elemento que

involucra tanto aspectos hidrológicos como ecológicos y sus procesos, en el

centro de atención para la identificación de indicadores ecohidrológicos de

vulnerabilidad de la cuenca hidrográfica frente a la construcción de represas.

Para la selección de indicadores ecohidrológicos se tuvo en cuenta el trabajo de

Lohse et al. (2009) quienes proponen ver la cuenca como una serie de interfases,

dentro de las cuales se encuentran: 1. Interfase bosque- atmósfera; 2. Regolito del

suelo; 3. Agua subterránea y 4. Cauce principal.



43

Dentro de esas interfases se desarrollan procesos asociados a los ciclos de

nutrientes como la deposición atmosférica, precipitación directa y escurrimiento

fustal, intercambio de materia y energía regulado biológicamente, descomposición

y balance hidrológico, transformaciones de N y C, poros saturados y pérdidas

gaseosas, pérdidas de solución del suelo, propiedades hidráulicas y canales de

flujo, meteorización, CO2, y lluvia ácida, tasa de recarga, profundidad y longitud de

canales de flujo, suministro de reactivos, hidráulica y espiral de nutrientes,

intercambio de reactivos entre la superficie y la zona subsuperficial, procesos en la

interfase corriente-paisaje y por último, intercambio gaseoso. La organización de

dichos procesos dentro de cada una de las interfases puede observarse en la

(Tabla 5).

Tabla 5. Interfases del ecosistema con sus respectivos procesos asociados a los ciclos de nutrientes, adaptada de “Interactios between Biogeochemistry and Hydrologic Systems” (Lohse et al., 2009).

La representación de los procesos y fases descritas anteriormente se pueden

observar espacialmente en las figuras (Figura 5 y Figura 6).

1. BOSQUE - ATMÓSFERA

•Deposición atmosférica

•Precipitación directa y escurrimiento fustal

•Intercambio de materia y energía regulado biológicamente

2. REGOLITO DEL SUELO

•Descomposición y balance hidrológico

•Transformaciones de N y C, poros saturados y pérdidas gaseosas

•Pérdidas de solución del suelo, propiedades hidráulicas y canales de flujo

•Meteorización, CO2 y lluvia ácida

3. AGUA SUBTERRÁNEA

•Tasa de recarga de acuíferos

•Profundidad y longitud de canales de flujo

•Suministro de reactivos

4. CAUCE PRINCIPAL

•Hidráulica y espiral de nutrientes

•Intercambio de reactivos entre la superficie y la zona subsuperficial

•Procesos en la interfase corriente- paisaje

•Intercambio gaseoso



44

Figura 5. Representación de procesos asociados a los ciclos de nutrientes, distribuidos sobre la cuenca hidrográfica. (ESCALA REGIONAL)



45

Figura 6. Representación de procesos asociados a los ciclos de nutrientes, distribuidos sobre la sección transversal del río. (ESCALA LOCAL)



46

Desde el punto de vista ecohidrológico, uno de los ciclos que necesita ser

urgentemente estudiado y comprendido es el ciclo del carbono, en cuanto éste

refleja la interacción de dos elementos que componen el planeta Tierra (carbono+

agua) (Lohse et al., 2009). Esta dupla es fuente primordial para el desarrollo de

actividades biológicas como la fotosíntesis y la descomposición; de las cuales,

depende el funcionamiento de los ecosistemas terrestres (Figura 7) y acuáticos

(Figura 8) (Begon et al., 2006). Adicionalmente, el carbono es uno de los elementos

del ambiente altamente modificado y emitido en forma de CO2 por actividades

concernientes al desarrollo del ser humano como la construcción de represas; lo

cual, lo convierte en preocupación ambiental por hacer parte activa dentro del

proceso de cambio climático global (Kondrat'ev et al., 2003; Cole et al., 2007).

De este modo, la selección de los indicadores ecohidrológicos en este trabajo

parte del análisis del ciclo del carbono (C) y más específicamente del flujo de sus

componentes más representativos (orgánicos e inorgánicos) dentro de los

procesos asociados a los ciclos de nutrientes presentados por (Lohse et al., 2009).

Figura 7. Ciclo del Carbono (C) en ecosistemas acuáticos, tomado de(Universidad Autónma de Madrid (UAM), 2011)



47

Figura 8. Ciclo del carbono (C) en ecosistemas terrestres, tomado de(Universidad Autónoma de Madrid (UAM), 2011)

Las formas en las cuales puede encontrarse el C dentro de los sistemas naturales

se resume en sus formas Orgánica e Inorgánica(Worrall et al., 2005; 2007). La

forma inorgánica del carbono está constituida por el componente inorgánico

disuelto (CID), el cual, representa la combinación de carbonato (CO32),

bicarbonato (HCO3) y ácido carbónico (H2CO3) y cuya forma principal está

representada por el dióxido de carbono libre (CO2)(Worrall et al., 2005; Pérez &

Restrepo, 2008). Por otro lado, cuando se habla de carbono orgánico se hace

referencia a aquel derivado directamente de actividad biológica (hojas de los

árboles, heces, animales, etc.). Este se divide en 1. Carbono orgánico particulado

(COP), constituido por todas aquellas partículas físicamente presentes, mayores a

0,45 µm procedentes de la biota y 2. Carbono orgánico disuelto (COD), para

referirse al resultado de la descomposición de plantas, animales y productos de

excreción de los mismos como proteínas, carbohidratos, lípidos, compuestos

húmicos, etc. (Worrall et al., 2005; Pérez & Restrepo, 2008).

Al relacionar dichos componentes del carbono con las interfases del ambiente

(bosque-atmósfera; regolito del suelo; agua subterránea y cauce principal), se

observa que cada una de ellas exhibe dinámicas diferentes respecto a los

componentes antes mencionados (Esquema 12). Igualmente, según Lohse et al.

(2009), cada proceso asociado a dichas interfases, incorpora el flujo de formas del

carbono específicas (Esquema 13y Esquema 14).



48

Esquema 12. Componentes del carbono, distribuidos en cada una de las interfases de los ciclos de nutrientes expuestos en la matriz de interacciones propuesta. Carbono orgánico particulado (COP), Carbono orgánico disuelto (COD), Carbono inorgánico disuelto (CID) como CO2.



49

Esquema 13. Proceso de identificación de indicadores ecohidrológicos en la Interfase bosque- atmósfera (Esquema a) e Interfase Regolito del suelo (Esquema b).



50

Esquema 14. Proceso de identificación de indicadores ecohidrológicos en la Interfase Agua subterránea (Esquema c) e Interfase Cauce principal (Esquema d)



51

Los Esquema 13y Esquema 14 ilustran el proceso de identificación de los cuatro (4)

indicadores ecohidrológicos que serán descritos en este trabajo; 1. Flujo de CO2

en la interfase agua-atmósfera, 2. Flujo de COP asociado a los sedimentos, 3.

Flujo de COP en función de la caída de hojarasca y 4. Flujo de COD en la zona

subsuperficial. La identificación inicia con la selección de un proceso de cada

interfase del medio ambiente; continúa con la elección del componente del

carbono que cumple las siguientes condiciones: tiene influencia sobre la dinámica

del ecosistema a escala de cuenca, es posible y fácil de medir y no es

convencionalmente tenido en cuenta dentro de proyectos de construcción de

represas. Finaliza con la determinación del fenómeno que relaciona el flujo de

dicho componente del carbono dentro del proceso asociado. A este flujo se le

atribuye el rol de indicador ecohidrológico.

Los indicadores identificados cumplen la definición ecohidrológica porque relacionan simultáneamente procesos ecológicos(descomposición, fotosíntesis, reciclaje de nutrientes, cadena alimenticia, entre otros) con procesos hidrológicos (infiltración, escorrentía superficial y subsuperficial, etc.). A su vez, estos indicadores son sensibles al impacto por construcción de represa porque se encuentran directamente relacionados con la alteración de los ciclos biogeoquímicos, cuya afectación mediante la construcción de represas ya es descrita y referenciada en la literatura (Tabla 4)

A continuación se describe el comportamiento de cada uno de los indicadores

ecohidrológicos, mediante la exposición de las metodologías existentes para su

medición, las ecuaciones respectivas a las metodologías que se van a trabajar en

cada caso y un ejemplo de cálculo para dos de ellos (Flujo de CO2 en la interfase

agua-atmósfera y transporte de COP asociado a los sedimentos).

8.2. DESCRIPCIÓN DE INDICADORES ECOHIDROLÓGICOS

8.2.1. Flujo de CO2 en la interfase agua-atmósfera

La selección del intercambio gaseoso de CO2 entre la corriente y la atmósfera

como indicador representativo de la vulnerabilidad de la cuenca hidrográfica, en la

cual se planea construir una represa, nace del análisis del proceso de evasión

gaseosa de CO2 en la interfase del ambiente correspondiente al cauce principal y

la relación de la misma, con el metabolismo de los sistemas acuáticos.

El metabolismo permite generar una conexión entre el ecosistema acuático y la

atmósfera mediante el flujo de CO2(Cole et al., 2007; Pérez & Restrepo, 2008;

Johnson et al., 2008; H. Marotta et al., 2009; H. Marotta et al., 2010). Dicho

proceso gira en torno a la producción y descomposición de materia orgánica (MO)



52

a través de dos vías principales: 1. Producción primaria, la cual consiste en la

fijación de CO2 y posterior generación de MO y 2. Respiración, mediante la cual se

consume MO y se libera CO2(Cole et al., 2007; Marotta et al., 2009). De este

modo, un río o un lago donde se presente mayor respiración que producción (ej.

Por entrada de MO alóctona, sistema heterotrófico), se va a generar un aumento

en la presión parcial de CO2 (pCO2) dentro de la columna de agua con decidida

emisión de CO2 hacia la atmósfera. Por el contrario, cuando se encuentre un

sistema donde predomine la producción primaria, en contraste con la respiración,

se producirá un decaimiento en la pCO2del agua del río o lago, convirtiéndose en

colector de CO2atmosférico (Marotta et al., 2010).

El comportamiento del flujo antes mencionado también se encuentra relacionado

con el gradiente de concentraciones de CO2dado por la ley de Fick

(Rechea&Cárcer, 2002), según la cual, es necesaria una pCO2 determinada en la

atmósfera y otra en el agua para mantener el sistema en equilibrio, de lo contrario,

se va a presentar flujo hacia el lugar que contenga la menor concentración de CO2

y por ende, la menor presión. Lo anterior, se encuentra también influenciado por

variables como la temperatura y la altitud (Worrall et al., 2005; H. Marotta et al.,

2009).

En general, las emisiones de CO2 reflejan dinámicas de descomposición y flujo de

CID, COD, COP, etc., dentro de la columna de agua y en conexión con sistemas

subsuperficiales y superficiales(Richey et al., 2002; Cole et al., 2007; Johnson et

al., 2008; H. Marotta et al., 2009; H. Marotta et al., 2010; H. Marotta et al.,

2010),por lo tanto, son un elemento representativo del flujo de carbono (no sólo

inorgánico) dentro del proceso de intercambio gaseoso corriente- atmósfera y en

general dentro toda la interfase.

8.2.1.1. Metodología

La metodología empleada para la estimación de evasión gaseosa de CO2 hacia la

atmósfera es la de pH-Alcalinidad propuesta por (Worrall et al., 2005). Esta

metodología combina y adapta el método descrito por (Neal et al., 1998).

El criterio de selección de este método, como el apropiado para estimar el

indicador ecohidrológico, tuvo en cuenta la facilidad de obtención de los datos de

entrada que la metodología requiere para desarrollar los cálculos ya que, las

variables pH, Alcalinidad y Temperatura son convencionalmente estimadas en

búsqueda de parámetros de calidad del agua dentro de los proyectos de

construcción de represas. De esta forma, se puede aprovechar dicha información

ya disponible, para la estimación de indicadores ecohidrológicos como es el caso



53

del flujo de CO2 hacia la atmósfera. A continuación se describen las ecuaciones

correspondientes a la metodología.

8.2.1.2. Ecuaciones

Ecuación de equilibrio

La ecuación de equilibrio se fundamenta en la Ley de Henry(Stumm & Morgan,

1996).Esta ley permite determinar la concentración de los gases en equilibrio

dentro de un medio líquido, a diferentes temperaturas. Por lo tanto, es

ampliamente usada en análisis de calidad ambiental (Weber, 2003). En este caso,

se recurre a ella para encontrar la concentración de CO2, la cual es proporcional a

la presión de este mismo gas dentro de la atmósfera.

Es así como,

Esta expresión se conoce como la ecuación de Van’tHoff integrada; la cual, se

fundamenta en el principio de Le Chatelier. Este principio determina la

dependencia térmica de las constantes de equilibrio afirmando que cualquier

sistema va a responder a una tensión en la temperatura, mediante su reacción en

la dirección que minimice el efecto del estrés sobre las propiedades del sistema

(Mortimer, 2000; Rogers, 2011).

Donde,



54

De esta forma, la ecuación queda expresada como:

Nota: Las fórmulas que presentan (Worrall et al., 2005) contienen errores

tipográficos; por lo tanto, se acudió a (Stumm & Morgan, 1996; Worrall et al.,

2007)donde dichos errores son corregidos.

Ecuación de exceso

Donde,

De tal forma que si el EpCO2=1; el sistema se encuentra en equilibrio y no se

presenta flujo en ninguna dirección.

Corrección de exceso por presión con la altitud

Donde,



55

Reemplazando, la ecuación de exceso corregida queda expresada como:

Por otro lado,

Ecuación de exceso (Neal et al., 1998)

Donde,

La alcalinidad se define como la capacidad del agua para neutralizar ácidos, ésta

se encuentra dividida en tres formas:

Estas relaciones muestran que en conjunto con el CO2, hacen parte de un sistema

en equilibrio. De esta forma, un cambio en la concentración de alguno de los

componentes de las ecuaciones balanceadas (ej. CO2), genera un desequilibrio en

el sistema, altera la concentración de otros iones y por ende, cambia el pH del

agua. También puede ocurrir en la otra dirección, es decir, si cambia el valor del

pH, cambian las concentraciones y se genera la alteración de las relaciones

alcalinas (Drbalet al., 1996).



56

Figura 9. Curvade relaciónentre elÁcido carbónico (H2CO3*), Bicarbonato (HCO3-) y Carbonato (CO3

-2)

(formas alcalinas), en comparación con elpHdeuna solución acuosa a 25°C y fuerza iónica=0.(Drbal et al., 1996).

En la Figura 9 se observa que bajas concentraciones de CO2, se presentan en

condiciones pH altas en el agua.

Flujo de CO2

Esta ecuación describe la ley de difusión de Fick, según la cual, el flujo está

determinado por una constante de difusión (D) y un gradiente de concentración

entre dos interfases. En este caso, las interfases líquida y gaseosa (Mortimer,

2000; Gualtieri & Mihailović, 2008).

Donde,



57

8.2.1.3. Procedimiento decálculo

1. Ingresar con el valor de Temperatura del agua a la ecuación (2) para

calcular el coeficiente de Henry.

2. Con el coeficiente de Henry y la expresión (1), determinar el valor de

concentración de CO2 en equilibrio.

3. Emplear los valores de pH, Alk, y T dentro de la expresión (6) y determinar

el exceso de CO2 en el agua.

4. Con el valor de altitud, dirigirse a la ecuación (4) y posteriormente, calcular

el exceso de CO2 en el agua corregido mediante la expresión (5).

5. Despejar la concentración de CO2 en el agua de la ecuación (3), utilizando

los valores hallados en 2. Y 5.

6. Por último, determinar el flujo de CO2 mediante la ecuación número (7).

8.2.1.4. Ejemplo del cálculo

Para el ejemplo de cálculo se emplearon datos de pH, Alcalinidad y Temperatura

provenientes de la represa de Betania, ubicada en el Departamento del Huila –

Colombia –. Esta represa se encuentra en la desembocadura del Río Yaguará en

el Río Magdalena, abarcando los municipios de Campoalegre, Hobo y Yaguará.

Además, fue diseñada principalmente para la generación de energía, riego de

cultivos, desarrollo de piscicultura, recreación y turismo (Amaya et al., 2005).

Los datos empleados fueron obtenidos de un estudio de caracterización

fisicoquímica, microbiológica e hidrobiológica del cuerpo de agua, a nivel de los

dos sub-embalses que componen el proyecto (Magdalena y Yaguará). Dicha

información proviene de estaciones ubicadas a lo largo de las zonas que

componen los sub-embalses (afluente, cola (ribereña), media (transición), presa

(lacustre)) y en la zona de captación y salida del sistema (Mapa 1).

Los registros de pH, Alcalinidad y temperatura pertenecen a dos días aleatorios

del mes de Septiembre de los años 2006 y 2007 respectivamente y se pueden

observar en la (Tabla 6). Para ilustrar el procedimiento de cálculo, se presentan los

resultados de la estación de monitoreo Puente Paso El Colegio, ubicada en el

afluente del sub embalse Magdalena para Septiembre de 2006.

Coeficiente de Henry

http://es.wikipedia.org/w/index.php?title=R%C3%ADo_Yaguar%C3%A1&action=edit&redlink=1

http://es.wikipedia.org/wiki/R%C3%ADo_Magdalena

http://es.wikipedia.org/wiki/Municipio

http://es.wikipedia.org/wiki/Campoalegre

http://es.wikipedia.org/wiki/Hobo

http://es.wikipedia.org/wiki/Yaguar%C3%A1



58

Ecuación de equilibrio

Ecuación de exceso(Neal et al., 1998)

Corrección por altitud

Ecuación de exceso corregida

Ecuación de exceso

Flujo de CO2



59

Tabla 6. Registros de pH, Alcalinidad y Temperatura sobre el embalse de Betania (Huila- Colombia), Septiembre del 06/07.

sep-06 sep-07 sep-06 sep-07 sep-06 sep-07

Afluente Puente Paso El Colegio 34.6 28.2 7.87 7.39 21.7 23.3

Salida Planta Tratamiento Hobo NM NM 7.37 7.13 31.0 29.1

Cola Magdalena 43.2 42.3 7.04 7.13 24.2 23.9

Embarcadero Hobo 35.4 42.3 6.94 6.95 24.5 26.4

Litoral Derecho Vega El Herrero 59.7 33.8 6.99 7.63 23.1 25.9

Litoral Izquierdo Vega El Herrero 54.1 37.6 7.15 7.18 23.9 25.8

Vega El Herrero 52.3 37.6 7.24 7.13 24.1 25.3

Piscícola Comepez 53.8 32.9 8.04 6.69 25.4 24.3

Piscícola Nueva York 65.5 37.6 7.49 7.11 23.9 26.9

Presa Principal 52.8 37.6 7.89 8.45 25.8 28.9

Afluente Puente Venecia 52.1 56.4 8.66 7.91 27.8 28.4

Salida Planta Tratamiento Yaguará 2 NM NM 7.29 7.36 29.6 27.5

Cola Yaguará 58.3 84.6 8.55 7.01 30.6 26.8

Embarcadero Yaguará 60.2 37.6 6.95 6.99 29.4 24.6

Litoral Derecho Santa Helena 49.5 35.7 8.30 8.02 26.5 26.7

Litoral Izquierdo Santa Helena 52.3 37.6 8.34 7.77 26.1 26.3

Santa Helena 51.4 37.6 7.97 7.80 26.3 26.4

Pisciícola Pacandé 61.7 37.6 8.27 7.45 28.3 27.1

Dique 1 53.9 37.6 8.00 7.55 26.0 26.2

Punto de Captación 62.4 37.6 8.47 7.34 27.0 21.5

Puente Balley 50.6 37.6 7.20 7.02 23.1 22.4

500m abajo del sistema 50.6 23.5 7.09 7.04 23.5 22.9

NM: No se efectúa la medición de éste parámetro

NH: No se dispone de registros Históricos

Alcalinidad, pH y Temperatura. Monitoreo periodo de Menor Nivel de agua en el Embalse Betania – Septiembre de 2007. Comparación

Monitoreo anterior (Septiembre de 2006)

ESTACIONES DE MONITOREO

ALCALINIDAD (mg/L) pH

Riberina

SUBEMBALSE

MAGDALENA

YAGUARA

ZONA DEL

EMBALSE

Riberina

Transición

Lacustre

TEMPERATURA (°C)

CAPTACIÓN Y

SALIDA DEL SISTEMA

Transición

Lacustre



60

Mapa 1. Embalse de Betania, estaciones de medición del estudio de caracterización fisicoquímica, microbiológica e hidrobiológica del cuerpo de agua.

NORTE ESTE

Afluente Puente Paso El Colegio 765220.18 834217.55 600

Salida Planta Tratamiento Hobo 777448.18 846577.72 573

Cola Magdalena 778069.42 844597.76 568

Embarcadero Hobo 779971.17 844700.72 563

Litoral Izquierdo Vega El Herrero 783878.45 847083.32 563

Litoral Derecho Vega El Herrero 782803.12 848105.5 601

Vega El Herrero 783400.93 847364.61 563

Piscícola Comepez 785182.89 849367.78 561

Piscícola Nueva York 786293.24 846967.31 563

Presa Principal 783400.93 847364.61 563

Afluente Puente Venecia 784148.52 838034.65 581

Salida Planta Tratamiento Yaguará Nº 2 786268.12 840317.98 571

Cola Yaguará 785321.81 840494.78 556

Embarcadero Yaguará 785879.33 841075.76 563

Litoral Derecho Santa Helena 789352.53 847565.66 710

Litoral Izquierdo Santa Helena 790685.92 846269.89 563

Santa Helena 790021.18 846392.24 563

Piscícola Pacandé 791271.06 848338.12 563

Dique 1 791121.89 848792.94 563

Punto de Captación 791138.64 850532.87 563

Puente Balley 792310.74 848899.92 498

500m abajo sobre el río Magdalena 792337.5 849893.05 545

SU

B-

EM

BA

LS

E

MA

GD

AL

EN

AS

UB

- E

MB

AL

SE

YA

GU

AR

A

CAPTACIÓN

SALIDA

Aguas

Abajo

Lacustre

Transición

Lacustre

Riberina

Transición

COORDENADASZONA ESTACIÓN Alt (msnm)

Riberina



61

Gráfica. 1. Comportamiento longitudinal del flujo de CO2 dentro de la represa de Betania, Huila- Colombia-.



62

Tabla 7. Flujo de CO2 con su respectivo comportamiento como emisor o colector dentro de la represa de Betania, Huila-Colombia-.

F-06 F-07 Año 06 Año 07

Afluente Puente Paso El Colegio 44.191 -208.50 EVASIÓN SUMIDERO

Cola Magdalena 872.507 -683.61 EVASIÓN SUMIDERO

Embarcadero Hobo 899.236 -1035.06 EVASIÓN SUMIDERO

Litoral Derecho Vega El Herrero 1411.401 -121.37 EVASIÓN SUMIDERO

Litoral Izquierdo Vega El Herrero 846.047 -513.46 EVASIÓN SUMIDERO

Vega El Herrero 652.129 -590.08 EVASIÓN SUMIDERO

Piscícola Comepez 51.105 -1533.71 EVASIÓN SUMIDERO

Piscícola Nueva York 440.774 -608.87 EVASIÓN SUMIDERO

Presa Principal 95.303 28.36 EVASIÓN EVASIÓN

Afluente Puente Venecia -34.123 -96.93 SUMIDERO SUMIDERO

Cola Yaguará -19.642 -1841.28 SUMIDERO SUMIDERO

Embarcadero Yaguará 1444.585 -846.62 EVASIÓN SUMIDERO

Litoral Derecho Santa Helena -5.778 -15.40 SUMIDERO SUMIDERO

Litoral Izquierdo Santa Helena -7.228 -85.43 SUMIDERO SUMIDERO

Santa Helena 65.110 -75.55 EVASIÓN SUMIDERO

Pisciícola Pacandé 15.563 -244.48 EVASIÓN SUMIDERO

Dique 1 62.392 -183.09 EVASIÓN SUMIDERO

Punto de Captación -12.735 -355.16 SUMIDERO SUMIDERO

Puente Balley 711.171 -816.75 EVASIÓN SUMIDERO

500m abajo del sistema 925.083 -453.33 EVASIÓN SUMIDERO

Flujo de CO2 (µmol/cm2*s) ComportamientoSUBEMBALSE ZONA DEL EMBALSE

CAPTACIÓN Y

SALIDA DEL SISTEMA

ESTACIONES DE MONITOREO

MAGDALENA

Riberina

Transición

Lacustre

YAGUARA

Riberina

Transición

Lacustre



63

Gráfica. 2. Flujo de CO2 en estaciones de monitoreo ubicadas a lo largo de los sub embalses A.Magdalena yB.Yaguara. Betania, Huila-Colombia-.

A

B



64

Interpretación de resultados

Los resultados correspondientes al flujo de CO2 se encuentran resumidos en:

Tabla 7, Gráfica. 1 y Gráfica. 2.

La Gráfica. 1presenta el flujo instantáneode CO2entre la corriente y la atmósfera a

lo largo de las zonas que componen los sub-embalses Magdalena y Yaguara,

hasta el lugar de captación y salida de la represa. Los resultados para el muestreo

de un día aleatorio en Septiembre de 2006revelan que el sistema se comporta en

ese momento como emisor de CO2 hacia la atmósfera. Por el contrario, para la

medida correspondiente a un día de Septiembre del siguiente año se observa una

conducta inversa; es decir, el sistema se encuentra básicamente capturando

CO2contenidoen la atmósfera.

Se debe tener en cuenta que los registros de entrada (pH, Alcalinidad y

Temperatura) para este caso, fueron tomados en un instante cualquiera de un día

del mes de septiembre en todo un año. Para predecir con menos incertidumbre el

flujo de CO2 se deben emplear en lo posible, datos que permitan determinar la

estacionalidad de este indicador ecohidrológico y así efectuar balances anuales

(ej. diarios, horarios). Sin embargo, lo anterior no entra en los alcances de este

trabajo; el objetivo principal de esta sección consistía en ilustrar mediante un

ejemplo sencillo la forma como puede ser estimado y analizado el presente

indicador ecohidrológico.

Los resultados obtenidos deben analizarse también en un contexto espacial,

debido a que se espera variación en la cantidad de CO2 emitido/capturado por

cada una de las zonas en las que sea dividido el estudio. Es así como en la

Gráfica. 1 se observa que la mayor tasa de evasión se encuentra dentro de las

zonas riberina y de transición. Dentro de los aspectos que afectan la distribución

espacial de los flujos de CO2se encuentran los cambios bruscos respecto a la

velocidad natural de la corriente y las zonas de almacenamiento de carbono

orgánico particulado grueso (COPG). Ya se ha demostrado que gran parte del

carbono que está siendo emitido a la atmósfera por parte de fuentes hídricas

continentales, proviene principalmente del carbono orgánico (CO) que lleva poco

tiempo dentro de la columna de agua(COPG), es decir, materia orgánica lábil o de

rápida descomposición (Fuente potencial de CO2)en comparación con aquél

asociado a los sedimentos(Mayorga et al., 2005).

Es importante representar gráficamente los resultados obtenidos en términos de

flujos de entrada y salida como lo muestra la Gráfica. 2. Ya que este tipo de

ilustraciones permiten comparar el comportamiento de embalses. Para determinar



65

el flujo total de carbono hacia o desde la atmósfera se deben utilizar técnicas

apropiadas de interpolación para repartir el flujo de CO2determinado en cada una

de las estaciones, sobre todo el espejo de agua expuesto al intercambio gaseoso.

8.2.1.5. Limitaciones

Una de las limitaciones de este indicador es que está asociado a demasiadas

variables, por lo tanto, su medición permite describir su comportamiento y si está

siendo afectado o no por la construcción de una represa más noqué parámetro

específico de la represa lo está alterando.

Por otra parte, el flujo de CO2no es un indicador replicable para describir el

comportamiento de una cuenca diferente a donde ha sido medido. Es decir, así

exista otra cuenca con características similares en cuanto a topografía, hidráulica,

biodiversidad, etc., no necesariamente el flujo de CO2 va a ser el mismo.

8.2.2. Flujo de COP asociado a los sedimentos

La elección del flujo de COP asociado a los sedimentos como indicador

ecohidrológico de vulnerabilidad de la cuenca hidrográfica ante la construcción de

represas surge de la relación existente entrelos sedimentos suspendidos totales

(SST) que arrastra el cauce principal y la ecología y biogeoquímica de la totalidad

de la cuenca(Beusen et al., 2005).

El CO que ingresa a los ríos puede encontrarse en su forma orgánica e inorgánica.

Respecto a la parte orgánica, ésta se divide en COD y COP.A Su vez, el COPT se

subdivide en fracción gruesa (COPG) y fracción fina (COPF)(Yoshimura et al.,

2008). El COPF se refiere a aquella fracción que se encuentra adherida a los

sedimentos y que circula a través de la columna de agua tanto suspendida como

en el lecho del canal, mientras que el COPG hace alusión principalmente a

partículas de gran tamaño (>1mm), las cuales, representan el carbono “joven” o

“de corta vida” dentro de la corriente (hojas, frutos, semillas, excretas), llamado así

por sus características de componente lábil. De esta forma, es importante aclarar

que para describir el flujo de COP asociado a los sedimentos, se va a trabajar con

COPF, el cual, representa sólo una fracción del COPT que es transportado aguas

abajo. Además, teniendo en cuenta que el porcentaje de COP asociado a los

sedimentos del fondo de los ríos es generalmente <15% del total de SST (J. D.

Restrepo et al., 2006), se va a trabajar empleando exclusivamente el caudal sólido

suspendido.

El COPF asociado a los sedimentos es un buen representante del flujo de

Carbono a través de la cuenca, porque determina el flujo desdezonas terrestres



66

hacia el corredor fluvial y su posterior comportamiento dentro de la columna de

agua(Ludwig et al., 1996; Worrall et al., 2007); con lo cual, es posible inferir que el

presente indicador ecohidrológico relaciona dos interfases del medio ambiente al

mismo tiempo: 1. La interfase del regolito del suelo (proceso de descomposición y

balance hidrológico) (Esquema 13(b)),debido a que la presencia de COPF dentro

del cauce depende de procesos como la escorrentía superficial (arrastra el COPF

hacia la corriente), o por efectos de erosión en las laderas, lo cual, genera que

aquel material que quedó adherido al suelo, entre a la columna de agua y sea

posteriormente transportado y 2. La interfase del cauce principal con el proceso de

hidráulica y espiral de nutrientes(Esquema 14 (d)), cuya función se basa en el

transporte y transformación del COPF, una vez éste ha ingresado a la columna de

agua.

De acuerdo a lo expuesto anteriormente, elcomportamiento del indicador

ecohidrológico propuestoen este capítulo, depende de procesos que se

desarrollan dentro de la cuenca hidrográfica como la erosión, sedimentación,

escorrentía superficial, etc. y de aquellas variables que controlan tales fenómenos

como la topografía, el clima, propiedades del suelo, cobertura vegetal, uso del

suelo, pendiente del canal, entre otras. Es así como, el flujo de COPF asociado a

los sedimentos se puede considerar fuente de información para comprender la

variación natural en la disponibilidad decarbono orgánico a escala regionaly

aquella inducida por actividades antropogénicas(J. D. Restrepo et al., 2006) como

la construcción de represas, las cuales, generan obstrucción al paso de partículas,

dentro de ellas los sedimentos, hacia la parte baja del río (Friedl & Wüest, 2002;

Ledec & Quintero, 2003).


La metodología convencionalmente empleada para determinar el flujo de COPF

asociado a los sedimentos se basa en el cálculo del porcentaje (%) de COP que

contienen los SST dentro de la corriente. Dicha concentración de carbono

orgánico puede variar tanto en el espacio como en el tiempo (Worrall et al., 2007).

Diferentes autores han presentado porcentajes de COP asociado a los SSTen

función del área de la cuenca. Para el caso de ríos Británicos,Worrall et al., (2007)

presenta porcentajes del 11%, 14%, 6.9-14.1% (A=13.20 Km2), 15-17% (A=373-

8231 Km2) (Hope et al., 1997; Hillier, 2001; Neal, 2003).Sin embargo, la

metodología empleada en este caso es la propuesta por (Ludwing et al., 1996;

Beusen et al., 2005); la cual, se basa en la aplicación de una ecuación que

relaciona los SST y el %COP a partir de parámetros como el caudal y el área de la

cuenca. (Figura 10). Dichos autores encontraron que a mayor concentración de



67

sólidos suspendidos totales (TSSC), existe una tendencia a la disminución del

%COP asociado a los sedimentos, además, dicha tendencia no es lineal. Tal

comportamiento se debe a dos razones: 1. El aumento de TSSC en el agua

genera decaimiento de la producción primaria del sistema por ausencia de luz; al

mismo tiempo, disminuye la disponibilidad de COP que pueda adherirse a los

sedimentos en suspensión y 2. El aumento de la TSSC genera un efecto de

disolución de los componentes del sedimento en el agua, con lo cual, aumenta la

fracción mineral dentro del sistema.

Figura 10.Porcentajes de COP (%) dentro de los SST vs. Concentración de SST(Ludwig et al., 1996).

Para aplicar esta metodología senecesitanfundamentalmente datos de caudal

medio anual, SST y área de la cuenca. Esta información se puede obtener de

registros nacionales.

Al encontrar las concentraciones de COP asociadas a los sedimentos a lo largo de

cauce fluvial, se pretende tener una noción del flujo de carbono orgánico dentro de

las interfases del medio ambiente y con esto, estar en la capacidad de asociar

cambios que se presenten en dicho flujo, con la vulnerabilidad de toda la cuenca

respecto a la construcción de represas.A continuación, se describen las

ecuaciones correspondientes a la metodología escogida para este indicador

ecohidrológico.



68

8.2.2.2. Ecuaciones

Contenido de COP

Donde,

Donde,

8.2.2.3. Procedimiento de cálculo

1. Emplear los datos de SST, área de la cuencay caudal de descarga para

hallar el valor de la concentración media anual de COP de la ecuación (2).

2. Determinar el porcentaje de COP asociado a los sedimentos, mediante la

expresión (1).

3. Aplicar el porcentaje hallado en el numeral anterior al valor de TSSC. El

dato resultante corresponde al COP que es transportado por el río a través

de los sedimentos en suspensión.

8.2.2.4. Ejemplo de cálculo

Para el ejemplo de cálculo se empleó información de área (A), producción de

sedimentos suspendidos (Sy) y descarga (Q) de 32 estaciones nacionales

ubicadas sobre el punto más bajo de cada uno de los ríos tributarios que

demarcan las sub-cuencas de la cuenca Magdalena- Colombia- y de las cuales,

existe información disponible(Mapa 2.). Tales datos fueron obtenidos de (J. D.

Restrepo et al., 2006), quien a su vez los adquirió a través del Instituto de

Hidrología, Meteorología y Estudios Ambientales (IDEAM)de Colombia (Tabla 8).



69

La cuenca del Magdalena contiene el sistema fluvial más largo de Colombia, pero

éste se encuentra altamente intervenido por el hombre(Juan D., 2008). Algunas de

las intervenciones sobre la cuenca del río Magdalena son generadas por el uso del

suelo y la construcción de las represas como el Quimbo, Betania, Salvajina, entre

otras. Dentro de sus características principales se puede anotar la alta producción

y descarga de sedimentos hacia otras cuencas; lo cual, la convierte en un buen

ejemplo para el estudio de la dinámica del COP relacionado a los SST.

Mapa 2.Cuenca del Magdalena, Colombia. Mostrando sus principales tributarios (números y círculos) y estaciones hidrológicas (triángulos) donde fueron medidas la carga de sedimentos y la descarga(J. D.

Restrepo et al., 2006).



70

Tabla 8. Registros de área (Km

2), producción de sedimentos suspendidos (T/(Km

2*año)) y descarga media

anual (m3/s) (J. D. Restrepo et al., 2006).

Para ilustrar el procedimiento de cálculo, a continuación se presentan los

resultados obtenidos para la estación correspondiente al Río Guarapas.

Concentración de sólidos suspendidos totales

Contenido de COP asociado a los sedimentos

Lo cual es equivalente a

El resumen de resultados se encuentra en la (Tabla 9)

N° RÍO A (Km2) D(mm/Ka) Sy (T/Km2*año) Q (m3/S) N° RÍO A (Km2) D(mm/Ka) Sy (T/Km2*año) Q (m3/S)

1 GUARAPAS 503 91.9 138 8 17 GUARINO 976 309.2 464 34

2 SUAZA 989 381.4 572 44 18 LA MIEL 2121 835.2 1253 243

3 PÁEZ 4078 521.5 782 185 19 NEGRO 4604 1153.2 1730 136

4 YAGUARA 1386 395 593 15 20 COCORNA 799 496.4 745 56

5 NEIVA 756 225.3 338 17 21 NUS 320 387.8 582 17

6 CEIBAS 220 387.1 581 5 22 SAMANÁ 1490 416.4 625 181

7 CABRERA 2446 503.4 755 71 23 NARE 5711 301.7 452 396

8 LUISA 342 121 181 9 24 CARARE 4943 1466.5 2200 232

9 SUMAPAZ 2435 137.9 207 43 25 OPÓN 1698 1315.5 1973 90

10 BOGOTÁ 5544 159.3 239 39 26 LEBRIJA 3500 838.5 1258 90

11 COELLO 1580 690 1035 40 27 SUÁREZ 9312 244.6 367 300

12 LAGUNILLA 663 205.5 308 18 28 FONCE 1849 204 306 84

13 RECIO 610 171.5 257 20 29 SOGAMO 21513 347.8 522 488

14 SALDAÑA 7009 847.1 1271 320 30 CAUCA 59615 549 823 2373

15 CUCUANA 725 345.7 519 13 31 CESAR 16657 6.4 10 53

16 GUALÍ 480 268.7 403 23 32 S. JORGE 4463 369.1 554 198



71

Tabla 9. Resultados de COP asociado a los sedimentos de las 32 estaciones, cuenca del Magdalena -

Colombia-.

Gráfica. 3. Contenido de COP asociado a los SST, correspondiente a las estaciones nacionales de la cuenca del Magdalena, expresado como Ton/Km

2*año.

N° RÍO CCOP (%) COP (Ton/Km2*año) N° RÍO CCOP (%) COP (Ton/Km2*año)

1 GUARAPAS 1.618 2.2322 17 GUARINO 1.186 5.5050

2 SUAZA 1.218 6.9657 18 LA MIEL 1.371 17.1766

3 PÁEZ 0.980 7.6611 19 NEGRO 0.493 8.5232

4 YAGUARA 0.500 2.9628 20 COCORNA 1.399 10.4257

5 NEIVA 1.085 3.6663 21 NUS 1.369 7.9684

6 CEIBAS 0.737 4.2794 22 SAMANÁ 2.299 14.3684

7 CABRERA 0.728 5.4951 23 NARE 1.969 8.8979

8 LUISA 1.899 3.4367 24 CARARE 0.524 11.5353

9 SUMAPAZ 1.303 2.6978 25 OPÓN 0.583 11.4983

10 BOGOTÁ 0.613 1.4660 26 LEBRIJA 0.516 6.4961

11 COELLO 0.556 5.7525 27 SUÁREZ 1.331 4.8840

12 LAGUNILLA 1.335 4.1112 28 FONCE 1.926 5.8927

13 RECIO 1.736 4.4623 29 SOGAMO 0.793 4.1397

14 SALDAÑA 0.695 8.8353 30 CAUCA 0.857 7.0513

15 CUCUANA 0.678 3.5163 31 CESAR 3.108 0.3108

16 GUALÍ 1.653 6.6627 32 S. JORGE 1.244 6.8930

TOTAL 205.7696

02468

1012141618

GU

AR

AP

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YAG

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RA

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S. J

OR

GE

CO

P (

Ton

/Km

2*a

ño

)

Estaciones

COP asociado a los SST



72

Interpretación de resultados

La Gráfica. 3.Representa el contenido de COP asociado a los sedimentos (COPF)

correspondiente a un porcentaje dentro de la cantidad de SST que transportan

cada uno de los afluentes a la cuenca del río Magdalena. De ésta se destaca que

el COP asociado a los sedimentos es un porcentaje bastante pequeño cuando es

comparado con los valores del transporte de SST de la respectiva corriente.

Adicionalmente, se observa que el río que traslada la mayor cantidad de COP en

suspensión relacionado a los sedimentos es La Miel y por el contrario, aquel que

menos descarga COPF al sistema principal de la cuenca del Magdalena es el río

Cesar. De esta forma, si se quisiera construir una represa dentro de alguno de

estos sistemas fluviales, se podría decir a simple vista que el mejor lugar para

hacerlo debería ser la sub cuenca del río Cesar. No obstante, como será explicado

en capítulos posteriores, primero es necesario llevar a cabo un análisis de

vulnerabilidad de la cuenca hidrográfica, empleando el indicador ecohidrológico,

que arroje la función que ésta se encuentra desarrollando y de allí, determinar si la

alteración de este indicador ecohidrológico gracias a la presencia de una represa,

representa más o menos vulnerabilidad para el sistema.

Por otra parte, comparando el dato total de COP asociados a los sedimentos que

estaría entrando al sistema fluvial principal del Magdalena 205.77 Ton/Km2*año

encontrado en este proyecto (Tabla 9), con aquel registrado en la descarga al

océano 4.2 Ton/Km2*año por Beusen et al.(2005)en su estudio del contenido de

COP asociado a los sedimentos que es transportado por sistemas a nivel global,

se destaca que este último es significativamente menor al que se presenta acá. Lo

cual, está relacionado con el campo de aplicación de la metodología empleada en

este caso, ya que ésta fue diseñada para sistemas de gran magnitud y está siendo

utilizada en sub cuencas, cuyo río es por lo general de poca extensión. Además,

se debe tener en cuenta que hay otros factores influyendo dicho resultado, como

por ejemplo, los procesos que tienen lugar dentro de un corredor como el

Magdalena, los cuales, permiten procesar grandes cantidades de COP durante su

recorrido, son muy diferentes en contraste con aquellos que lleva a cabo un río de

menor longitud (procesan menores cantidades de COP).



73

Gráfica. 4. Comparación del contenido de COP asociado a los SST, empleando porcentajes definidos por(Hope et al., 1997; Hillier, 2001; Colin Neal, 2003;

Worrall et al., 2007)y la metodología de(Beusen et al., 2005).



74

En cuanto al contenido de COP asociado a los sedimentos que se obtiene

aplicando los porcentajes sugeridos por algunas metodologías (Hope et al., 1997;

Hillier, 2001; Colin Neal, 2003; Worrall et al., 2007) y su paralelo con el conseguido

mediante la metodología presentada (Gráfica. 4), sobresale el hecho de que

aquellos porcentajes de otras metodologías son constantes para todos los ríos, lo

cual, no es del todo acertado debido a que el porcentaje de COP asociado a los

sedimento cambia en el espacio y bajo características y procesos específicos de

cada sistema. Además, aunque el método empleado en este trabajo puede estar

subestimando los contenidos de COPF en proporción a los otros, tiene más criterio

de credibilidad respecto a los resultados, ya que para su cálculo se tienen en

cuenta otras variables además del área de la cuenca.


Es importante resaltar que este indicador al no tener en cuenta el contenido de

MOPG que se traslada por la columna de agua, podría estar subestimando la

cantidad de COPT que posiblemente será retenido con la construcción de

represas, cuya proporción puede ser bastante significativa en cuanto al

funcionamiento de la cuenca hidrográfica; no solo dentro de procesos asociados

con el mismo indicador sino con otros indicadores como la evasión de CO2

8.2.3. Flujo de COP en función de la caída de hojarasca

La elección del flujo de COP en la interfase bosque-atmósfera como indicador

ecohidrológico de vulnerabilidad sensible a impacto por construcción de represas

parte del análisis del papel que desarrolla la vegetación dentro de las cuencas

hidrográficas como generadora de carbono mediante su proceso de caída de

hojarasca. Dicho proceso, conecta la producción primaria neta del bosque con el

flujo de nutrientes y en particular, la transferencia de carbono desde zonas

terrestres hacia sistemas acuáticos (Bray & Gorham, 1964; Ranger et al., 2003;

Scheer et al., 2011).

La caída de hojarasca corresponde a la interfase bosque-atmósfera ya que su

desarrollo se encuentra relacionado con el proceso de fotosíntesis y eventos de

precipitación y vientos (generan aumento en la caída de hojarasca) (Gonçalves

Júnior et al., 2006). Este fenómeno ocurre cuando las plantas pertenecientes a la

zona riparia o ribereña de un río dejan caer sus hojas, frutos, semillas, etc.,

cumpliendo el respectivo proceso vegetativo (Schlesinger, 1991). Una vez dichos

restos orgánicos (ricos en carbono) han caído al suelo, se convierten en fuente de

energía para otros organismos, quienes los procesan mediante la respiración y/o



75

en su defecto, son transportados hacia otros sistemas (Prescott, 2005; Scheer et

al., 2011).

El flujo de COP proveniente del proceso de caída de hojarasca representa la

fracción orgánica particulada gruesa (COPG) que ingresa a los sistemas

heterotróficos (que dependen de aportes externos para su funcionamiento). Dicha

fracción es lo suficientemente representativa como para que al ser alterado su

flujo, se intervenga el funcionamiento natural no sólo de la interfase bosque-

atmósfera, sino también del cauce principal y el regolito del suelo. En

consecuencia, el comportamiento de toda la cuenca (Mayorga et al., 2005).

La construcción de represas aporta a dicha alteración del flujo de COP a través de

la supresión de bosques por la apertura de vías, explotación de canteras,

regulación del caudal aguas abajo de la captación y la inundación de algunos otros

por parte del embalse (Friedl & Wüest, 2002; Sternberg, 2006). En este caso se

analiza la hojarasca que cae directamente al suelo del bosque. Sin embargo,

cuando la vegetación riparia se encuentra bordeando de forma cercana el corredor

fluvial, una parte de estos restos vegetales caen directamente a la columna de

agua, omitiendo su paso por la capa del suelo (Gonçalves Júnior et al., 2006).


La metodología más generalizada para la estimación del flujo de COP proveniente

de la vegetación riparia está basada en la medición directa de la cantidad de

hojas, frutos, semillas, ramas, etc. que se desprenden de los árboles (caída de

hojarasca) durante un lapso de tiempo determinado(generalmente a nivel

mensual) (Gonçalves Júnior et al., 2006; Inagaki et al., 2010; Scheer et al., 2011).

El procedimiento sigue los siguientes pasos:

1. Recolección de muestras: Para esto se emplean cestos suspendidos de

diámetros que varían entre 0.5m y 1m según el caso. Dichos cestos son

ubicados de forma aleatoria dentro del bosque, de tal manera que sea

cubierta la mayor área posible y que las muestras que se obtengan sean

significativas.

2. Clasificación de detritos foliares: Las muestras recolectadas son

clasificadas en tantas fracciones como el estudio lo amerite. Dentro de

dichas fracciones se encuentran:

Hojas

Semillas

Ramas



76

3. Lavado: Los detritos deben ser lavados en laboratorio sobre una malla de

(1mm x 1mm) que permita eliminar el material orgánico particulado fino

(aquel que pasa la malla).

4. Secado: Posteriormente, las muestras son llevadas al horno a una

temperatura constante que puede estar entre los 60°C y los 70°Cdurante un

tiempo aproximado de 72 horas.

5. Pesado: Una vez extraídas del horno, las muestras deben ser pesadas

para determinar el peso seco total al mg más cercano.

6. Incineración: Las muestras son incineradas a 550°C durante 4 horas; lo

anterior, con el propósito de extraer todo el componente orgánico (Carbono

Orgánico) de las muestras.

7. Pesaje final: Finalmente, las muestras son pesadas de nuevo para

determinar el peso seco libre de cenizas.

Algunas metodologías estiman las concentraciones de carbono usando

directamente aparatos electrónicos como analizadores de combustión seca

(Scheer et al., 2011).


Los cambios en el uso del suelo la amplitud y la rapidez con que éstos varían en el

contexto nacional, puede generar que el indicador ecohidrológico que se propone

sea útil para lapsos de tiempo más cortos de lo que se esperaría. Igualmente, es

difícil extrapolar un indicador de este tipo a toda la cuenca. Por lo tanto se

necesitan de varias mediciones y no de una sola sobre toda la cuenca

hidrográfica.

8.2.4. Flujo de COD en la zona subsuperficial

El carbono orgánico disuelto que fluye a través de la zona subsuperficial de los

corredores fluviales, representa un importante enlace entre los procesos

ecológicos e hidrológicos que ocurren en la interfase suelo-agua (Darrel Jenerette

& Lal, 2005; Kawasaki et al., 2005). De hecho, el estudio de la dinámica de este

componente del ciclo del Carbono requiere tanto de aproximaciones

biogeoquímicas como hidrológicas que permitan describir los procesos de

almacenamiento y liberación de Carbono en cuencas (Kawasaki et al., 2005). Lo

anterior, por definición, indica que este flujo hace parte, indiscutiblemente de una

propuesta de indicadores ecohidrológicos asociados al ciclo del Carbono.



77

El COD tienen un papel importante en el funcionamiento biogeoquímico de las

cuencas hidrográficas puesto que afecta procesos ecológicos que incluyen el

metabolismo (acuático y terrestre), el balance entre condición

autotrófica/heterotrófica en el corredor fluvial, la toma de nutrientes por parte de

las comunidades biológicas, entre otras (Stanley et al., 2011). Así mismo, las

concentraciones de COD en corredores fluviales, lagos y humedales proporcionan

un índice de la influencia de la cuenca sobre los procesos ecológicos de los

ambientes acuáticos de la misma (Gergel et al., 1999).

A pesar del importante rol que el COD intercambiado a nivel de la zona

subsuperficial cumple dentro del ciclo global del Carbono (Kawasaki et al., 2005;

Stanley et al., 2011) pocos estudios han evaluado la dinámica de ese componente

en el continuum suelo-agua subterránea-corredor fluvial (Kawasaki et al., 2005). A

su vez, las concentraciones de COD en el continuum mencionado varían en el

espacio y en el tiempo bajo la influencia de factores climáticos, biológicos y

geomorfológicos (Kawasaki et al., 2005; Stanley et al., 2011).

Los factores que afectan la distribución espacial del DOC en el suelo están

relacionados con la retención de las moléculas orgánicas sobre las superficies

sólidas del suelo mediante la formación de complejos metal-orgánicos. Las

variaciones temporales de las concentraciones de DOC en el suelo están

relacionadas principalmente con la actividad biológica (consumo/descomposición)

y con el movimiento del agua a través de los canales de flujo subsuperficial. De

hecho, estos procesos afectan la cantidad y calidad de COD que puede llegar

desde los ambientes terrestres hasta el corredor fluvial (Kawasaki et al., 2005).

Finalmente, cabe mencionar que las concentraciones de DOC, al interior de

corredor fluvial, son influenciadas por la producción primaria, la descomposición

microbiana, absorción y fotodegradación(Stanley et al., 2011).


Las metodologías disponibles para la medición del intercambio de COD en la zona

subsuperficial incluyen el conocimiento de las concentraciones de COD en el agua

subterránea, el agua superficial, así como también la velocidad con la que se

mueve el fluido en la zona de interfase. En general las concentraciones de COD

pueden estimarse a partir de muestras obtenidas en pozos que interceptan

importantes rutas de flujo de agua subterránea (Mc. Cutchan Jr. et al., 2003). La

evaluación de las concentraciones de COD en el agua superficial hace parte de

ensayos rutinarios de calidad del agua.



78

El flujo de agua en la interfase superficie-subsuperficie puede evaluarse mediante

la inyección de trazadores conservativos en el agua subterránea con el posterior

monitoreo del incremento de tales concentraciones en el agua superficial (Mc.

Cutchan Jr. et al., 2003). No obstante, las técnicas descritas brevemente en los

párrafos anteriores, han sido desarrolladas para estudios a la escala del tramo y

los resultados obtenidos no son fácilmente escalables a las dimensiones de la

cuenca, dada la alta variabilidad espacial y temporal de los flujos de intercambio

superficie-subsuperficie (Baker et al., 2003). Cuando el objetivo es la incorporación

de la contribución de los flujos subsuperficiales al balance de COD a la escala de

la cuenca, otras aproximaciones deben ser utilizadas.

En 2003 Baker y colaboradores propusieron ampliar el concepto de flujo de agua

subsuperficial de la Ley de Darcy a la escala de la cuenca y estimar potenciales de

flujo subsuperficial partiendo de información suministrada por Sistemas de

Información Geográfica (SIG). El modelo desarrollado es conocido como MRI-

DARCY y consiste en un modelo topográfico que estima a partir de un Modelo de

Elevación Digital (DEM, por sus siglas en inglés) la probabilidad de que un punto

específico presente un flujo de recarga o descarga con respecto a la zona

subsuperficial. El modelo propuesto por Baker et al. (2003) hace las siguientes

suposiciones:

a. La Ley de Darcy puede ser aplicada usando un SIG para predecir la

variación espacial en el flujo potencial subsuperficial a la escala de la

cuenca.

b. El flujo subsuperficial local puede ser inferido a partir de la posición

topográfica de una celda raster en el DEM dentro de un contexto

regional.

c. El flujo subsuperficial es un resultado directo de la cabeza de elevación

más que de la cabeza de presión.

d. La conductividad hidráulica puede ser estimada a partir de un mapa

geológico de la cuenca.

El MRI-DARCY arroja como resultado un mapa de flujo subsuperficial potencial a

través de toda la cuenca (Figura 11). Este resultado realmente representa una

situación que debe ser interpretada como el promedio de las condiciones

hidrológicas prevalecientes.

Una de las ventajas de esta aproximación es que permite relacionar los flujos

potenciales subsuperficiales con otros atributos del paisaje involucrados en la

dinámica del COD tales como régimen climático, cobertura vegetal y

geomorfología, permitiendo una mejor aproximación a la estimación de las



79

contribuciones de la cuenca al balance de COD. De hecho, Baker et al. (2003)

emplearon el MRI-DARCY para estudiar la hidrología de las zonas riparias y su

influencia en el transporte de nutrientes en la cuenca baja del río Michigan.

Figura 11. Ejemplo de análisis SIG de la carga potencial de agua subterránea hacia los cauces de la parte baja de la península de Michigan. Las estimaciones estuvieron basadas en una modelación tipo raster de la ley de Darcy: velocidad del agua subterránea (m/día) = conductividad hidráulica (m/día) * pendiente hidráulica. (a) Mapa de elevación digital (USGS; remuestreado a 1Km2 de resolución) usado para derivar el mapa de pendientes topográficas. (b) Mapas de pendiente topográficas (m/m), (c) mapa de Geología del Cuaternario usado para derivar (d) mapa de conductividad hidráulica (m/día) (e) Índice de agua subterránea para el Inventario de Ríos de Michigan. Este índice aproxima la velocidad de flujo del agua subterránea (m/día) para cada kilómetro cuadrado del raster. Se considera que los rasters con los valores más altos tengan mayores tasas de entrada de agua subterránea hacia las corrientes superficiales, humedales y lagos. El índice fue producido al multiplicar los mapas (b) y (d). El Índice de Agua Subterránea ha sido usado en varios proyectos de clasificación y modelamiento por ecólogos acuáticos en el Departamento de Recursos Naturales de Michigan(Baker et al., 2003) .

La propuesta metodológica en este caso consiste en utilizar modelos como el MRI-

DARCY en conjunto con información de coberturas vegetales para ubicar las

principales zonas dentro de la cuenca que puedan efectuar las mayores

contribuciones de COD mediante flujo subsuperficial. En estos puntos, los flujos de

COD deberían ser evaluados directamente para reducir los errores en las

estimaciones de flujos de COD.



80


Una de las principales limitaciones de este indicador está relacionada

principalmente con la metodología propuesta para su medición. Lo anterior es

debido a que la evaluación de la contribución del COD subsuperficial se encuentra

apoyada en una aproximación actualmente en fase de perfeccionamiento de su

capacidad predictiva (modelo MRI-DARCY; (Baker et al., 2003)). De hecho, Baker

et al. (2003) reconocen que las predicciones del MRI-DARCY están encaminadas

a resaltar patrones espaciales generales a la escala del paisaje, en tanto que su

resolución temporal es nula.

Sin embargo, lo que se propone en este caso es utilizar el MRI-DARCY para

delimitar las áreas de la cuenca en las que el flujo potencial subsuperficial es más

elevado y luego obtener mediciones directas en varios de estos puntos. A partir de

estas mediciones podrían construirse las variaciones temporales requeridas para

los objetivos del estudio que se esté llevando a cabo.

8.3. INDICADORES ECOHIDROLÓGICOS Y VULNERABILIDADDE

CUENCAS HIDROGRÁFICAS FRENTE A LA CONSTRUCCIÓN DE

REPRESAS

Este capítulo se concentra básicamente en resaltar la importancia de involucrar la

vulnerabilidad ambiental en el proceso de toma de decisiones dentro de proyectos

que intervienen las cuencas hidrográficas, específicamente, proyectos de

construcción de represas, además, busca describir la forma de medición de dicha

vulnerabilidad, apoyándose en los indicadores ecohidrológicos seleccionados en el

capítulo anterior.

8.3.1. Análisis de vulnerabilidad

La definición de vulnerabilidad cambia de acuerdo al objetivo de estudio; lo

anterior, conjuntamente con el hecho de que cada una de las dimensiones es un

sistema complejo y la vulnerabilidad no es un fenómeno directamente observable,

ha ocasionado que el desarrollo de metodologías para determinar la vulnerabilidad

de un sistema no represente una tarea fácil de cumplir (A. L. Luers et al., 2003).

Sin embargo, la literatura reporta varias aproximaciones para llevar a cabo este

tipo de análisis(A. L. Luers et al., 2003; Kumpulainen, 2006; Metzger et al., 2006;

Zhai et al., 2007; de Figueirêdo et al., 2010; Ippolito et al., 2010; Toro et al., 2012).

Observando dichas metodologías se detecta que en su gran mayoría, están

basadas en la elaboración de curvas Estrés-Respuesta (Figura 12). Las cuales,

aunque han sido útiles en la descripción del comportamiento de sistemas



81

ingenieriles, cuyas características composicionales (materiales) y estructurales

son ya conocidas y por ende su comportamiento predecible (Figura 12.A), cuando

éstas mismas son implementadas para el estudio de sistemas complejos como lo

son los naturales, presentan ciertas limitaciones (Figura 12. B y C).

Figura 12. Curvas Estrés- respuesta convencionalmente aplicadas en diferentes disciplinas para establecer el

comportamiento de A. Materiales (Diagrama esfuerzo-deformación unitaria de un acero estructural común en tensión) (Gere & Ph.D, 2009); B. Comunidades (Capacidad adaptativa representada por la habilidad del sistema para cambiar su función de bienestar) (A. Luers et al., 2003) y C. Sistemas naturales (Relaciones hiptéticas entre la respuesta de la condición biológica de un ecosistema, frente al incremento de un estrés ambiental. Donde A. Respuesta no linear en el rango alto del gradiente, B. Subsiguiente respuesta al estrés, C. Respuesta lineal y D. Respuesta no lineal en el rango bajo del gradiente (Allan, 2004).

Dentro de estas limitaciones cabe señalar las siguientes:

En un ecosistema natural existe incertidumbre respecto al tipo de respuesta

que éste va presentar cuando se somete a un estrés determinado, ya que

las características adaptativas de este tipo de sistemas hacen que dicha

respuesta pueda tomar diferentes trayectorias.

Con las aproximaciones ingenieriles se escoge el esfuerzo que se le aplica

al sistema y se evalúa su comportamiento respecto a ese esfuerzo en

particular. Sin embargo, en un sistema complejo no se debe escoger un

estrés particular porque no se tiene certeza si aquel que se escogió es

B A

C



82

realmente el que genera el comportamiento que describe la trayectoria o si

es el único que la está creando. Esta idea puede observarse con mayor

claridad mediante la matriz de identificación de impactos propuesta en

capítulos anteriores (¡Error! No se encuentra el origen de la referencia.),

onde una misma actividad dentro de un proyecto de construcción de

represa “esfuerzo sobre el sistema”, impacta varios procesos asociados a

los ciclos de nutrientes simultáneamente y dentro de distintas interfases del

ecosistema. Además, teniendo en cuenta que estos procesos están

afectados no sólo por esa, sino por otras actividades del proyecto y a su

vez, son procesos que reflejan interacciones entre ellos mismos, es un reto

determinar cuál de todas las actividades está generando el impacto que se

quiere evaluar y sobre cuál proceso termina siendo más representativa.

Las curvas estrés-deformación o estrés-respuesta son curvas estándar que

definen el comportamiento de cualquier sistema con las mismas

características. Pero, ¿Cómo representar de forma acertada la deformación

de un sistema natural con este tipo de aproximación, cuando se conoce de

antemano que éste está basado en la complejidad y en la individualidad?

(Friedl & Wüest, 2002).

Con esta última pregunta queda abierta la necesidad de trabajar con

aproximaciones metodológicas que contengan un enfoque holístico en cuanto a la

percepción del medio ambiente. Dentro de este tipo de aproximaciones se

encuentra la desarrollada por (de Figueirêdo et al., 2010), la cual, propone definir

la vulnerabilidad de cuencas hidrográficas respecto a la implementación de

tecnologías de innovación agrícola, a través del siguiente procedimiento:

1. Selección de indicadores, ésta fase se ejecuta teniendo en cuenta dos

condiciones: a. Los indicadores deben ser relevante dentro del contexto de

cuenca hidrográfica y b. Debe existir información confiable que permita

medir los indicadores. Preferiblemente proveniente de bases de datos

oficiales. Dentro de los escogidos para innovaciones agrícolas estan:

sostenibilidad agrícola, aridez del clima, intensidad de lluvia, entre otros.

2. Organización de indicadores bajo el criterio de Exposición, Sensibilidad y

Resiliencia.

3. Medición de los indicadores y posterior asignación de un rango de

vulnerabilidad. Para el caso de innovaciones agrícolas, la medición de los

indicadores se llevó a cabo con ayuda de bases de datos oficiales y el

rango de vulnerabilidad fue establecido empleando un sistema de

asignación de pesos, donde la suma de los valores asignados para un

grupo de indicadores (e.j. sensibilidad) debe ser igual a uno (1),



83

posteriormente, dicho peso se suma con el valor obtenido en la medición de

cada indicador, para finalmente obtener un dato entre 1-2.

4. Definición del nivel de vulnerabilidad. De acuerdo al rango establecido

para los indicadores seleccionados, los autores determinaron 1Baja

vulnerabilidad y 2Alta vulnerabilidad.

La principal desventaja que se encuentra al procedimiento descrito arriba y la cual,

constituyó un nuevo reto para esta investigación, se encuentra en la definición del

nivel de vulnerabilidad, lo anterior debido a que de acuerdo al tipo de indicadores

que sean seleccionados para determinado caso de estudio, es necesario contar

con criterios suficientes para definir la vulnerabilidad del sistema. En

consecuencia, para los indicadores ecohidrológicos Flujo de CO2 en la interface

agua-atmósfera, Flujo de COP asociado a los sedimentos, Flujo de COP en

función de la caída de hojarasca y Flujo de COD en la zona subsuperficial,

propuestos en este trabajo, se hace necesario definir qué comportamiento de los

mismos hace más o menos vulnerable a la cuenca hidrográfica cuando se plantea

como amenaza la introducción de una represa.

Una aproximación para resolver este inconveniente parte de tres premisas:

1. La vulnerabilidad se encuentra asociada a la alteración del balance

funcional de cuencas hidrográficas.

En este sentido se hace referencia a las funciones que identifican una cuenca, las

cuales, envuelven la repartición, el almacenamiento y la liberación de agua,

materia y energía (Wagener et al., 2008).

Si se toma la cuenca hidrográfica como el volumen de control (Vc) y se analiza su

hidrología; la función de Repartición se describe como la diversidad de flujos que

entra al Vc y su posterior división a través de procesos como la infiltración,

intercepción, percolación, etc. De la misma forma, la función de Almacenamiento

es representada por la retención de los flujos dentro del Vc, mediante la presencia

de acuíferos, cuerpos de agua, humedad del suelo, entre otros. Por último, la

función de Liberación se define como la salida de los flujos de materia y energía

del Vc, la cual, está conformada por dos sub funciones: la trasmisión y el

transporte. La diferencia entre las dos últimas, radica en que la trasmisión

involucra salida de materiales ya transformados dentro del Vc, mientras que el

transporte refleja liberación de materiales en las mimas condiciones como éstos

ingresaron al Vc. En el caso hidrológico, está función está representada por

procesos como la evaporación, transpiración, transporte de sedimentos, etc.



84

Figura 13. Balance de carbono en un tipo de lago de la llanura inundable amazónica, Brasil. Aplicando el concepto de “tubería activa”. Adaptado de: “Lakes and reservoirs as regulators of carbon cycling and

climate”(Tranvik et al., 2009).

Como el propósito de este trabajo es determinar la función de la cuenca

hidrográfica a partir del ciclo biogeoquímico del carbono (C), se debe tomar como

Vc el corredor fluvial principal de la cuenca, siendo allí donde confluyen todas las

formas del carbono (COD, CID) y por lo tanto, el lugar idóneo para hacer el

balance de masa de dichos flujos. Tranvik y colaboradores (2009) presentan seis

(6) balances de flujo de carbono en lagos de diferentes tipos de ecosistema (Tabla

10), aplicando el concepto de “tubería activa” propuesto por (Cole et al., 2007).

En la Figura 13 se muestra uno de los balances mencionados, en el cual, es

posible identificar la función de repartición mediante el conteo de la variedad de

formas del carbono que ingresan a la tubería (COT, CID, COD, COP), la función

de almacenamiento a través del “almacenamiento en los sedimentos” y la función

de liberación, dividida entre transporte “liberación de las distintas formas del

carbono aguas abajo” y trasmisión “salida de CO2 y CH4”.

Tabla 10. Balances de carbono para lagos individuales, aplicando el concepto de “tubería activa” (Tranvik et al., 2009).

Observando los balances de cada uno de los ecosistemas planteados en la Tabla

10, se observa que éstos últimos desarrollan las tres funciones al mismo tiempo y

que a su vez, cada una de las funciones tiene asociado un porcentaje dentro del

funcionamiento total del sistema. Tales porcentajes representan, del 100% de

funcionamiento de un ecosistema determinado, cuanto se da gracias al

cumplimiento de la función de Trasmisión, Transporte y Almacenamiento

ECOSISTEMA TRASMISIÓN TRANSPORTE ALMACENAMIENTO

Lago ártico, Alaska 20% 78% 2%

Lago boreal en roca no carbonatada, Suecia 42% 39% 19%

Lago de agua dura en cuenca de lago abierto, Saskatchewan, Canada 2% 70% 30%

Lago norte-templado en cuenca de lago cerrado, Minnesota 21% 68% 11%

Reservorio para agricultura, Ohio 1% 66% 33%

Lago en planicie inundable amazónica, Brasil 71% 25% 4%



85

respectivamente. Por ejemplo, retomando el balance del ecosistema Lago ártico,

Alaska que muestra la (Tabla 10); 20% del funcionamiento total del ecosistema se

da gracias al desarrollo de la función de trasmisión, 78% al desarrollo de la función

de transporte y 2% gracias al cumplimiento de la función de almacenamiento.

A partir de esta apreciación se puede afirmar que las cuencas hidrográficas

poseen un balance natural entre sus diferentes funciones, lo cual, refleja la firma

biogeoquímica de las mismas. Además, dicha firma biogeoquímica es disímil entre

cuencas hidrográficas, lo cual, hace que se convierta en una característica única

comparada con la dinámica funcional de cualquier otra cuenca hidrográfica.

2. Hay conocimiento del tipo de afectación que generan las represas

sobre el balance funcional de las cuencas hidrográficas.

Las represas modifican el balance funcional del ciclo del carbono dentro de la

cuenca disminuyendo el porcentaje de transporte, aumentando el porcentaje

asociado a la función de almacenamiento y en consecuencia, ampliando el

porcentaje de almacenamiento (Tranvik et al., 2009).

3. La distorsión de la firma biogeoquímica de la cuenca hidrográfica

plantea el nivel de vulnerabilidad de la misma.

Si por algún motivo y/o mediante algún estresor se altera la firma biogeoquímica

de la cuenca hidrográfica, se debe analizar sobre cuál(es) tipo(s) de

funcionamiento se está generando el cambio y plantear diferentes escenarios de

alteración. A partir de dichos escenarios se puede desarrollar una escala

cualitativa de vulnerabilidad.

Tomando como ejemplo la firma biogeoquímica correspondiente al ciclo del

carbono del ecosistema Lago ático, Alaska (Tabla 10), se plantean tres escenarios

posibles (Gráfica 5.). A partir de esto, el escenario original, que ilustra el

comportamiento natural de la cuenca, obtiene el nivel de No vulnerabilidad; el

escenario Modificado (a) un nivel de vulnerabilidad Alta y el escenario

Modificado (b) representa un nivel de vulnerabilidad Media, respectivamente.



86

Gráfica. 5. Posibles escenarios de alteración de la firma biogeoquímica del carbono para el ecosistema Lago

ártico, Alaska. Escenario originalfirma natural, Escenarios Modificados (a) y (b)firma alterada.

8.3.2. Aplicación en el contexto de construcción de represas

Aunque el objetivo de este trabajo no es desarrollar un análisis de vulnerabilidad,

es importante señalar y discutir la pertinencia de los indicadores ecohidrológicos

seleccionados dentro la determinación de vulnerabilidad ambiental e igualmente,

ilustrar la forma como éste tipo de indicadores pueden ayudar a medir la

vulnerabilidad de la cuenca hidrográfica, cuando ésta pretende ser intervenida con

proyectos ingenieriles como la construcción de represas.

Examinando el procedimiento descrito en la sección anterior,se observa que los

indicadores escogidos para innovaciones agrícolas aún no son de tipo acoplado;

por lo tanto, se propone que para el caso que ocupa este documento, éstos sean

reemplazados por indicadores ecohidrológicos como los seleccionados en este

trabajo, los cuales, impulsan el carácter integrador de cualquier tipo de análisis

dentro de cuencas hidrográficas.

En cuanto a la organización de indicadores dentro de los criterios de vulnerabilidad

(Exposición, sensibilidad y resiliencia), los indicadores ecohidrológicos Flujo de

CO2 en la interface agua-atmósfera, Flujo de COP asociado a los sedimentos,

Flujo de COP en función de la caída de hojarasca y Flujo de COD en la zona

subsuperficial, encajan en el criterio de Sensibilidad debido a que éstos están

propensos a ser afectados bajo la acción de una represa como agente de estrés o

amenaza dentro del sistema. Igualmente, las metodologías correspondientes a la

20%

78%

2%

60%

30%

10% 18%

80%

2%

Escenarios de alteración de la firma Funcional de un sistema

Escerario original Escenario Modificado (a) Escenario Modificado (b)



87

medición de estos indicadores ecohidrológicos ya fueron descritas para cada caso

en el capítulo correspondiente.

Por último, para definir el nivel de vulnerabilidad de la cuenca hidrográfica ante la

construcción de represas, empleando los indicadores ecohidrológicos antes

mencionados, se propone generar tres balances funcionales de carbono para

encontrar la firma biogeoquímica de la cuenca en términos del ciclo de este

elemento, a diferentes niveles de análisis (Esquema 9). El primer balance adopta el

nivel de global, el segundo, abarca la porción de cuenca ubicada aguas arriba del

punto de captación y el último balance, envuelve el área aguas abajo del punto de

captación, hasta el cierre de la cuenca.

La idea de hacer tal subdivisión se basa en que la firma biogeoquímica dentro de

una cuenca puede variar en el espacio y en el tiempo. De esta forma, al generar

tres niveles de análisis, se asegura la generación de una firma funcional global y

dos firmas biogeoquímicas parciales (espaciales) donde:

Alteración alta por parte de la represa, en la firma funcional

globalVulnerabilidad Alta

Alteración de cualquier tipo por parte de la represa, sobre las firmas

funcionales parcialesVulnerabilidad Media

Alteración baja por parte de la represa en la firma funcional

globalVulnerabilidad Baja

Esquema 15. División de balances de flujo para determinación de función dominante de cuencas hidrográficas, asumiendo la construcción de represa.



88

Una de las ventajas de aplicar esta técnica es que las decisiones asociadas al

manejo de la vulnerabilidad no sólo recaen en la firma biogeoquímica global. Sino

que por el contrario, se puede considerar la gestión de las firmas funcionales

parciales para llegar al nivel de vulnerabilidad más bajo posible.

Para finalizar este trabajo es importante señalar algunos aspectos:

Para construir la firma biogeoquímica de las cuencas hidrográficas se debe

apuntar a cerrar el ciclo del carbono, es decir, se debe hacer el balance de los

flujos de carbono teniendo en cuenta todos los componentes asociados a los

mismos (Figura 13). En este trabajo se presentaron únicamente propuestas para

medir los flujos de entrada y de salida de algunas formas del carbono que

normalmente no son estimados en el contexto de la construcción de represas:

Flujos de entrada:

COT, Mediante la medición del indicador de flujo de COP en función de la

caída de hojarasca que ingresa a la columna de agua desde la zona de

ribera.

COP, A través de la estimación del flujo de COP asociado a los sedimentos

que transporta el río desde aguas arriba y/o que ingresa por las laderas del

corredor fluvial.

Flujos de salida:

COP, mediante el cálculo del flujo de COP asociado a los sedimentos que

sale del volumen de control, utilizando la técnica de medición asociada a los

SST del correspondiente indicador ecohidrológico.

CO2, a través de la aplicación de la metodología para estimar la evasión de

CO2 desde el río hacia la atmósfera.

Los demás tipos de carbono tanto de entrada como de salida (otros indicadores

ecohidrológicos posibles) necesarios para completar el balance funcional de

carbono, aunque no se presentan en este trabajo, es factible estimarlos

empleando técnicas ya reconocidas por algunos autores. De hecho, ya se tiene

registros de algunos de ellos.

Flujos de entrada:

COD y CID, Una parte de estos flujos es evaluada en estudios de calidad

del agua.



89

Flujos de salida:

COD y CID, igualmente son evaluados empleando técnicas de calidad del

agua.

COT, es posible inferir este flujo a través de métodos de deriva orgánica ya

desarrollados por algunos investigadores (Rodríguez-Barrios & Ospina,

2007).

Se recomienda trabajar en la aplicación de las metodologías propuestas para la

estimación de los indicadores ecohidrológicos seleccionados en capítulos

anteriores a una situación de construcción de represa real que permita obtener un

banco de datos y así, estar en la capacidad de estimar rangos de alteración, los

cuales, ayuden a definir el cambio en el comportamiento de los indicadores

ecohidrológicos.

Los niveles base de comparación de los indicadores ecohidrológicos están dados

por la firma y/o firmas biogeoquímica(s) original(es) de la cuenca, es decir, el valor

obtenido para cada uno de los indicadores ecohidrológicos por sí solo no

representa nivel de vulnerabilidad alguno. Para definir el nivel de vulnerabilidad de

la cuenca es necesario encontrar el balance funcional de carbono total o firma

biogeoquímica alterada y posteriormente, compararla con la firma biogeoquímica

original (sin construcción de represa). Sin embargo, para establecer numérica o

porcentualmente dicho rango es necesario un análisis más detallado de las

posibles consecuencias de un comportamiento funcional determinado. Hasta el

nivel de detalle obtenido en este caso particular es posible decir que el escenario

con menor alteración de la firma funcional será el que represente menor

vulnerabilidad para la cuenca hidrográfica (Gráfica 5).

Por otro lado, ni el indicador ecohidrológico ni la firma biogeoquímica de una

cuenca hidrográfica determinada son comparables con otras cuencas. Lo anterior

se debe a la individualidad que presentan los sistemas naturales (sistemas

complejos) la cual, genera que no haya dos cuencas hidrográficas que funcionen

de la misma forma y por ende, cuyos balances funcionales sean iguales.

La discusión expuesta en este trabajo sobre la forma como los indicadores

ecohidrológicos seleccionados pueden ser involucrados dentro de un análisis de

vulnerabilidad de cuenca hidrográfica ante la construcción de represa,

corresponde a un planteamiento metodológico inicial que deja abierta la

oportunidad a estudios posteriores para abordar el tema y desarrollar estrategias

no solo cualitativas sino cuantitativas más refinadas.



90

9. CONCLUSIONES

Se formularon los flujos de CO2 en la interface agua-atmósfera, COP asociado a

los sedimentos, COP en función de la caída de hojarasca y COD en la zona

subsuperficial como una propuesta de indicadores ecohidrológicos basados en el

funcionamiento integral de las cuencas hidrográficas, como elementos

potencialmente empleados dentro del desarrollo de análisis de vulnerabilidad de

cuencas hidrográficas que ayudan a potencializar las EIAs pertinentes al caso

específico de la construcción de represas.

Las metodologías convencionalmente empleadas para la identificación de

impactos ambientales necesitan ser mejoradas, ya que, si bien su aplicación

puede ser útil para otro tipo de proyectos, en el caso de la construcción de

represas éstas no poseen suficientes herramientas para predecir el

comportamiento de un sistema complejo representado por la cuenca hidrográfica.

Es posible medir los indicadores ecohidrológicos propuestos, a través de

metodologías basadas en parámetros e información disponible en estudios de

calidad del agua y /o bases de datos nacionales como el IDEAM.

Los indicadores ecohidrológicos seleccionados en este trabajo son sensibles al

impacto por construcción de represas. Además, pueden ser involucrados dentro

de metodologías de análisis de vulnerabilidad (de cuencas hidrográficas), que

tengan en cuenta la firma biogeoquímica de la cuenca como parámetro para el

establecimiento del nivel de vulnerabilidad que el comportamiento de dichos

indicadores refleja.

Los indicadores ecohidrológicos descritos en esta propuesta representan

solamente una fracción de la firma biogeoquímica antes mencionada. Sin

embargo, es posible completar dicha firma mediante el uso de información

proveniente de diferentes disciplinas. Es posible que la respuesta esté en el

empleo de información que ha sido obtenida por campos como la biología y

ecología, dentro de disciplinas como la ingeniería.



91

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