Sistema de monitoreo para evaluar la disponibilidad de ... · cuanto a disponibilidad de agua y oferta natural son variables fundamentales a incluir en este estudio, ya que los hábitats

Proyecto de Adaptación al Impacto del Retroceso

Acelerado de Glaciares en los Andes Tropicales,

(praa)

ESTUDIO SOBRE

CAUDALES ECOLÓGICOS

Sistema de monitoreo para evaluar la disponibilidad

de agua y evolución de los impactos asociados al

cambio climático en la parte alta de la cuenca del río

Guayllabamba y en las microcuencas Papallacta y

Antisana

Por favor citar este documento como se indica a continuación:

(SGCA, PE) / (BM, US) / (GEF, US) / (MAE/PRAA, EC) / (FONAG, EC). 2011. Sistema de

monitoreo para evaluar la disponibilidad de agua y evolución de los impactos asociados al

cambio climático en la parte alta de la cuenca del río Guayllabamba y en las microcuencas

Papallacta y Antisana. Estudio sobre Caudales Ecológicos. Quito, EC. 61 p.

Estudio sobre Caudales Ecológicos

NEWVI Integral Solutions Cía. Ltda.

Octubre del 2011

Quito - Ecuador, Octubre 2011

Equipo de Trabajo:

Xavier Yépez, coordinador del equipo / especialista informático.

Ángel Muñoz, asesor en cambio y variabilidad climáticos.

Cecibel Campos, especialista en SIG.

Daniela Rosero, especialista en caudales ecológicos.

Belén Durán, especialista en comunicación.

Xavier Coello, especialista hidrólogo.

Galo Manrique, especialista en riesgos.

Alberto Valle, especialista socioeconómico.

José Carvajal, especialista en suelos.

Fiscalización:

Jacqueline Cisneros, Coordinadora Programa Gestión del Agua – FONAG

Instituciones que contribuyeron:

Ministerio del Ambiente del Ecuador (MAE)/ Proyecto de Adaptación al Impacto del

Retroceso Acelerado de Glaciares en los Andes Tropicales (PRAA) / Proyecto de

Adaptación al Cambio Climático a través de una Efectiva Gobernabilidad del Agua

(PACC)

Fondo para la Protección del Agua (FONAG)

Empresa Pública Metropolitana de Agua Potable y Saneamiento (EPMAPS)

Instituto Nacional de Meteorología e Hidrología (INAMHI)

Empresa Eléctrica Quito (EEQ-SA)

Contenido

Antecedentes ........................................................................................................................ 1

1.-Introducción ................................................................................................................... 2

1.1 Objetivos Específicos ............................................................................................. 6

1.2. Área de Estudio ...................................................................................................... 7

2.- Impactos de las Captaciones ........................................................................................ 8

2.1 Integridad ecológica ..................................................................................................... 9

2.1.1 Antes de las Captaciones ....................................................................................... 10

2.1.2 Después de las Captaciones ................................................................................... 13

2.3. Análisis Comparativo ............................................................................................ 15

2.2. Potencialidad de los Impactos .............................................................................. 19

2.4. Conclusiones y Recomendaciones ....................................................................... 26

3. Definición del modelo de Caudales Ecológicos ........................................................ 28

3.1. Fundamento eco hidráulico ................................................................................... 29

3.2. Fundamento eco hidrológico ................................................................................. 30

3.3 Información base para el modelo ............................................................................... 31

3.3.1 Índice Lótico para la Evaluación del Flujo LIFE ....................................................... 31

3.3.2 Hábitats viables para Invertebrados ........................................................................ 33

4. Cálculo del Caudal Ecológico ................................................................................... 35

4.1. Validación del régimen de caudales ecológicos ........................................................ 40

4.2 Modelo de hábitats viables en la época húmeda ........................................................ 41

4.2.1 Condiciones ecológicas .......................................................................................... 42

4.2.2 Condiciones hidrológicas ........................................................................................ 44

4.3 Modelo de Hábitats Viables e Índice LIFE ................................................................. 47

4.3.1 Hábitats viables en la vertiente del Pacífico ........................................................... 48

4.4 Conclusiones y Recomendaciones ............................................................................ 50

5.- Efecto del cambio climático en el caudal ecológico ..................................................... 52

Conclusiones y Recomendaciones ..................................................................................... 54

Referencias ......................................................................................................................... 55

Listado de imágenes ........................................................................................................... 59

Listado de tablas ................................................................................................................. 60

Anexo 1. Mapa de ubicación de los ecosistemas acuáticos en el área de estudio. ............... 1

Anexo 2................................................................................................................................. 1

Sistema de monitoreo para evaluar la disponibilidad de agua

y evolución de los impactos asociados al cambio climático

Estudio Caudales Ecológicos 1

Antecedentes

Las captaciones de agua constituyen una de las infraestructuras de mayor importancia

para el desarrollo de la humanidad. En el Ecuador como en el resto de los Andes, las

principales ciudades se abastecen de agua proveniente de las cabeceras ubicadas en

los Páramos. Así mismo, el desarrollo energético ha enfocado sus esfuerzos en la

hidroelectricidad cuyos sitios de interés se ubican en puntos de altura para su

aprovechamiento por gravedad. En diferentes periodos, los principales ríos de las

unidad hídricas del río Guayllabamba y Papallacta han sido monitoreados por el

FONAG, para conocer el impacto de las captaciones de agua aquí presentes. Este

análisis se complementó en la actualidad, en el marco del convenio MAE/PRAA-

FONAG, con los escenarios de los modelos de cambio climático con la finalidad de

conocer las respuestas de la integridad ecológica frente a los cambios en la

precipitación. Las captaciones en los ríos con buena integridad ecológica parecen

enfrentar de mejor manera el impacto de la captación en el cauce mientras que los ríos

de menor integridad ecológica que se ven más afectados. En la actualidad, no se

puede asegurar el valor sobre o bajo el cual el río pierde su integridad ecológica, lo

que se ha podido observar en este análisis es que con una reducción del 100% del

caudal, todos los sitios después de las captaciones son vulnerables al cambio

climático y esta condición se reduce en la medida en la que aparece la recarga natural.

Como una respuesta a los efectos de las estructuras de captación se proponen los

regímenes de caudales ecológicos. Este concepto ha sido probado como una medida

de mitigación a diferentes escalas. En este análisis, se ha identificado el régimen de

caudales ecológicos que demuestra que los invertebrados acuáticos tienen la

posibilidad de enfrentar una mayor heterogeneidad de hábitats en la medida en que

aumenta el caudal. Los resultados de este estudio constituyen los primeros

acercamientos para la recuperación de ríos del Páramo Andino del Ecuador,

específicamente los que conforman los sistemas de abastecimiento de agua potable.

La información eco hidráulica referente a las preferencias de los invertebrados por las

condiciones físicas de los hábitats es de momento específica del río y puede

extrapolarse a ríos de similares caudales y sustratos. El modelo de simulación del

hábitat consideró las variables físicas del hábitat como las condiciones básicas para

seleccionar hábitats viables ya que otras condiciones ecológicas requieren todavía

más investigación. Los resultados de este modelo deben validarse con información de

otros ríos dentro del rango altitudinal y que compartan similar fauna acuática, bajo la




metodología de los hábitats viables se puede observar la respuesta de los

invertebrados a los caudales extremos como el estiaje .La información hidrológica en

cuanto a disponibilidad de agua y oferta natural son variables fundamentales a incluir

en este estudio, ya que los hábitats viables podrán existir bajo una cantidad de agua

que debe mantenerse en el ecosistema y que debe tener la variabilidad que las

condiciones naturales ofrecen. La potencial reducción en la disponibilidad del agua

significaría una menor posibilidad de que los hábitats viables se mantengan y

alberguen a las poblaciones bióticas. A su vez, un aumento de las precipitaciones

puede favorecer a la oferta natural y mantener hábitats viables en sitios afectados, sin

embargo, los efectos del cambio del régimen hidrológico no se pueden generalizar y

las respuestas solo pueden extrapolarse a un rango muy limitado. Los escenarios del

cambio climático enfocados en el aspecto de la precipitación sugerirían por lo tanto

que, los ecosistemas podrán mantener hábitats viables en la medida en que lo hagan

sus comunidades bióticas en ecosistemas similares con variaciones comparables.

1.-Introducción

El consenso general mundial ha reconocido que el acceso al agua es la principal

limitación en la creciente demanda humana y su desarrollo (WHO, 2003). Los casos

de desertificación a lo largo del planeta han demostrado que el acceso al agua podría

estar limitado en primera instancia por una alarmante disminución del recurso

disponible (Postel, 2006). El transporte y transferencia de agua diferentes escalas,

entre ríos, cuencas o países, ha buscado cubrir la necesidad en las zonas con déficit

hídrico. El agua que proviene de un lugar, como resultado de los procesos ecológicos

específicos de ese sitio (Allan y Castillo, 2007), posee una cierta calidad yes disponible

en determinada cantidad, directamente relacionada con el buen estado del ecosistema

o el estado de conservación (Postel, 2000).Las alteraciones humanas de las

condiciones naturales de un río son por lo general, causas fundamentales para la

pérdida de la integridad ecológica de todo el ecosistema acuático (Richter et al. 2003).

Los procesos en los ríos sostienen a la vida de humanos y otros seres vivos, a través

de la combinación de cantidades suficientes de agua en óptimas calidades, que

recorren su camino en hábitats fluviales con ecosistemas de riberas en condiciones

saludables (Pardo et al. 2002; Munneet al. 2003). En este estado, los servicios que

proveen los ecosistemas acuáticos pueden verse en conflicto con la demanda por el

agua como recurso, para abastecer servicios de agua potable, hidroelectricidad, riego

y recreación. Este conflicto se traduce en un desequilibrio del balance hídrico natural




por las extracciones de todos los tipos de usos, que aumentan la probabilidad de

perder la integridad ecológica y con ello las funciones ecosistémicas de los ríos.

Cuando los umbrales de resistencia y resiliencia de los ecosistemas acuáticos son

superados, los impactos ambientales en los ríos pueden ser negativos, no mitigables e

irreversibles (Richter y Thomas 2007). La capacidad de los ecosistemas acuáticos de

auto- mitigar y recuperarse de las alteraciones por actividades humanas, varía de

forma espacial y temporal, por lo que su entendimiento significa valorar los límites de

la integridad ecológica.

Las actividades para el desarrollo, como los extensos complejos de transporte de agua

para la generación de energía eléctrica, riego y agua potable, incluyen la alteración de

muchos procesos en la naturaleza, como el ciclo del agua. La derivación, conducción y

almacenamiento de las corrientes superficiales ola conformación de nuevas áreas de

flujo subterráneo, puede favorecer la inundación, la pérdida de la capacidad de

retención y recarga natural, o simplemente drenar un ecosistema acuático hasta la

desertificación, estos son algunos de los procesos locales que ocurren por efecto

directo o indirecto de la construcción de estas estructuras. A pesar de la extensiva

proliferación de proyectos y obras de captación para diversos usos, poco o nada se

conoce de los efectos puntuales de las estructuras sobre el ecosistema acuático –

terrestre, en países como Ecuador en donde su desarrollo se ha impulsado

sobremanera en la última década. Además, de los efectos sobre los ecosistemas

acuáticos y terrestres, la construcción y operación tradicional de las estructuras de

captación ha venido experimentando una serie de efectos reversos relacionados a la

acumulación de sedimentos, la disminución de los volúmenes de diseño y la pérdida

de la calidad del agua, como parte de la eficiencia y capacidad de las obras de

infraestructura (Rosero, 2005).

En Ecuador como en varios países de América Latina, las fuentes de agua para

abastecimiento humano de las principales ciudades, se ubican en ecosistemas de

altura como los páramos (Buytaertet al., 2007). En el caso de las captaciones de agua,

es común observar derivaciones a nivel de bosque, gracias a la protección de las

zonas altas. Este es el caso de las captaciones de agua que se encuentra en los ríos

Pita y San Pedro, ubicados en la cuenca del río Guayllabamba; en ríos como los

mencionados se pueden encontrar captaciones o derivaciones del caudal a distintas

alturas y pisos bioclimáticos (páramo y bosque montano). La presencia de flujo de

agua a lo largo del año, con distintas temporalidades marcadas es una importante

característica de los ríos del Valle Interandino. La hidrología de los ecosistemas




acuáticos en todo el Ecuador, está influenciada por una variabilidad climática con

componentes asociables a distintas escalas espacio-temporales (Muñoz, Macías y

García, 2010; Muñoz, 2010), que se determina por una fenomenología regional (Zona

de Convergencia Intertropical, El Niño-Oscilación del Sur, Advección de humedad del

Amazonas) y local, característica del tipo de ecosistema. El funcionamiento de los

ecosistemas acuáticos depende de la variación natural del clima, bajo ciertas

circunstancias de disminución de caudal, que a su vez, pueden aumentar en

frecuencia o intensidad de acuerdo a cómo interactúen las señales de variabilidad y

cambio climático, los organismos que habitan en los ecosistemas acuáticos han

evolucionado y se han adaptado a estas condiciones (Muñoz, 2010; Muñoz, Macías y

García, 2010; Muñoz, Recalde, Cadena et al., 2010).

La capacidad de los ecosistemas acuáticos para resistir y mantenerse frente a los

cambios naturales es una característica que los permite enfrentar alteraciones

antropogénicas; la resiliencia y la resistencia son esta capacidad que se puede evaluar

cuando se aplican diferentes medidas de mitigación ambiental. Los procesos clave de

un ecosistema acuático pueden mantenerlo resiliente a la operación, tanto antes como

después de las estructuras de captación, siempre que estos se consideren en la

mitigación ambiental. El enfoque de mitigación depende del tipo de actividades que se

ejecuten sobre los ríos y la medida en que éstas afecten al funcionamiento de los

mismos (Petts y Bickerton, 1994; Poffet al. 1997). Entre las principales medidas de

mitigación para las estructuras de captación se considera el flujo de agua que restaure

la conexión del ecosistema.

El trabajo de definir la cantidad o flujo de agua que debe haber en un cauce es una

tarea compleja, sin embargo los resultados han sido probados a nivel mundial, y se ha

observado la recuperación y restauración del funcionamiento de los ecosistemas

acuáticos y la reducción de los conflictos entre el abastecimiento y la conservación

(Poffet al. 2003). La creación de herramientas de mitigación que incluyan un nuevo

acercamiento entre: la ecología, la hidrología y la ingeniería de la operación de las

estructuras de captación, podrían ayudar a reducir el impacto de las intervenciones

sobre los ecosistemas acuáticos lo que significa disminuir su pérdida y con ello el agua

que proveen.

En la unidad hídrica del río Guayllabamba y en algunos ríos de la unidad hídrica del río

Papallacta las captaciones de agua extraen la totalidad del caudal del río (entre 95 y

98% del caudal). A pesar de la recarga natural o superficial y del regreso del caudal al

cauce, gracias a las características de la zona que puede almacenar, retener grandes




cantidades de agua, y liberarlas de manera constante, existen tramos de los

ecosistemas acuáticos que se han visto alterados y se desconoce su estado antes y

después de las captaciones. El caudal ecológico surge como un concepto de la eco

hidrología y la eco hidráulica que busca integrar las relaciones ecológicas del río con

las condiciones hidrológicas (Fashchevsky, 1992). El caudal ecológico es la cantidad,

calidad y régimen de caudales necesarios para sostener los ecosistemas acuáticos y

también los bienes y servicios del ecosistema del cual depende la sociedad humana

(Poffet al., 2010).

La investigación sobre el régimen de caudales ecológicos ha evolucionado con mayor

fuerza en países templados del norte y del sur que en el trópico. Estados Unidos,

España, Nueva Zelanda y Australia se consideran países pioneros en la investigación

e implementación (Dysonet al. 2003; Tharme, 2003). Sin embargo, Sudáfrica fue uno

de los primeros países en incorporar este tema en su legislación y llevarlo a su

aplicación a nivel nacional. En América Latina los esfuerzos para definir y proponer

caudales ecológicos son aislados y se han limitado al nivel normativo, como en el caso

de Brasil (Benettiet al. 2004). La mayoría de intentos realizados para establecer

metodologías de fácil uso que arrojen resultados prácticos, han tenido éxito desde el

punto de vista hidrológico pero han fracasado en el aspecto ecológico y social.

En el Ecuador existen algunos esfuerzos por conservar los ecosistemas acuáticos

luego de las intervenciones por captaciones para diferentes usos. En la cuenca alta del

río Guayllabamba, a partir del año 2005 el Fondo para la Protección del Agua impulsó

la preparación de una metodología basada en las presencia de invertebrados

acuáticos en determinados rangos de velocidad del flujo (Rosero, 2005), para

mantener caudales ecológicos después de las captaciones de San Rafael y Molinuco.

En las captaciones de los ríos del Sistema Papallacta se propuso una metodología

para definir los hábitats viables para invertebrados acuáticos y mantener un régimen

permanente en el río que responda a las condiciones ecológicas e hidrológicas antes

de las captaciones (Rosero et al. 2011).

La principal limitación para determinar y proponer regímenes de caudales ecológicos,

en países como el Ecuador, es la ausencia de información hidrológica. La importancia

de las series hidrológicas históricas diarias es clave para diseñar los regímenes,

mientras que con la información segmentada solo se puede hacer acercamientos

temporales o estacionales (Poffet al., 2010). Para proponer un régimen de caudales

ecológicos es necesario información ecológica que se pueda asociar a la información

hidrológica, esta información también está ausente en muchos casos del Ecuador y




requiere una importante atención, en miras de implementar el caudal ecológico como

medida de mitigación ambiental y conservación de los ecosistemas acuáticos. Los

esfuerzos por generar metodologías aplicables a diferentes ecosistemas han dejado

de lado la variación hidrológica temporal de los ecosistemas acuáticos, y es aquí

donde las relaciones entre las variables físicas y las comunidades acuáticas

caracterizan por ser complejas y específicas (Peckarskyet al., 2001). Entre más de 200

métodos para definir caudales ecológicos, los métodos holísticos se consideran

incluyentes del tema ecológico y social, sin embargo la gestión de los resultados es un

proceso que se puede llevar a cabo independientemente de las herramientas para su

cálculo, es por esto que los métodos que se enfocan en las respuestas del ecosistema

mediante la simulación de modelos, han sido los más implementados a nivel mundial

(Bovee, 1989; Tharme, 2003).

En este contexto, se propone uno de los primeros análisis comparativos de los efectos

de las captaciones para la estimación del régimen de caudales ecológicos, con la

finalidad de ofrecer una medida de mitigación del impacto ambiental actual y su

potencialidad en diferentes escenarios del cambio climático, estimados para el

Ecuador. Si el impacto actual de las captaciones ha sobrepasado el umbral de

resiliencia de los ecosistemas acuáticos, su capacidad de respuesta será menor frente

al aumento de la variabilidad climática y el cambio climático. Por otro lado, si se

mantienen ciertos aspectos clave del ecosistema acuático, un régimen de caudales

ecológicos puede aumentar la resiliencia para enfrentar los posibles cambios previstos

en los escenarios. Para responder estas incógnitas, se comparará la integridad

ecológica entre los sitios antes y después de las captaciones de los ríos,

posteriormente se identificarán regímenes de caudales ecológicos

(temporales/estacionales) para compararlos con la variabilidad climática natural y el

cambio climático, finalmente se evaluará la capacidad de esta herramienta de

mitigación como una medida de adaptación al cambio climático.

1.1 Objetivos Específicos

1.1.1 Definir la integridad ecológica de los ríos y evaluar el impacto

actual de las captaciones, y la potencialidad de este impacto

frente a cambios asociados a la variabilidad climática y al cambio

climático.




1.1.2 Definir un modelo para conocer el régimen de caudales

ecológicos con la retroalimentación de la información hidrológica

que se genere a futuro.

1.1.3 Definir un régimen de caudales ecológicos para mantener los

hábitats viables en los ríos y evaluar su efecto como medida de

adaptación frente a la variabilidad climática y al cambio climático.

1.2. Área de Estudio

El área de estudio se ubica en las unidad hídricas del río Guayllabamba y del río

Papallacta, en los principales cauces: ríos Nieves Toma, San Pedro, Pita, Tuminguina,

Tambo y Papallacta. Los ríos analizados para evaluar el impacto de las captaciones

fueron los ríos San Pedro, Pita y Tuminguina, y la propuesta del régimen de caudales

ecológicos se realizó para los ríos Papallacta, El Tambo y Nieves Toma. Los sitios de

interés para la investigación forman parte de los sistemas de agua potable que

abastecen al Distrito Metropolitano de Quito y de las centrales hidroeléctricas de la

Empresa Eléctrica Quito.

Las captaciones de agua potable se ubican en el los ríos Pita y Tuminguina en una

altitud media de ≈3200 msnm, en donde la vegetación dominante son arbustos y

pasto. La captación en el río Tuminguina abastecía al Sistema de Papallacta, que se

encuentra en el área de influencia de la Reserva Ecológica Antisana, sin embargo el

flujo de este río dejo de ingresar al sistema debido a su alta carga de arsénico natural

(observación personal). La captación de agua potable en el río Pita se ubica en el

sector del Pedregal en la zona de influencia del Parque Nacional Cotopaxi y abastece

al Sistema Pita – Tambo.

Las captaciones para generación hidroeléctrica se ubican en los ríos Pita y San Pedro

en un rango altitudinal de ≈2800 msnm, estos sitos presentan vegetación compuesta

por arboles exóticos y nativos, matorrales y especies rastreras, y se ubican dentro de

haciendas privadas. La captación del río San Pedro se conoce como la Bocatoma de

San Rafael y abastece al Reservorio de Guangopolo que alimenta las Centrales en

cascada de Guangopolo - Cumbaya - Nayón. El río San Pedro constituye el límite

cantonal entre Quito y Rumiñahui y los sitios de estudio se ubican en: antes de la

captación a 1300 m, en la zona de Fajardo; y después de la captación en la zona de

La Armenia. La captación del río Pita se conoce como la captación de Molinuco que




abastece a la Central Hidroeléctrica Los Chillos, los sitios se ubican antes de la

captación a 200 m del dique y después de la captación a 13 m del dique.

El río Papallacta constituye el principal afluente de la unidad hídrica del mismo nombre

y es captado en dos ocasiones, una para proveer el servicio de hidroelectricidad y

posteriormente para dotar agua potable. El río es captado en la zona de ingreso al

Parque Nacional Cayambe – Coca por parte de la Empresa HCJB, posteriormente

luego de ser turbinado, el caudal regresa a su cauce y aquí se encuentra la captación

de agua de los reservorios del sistema del mismo nombre.

Los ríos Tambo y Nieves Toma analizados como sitios control para la definición de

regímenes de caudales ecológicos se ubican, el primero en la Reserva Ecológica

Antisana mientras que el segundo en la zona de influencia de la Reserva Ecológica

Los Illinizas, estos ríos no han sido intervenidos por captaciones, sin embargo se

conoce de la presencia de ganado en las cuencas (observación personal).

Las condiciones climáticas de las unidad hídricas son muy particulares y las

condiciones de uso de suelo son especialmente distintas. Las unidad hídricas

(Papallacta, Chalpi Grande, Quijos, etc.) en la Vertiente Atlántica se ubican en la franja

oriental de la Cordillera de los Andes que recibe toda la humedad y viento de la región

Amazónica; la altitud, la vegetación y la capa orgánica de esta cadena montañosa

favorecen la presencia de un ecosistema que retiene el agua proveniente de la

precipitación (páramo). Estas condiciones favorecen la recarga natural en todos los

niveles, a pesar de estar en zonas de cabecera estos ríos son alimentados por el

escurrimiento superficial y subterráneo, lo que los mantiene como caudalosos. Las

unidad hídricas (Pita, San Pedro, Carihuaycu, etc.) se ubican en la franja occidental de

la cordillera y reciben la humedad, viento y precipitación de la Vertiente Pacífica, sin

embargo, las condiciones difieren en el uso del suelo de estas unidad hídricas y en el

nivel de conservación de los ecosistemas circundantes. Mientras que en la zona

oriental aproximadamente el 80% de micro cuencas están bajo algún nivel de

protección, en la zona occidental solo el 17% de unidad hídricas estudiadas están bajo

protección, Anexo 1.

2.- Impactos de las Captaciones

El análisis de los impactos de las captaciones se puede llevar a cabo con diferentes

metodologías comparativas en el espacio o temporales. Evaluar los sitios se puede

considerar distintos niveles de intervención en uno o varios ríos, esto se puede lograr




al comparar ríos no intervenidos o control y ríos intervenidos o impactados, en donde

se encuentran los sitios antes y después de las captaciones (Downeset al., 2003). En

el análisis comparativo de la integridad ecológica de los ecosistemas acuáticos en

estudio, la temporalidad es un factor con el que se cuenta y que conocer la variabilidad

natural de las condiciones climáticas. En la zona de estudio, se cuenta con diferentes

períodos de información para los distintos ríos: Pita en Pedregal (2004), Pita en

Molinuco (2004 – 2006, 2011), San Pedro en San Rafael (2004 – 2008, 2011),

Tuminguina (2006 – 2008, 2011), Nieves Toma y Tambo (2011). A pesar de que los

datos corresponden a fechas distintas, este análisis se centra en la capacidad de cada

ecosistema (río o tipo de río) para responder a los efectos de las captaciones y al

cambio climático.

Los elementos del ecosistema que conforman la integridad ecológica son varios y

pueden seleccionarse en función de los intereses o información disponible. En este

caso, se tomó en cuenta factores abióticos y bióticos que se podían comparar entre

ríos y sitios: hidrología, morfología de los cauces, calidad química del agua y la calidad

biótica del agua. El principal factor biótico que se tomó en cuenta para todo el análisis

fue: los invertebrados acuáticos, conocidos por su relativa fácil colección e

identificación y susceptibles a los diferentes impactos ambientales. Estos aspectos de

los ecosistemas acuáticos se integraron a la información sobre variabilidad climática

(Muñoz, Macías y García, 2010; Muñoz, Recalde, Cadena et al., 2010) y resultados del

análisis de escenarios de cambio climático para el Ecuador (Muñoz, 2010), para

obtener la respuesta potencial de la integridad ecológica del sistema.

2.1 Integridad ecológica

El concepto de integridad incluye varios aspectos que permiten el funcionamiento del

ecosistema acuático. En este análisis se consideró aspectos físicos, químicos y

biológicos para seleccionar las variables de un complejo de interacciones ecológicas

que determinan la integridad ecológica (Alan y Castillo, 2007). En los sitios de las

captaciones, la variable directriz y fundamental es el caudal como el aspecto

hidrológico del estado de los procesos en el ecosistema, y a partir de la cual se

desarrollan dichos procesos. En la Imagen 2 se presenta el enfoque de integridad

ecológica a partir de la hidrología (caudal m3.s-1), que define las condiciones físicas del

río, como el tipo de sustrato (arena, limo, gravas, cantos, bloques, roca madre), el nivel

de profundidad (m) y la velocidad de la corriente (m.s-1), estas condiciones y el caudal

a su vez determinan la presencia de elementos como el oxígeno disuelto (mg.l-1), la




temperatura del agua (°C), los nutrientes (mg.l-1)(fosfatos, nitratos, sulfatos) y

minerales (mg.l-1)(calcio, sílice, hierro y arsénico), y finalmente definen el tipo de

comunidad de invertebrados acuáticos que habitan en estas condiciones. La

comunidad de invertebrados se puede evaluar mediante índices bióticos que

representan el estado general de un sitio; existen índices a nivel mundial que se han

adaptado a las condiciones específicas de una zona bioclimática, como el Índice

Biótico de los Andes (Acosta et al., 2009) (Anexo 2).

2.1.1 Antes de las Captaciones

La evaluación de la integridad ecológica de los ríos captados demuestra que el nivel

de intervención de los ecosistemas terrestres circundantes determina, en gran parte, el

estado del ecosistema acuático. Los ecosistemas acuáticos que están bajo manejo

como conservación y protección (control), presentan mejor integridad ecológica que

los ecosistemas acuáticos intervenidos y bajo ningún manejo ambiental (impactados).

Los sitios de captación de agua potable que se ubican en la parte alta

(páramo/bosque), presentan mejor estado de la integridad ecológica mientras que las

captaciones para hidroelectricidad que se ubican en la parte baja y media

(bosques/pastizales/construcciones) están mayormente afectados.

0

1

2

3

E F M A M J J A S O N D

m3/s

O2Ca

PO4+

Hidrología (Caudal)

Física del Cauce (Sustrato, Profundidad y

Velocidad)

Química del Agua (O2, °T, Nutrientes,

Minerales)

Calidad Biótica(Comunidad de Invertebrados)

Río Papallacta

Imagen 1. Enfoque de integridad ecológica de ríos para sitios de captación de agua.




La integridad ecológica en Pita (Pedregal – Parque Nacional Cotopaxi) y en

Tuminguina (Papallacta – Reserva Ecológica Antisana) es muy buena, en Pita

(Molinuco – Hacienda Santa Rosa) es buena y en San Pedro (Fajardo – zona poblada)

es mala. Estos resultados demuestran que las condiciones del ecosistema terrestre

están asociadas a la calidad biótica del agua y por ello al tipo de uso al que se destina

el agua. El consumo humano requiere condiciones físico – químicas y biológicas de

gran calidad, no así la generación hidroeléctrica en donde éstas no son un factor

determinante para la operación. En general, los sitios de captación para agua potable

presentan una integridad ecológica muy buena y los sitios de captación para

generación hidroeléctrica presentan una integridad ecológica media - mala.

En un análisis de forma independiente de las variables, observamos que el caudal y

las condiciones físicas de los ríos son en óptimas, hasta el sitio de la captación y las

condiciones químicas y biológicas cambian en distintos puntos hasta la captación. El

análisis integral de todas estas variables nos ofreció una idea clara del estado de los

ríos antes de las captaciones y cómo cambian después de las estructuras.

Los ríos Tuminguina en Papallacta y Pita en Pedregal presentan una morfología

estable con sustrato dominado por bloques y cantos, las riberas están compuestas de

vegetación nativa con pajonales y pequeños arbustos; el agua presenta altas

concentraciones de oxígeno disuelto y bajas temperaturas al igual que las

concentraciones de nutrientes y minerales, característico de nacientes de ríos con

origen volcánico. El río Tuminguina presenta elevadas concentraciones de arsénico,

hierro y sílice mientras que el río Pita no. La calidad biótica de estos sitios es buena (>

100 = buena) según el puntaje del Índice Biótico de los Andino. ABI (Acosta et al.,

2009), Tabla 1.

Calidad ABI Significado

Buena >150, 101 – 120* Aguas muy limpias a limpias

Aceptable 61 – 100 Aguas ligeramente contaminadas

Dudosa 36 – 60 Aguas moderadamente contaminadas

Crítica 16 – 35 Aguas muy contaminadas




Muy crítica <15 Aguas fuertemente contaminadas

Tabla 1. Puntajes y criterios de la clasificación de la calidad biótica del agua en ríos Alto – Andinos

Los ríos Pita en Molinuco y San Pedro en Fajardo presentan una morfología menos

estable con sustratos dominados por cantos, grava y limo; las márgenes y riberas

están intervenidos y se aprecia pasto y árboles de especies exóticas (ciprés y

eucalipto). La calidad del agua, en el caso de Pita en Molinuco, tiene altas

concentraciones de oxígeno disuelto y temperaturas moderadas, pero una importante

presencia de nutrientes como los sulfatos con concentraciones> 190 ppm. La calidad

del agua del río San Pedro tiene bajas concentraciones de oxígeno disuelto y

temperaturas moderadas (16 – 19 °C), así mismo se tiene una fuerte presencia de

nutrientes como nitrógeno amoniacal, sulfatos y fosfatos, Tabla 2. Como resultado de

las condiciones físicas de los cauces y la calidad química del agua, el río Pita en

Molinuco tiene una calidad biótica aceptable (70 – 99 = aceptable) mientras que el río

San Pedro en Fajardo tiene una calidad biótica dudosa (30 – 69 = dudosa).

Pita (Pedregal) Tuminguina Pita (Molinuco)

San Pedro

A D A D A D A D

Caudal máx.

(l/s):

9209

0

6075

-

14177

-

19276

-

Caudal mín.

(l/s):

1137 0 749 - 2332 - 6144 -

Caudal medio

(l/s):

2275 0 2661 2661 4362 0 9790 0

Ancho (m) : 4.3 4.5 5.1 5.4 6.7 2.9 9.3 3.3

Tipo de

sustrato:

Bloque Bloque Bloque Bloque Bloque Cantos Cantos Limo

Profundidad

(m):

0.3 0.05 0.4 0.9 0.43 0.09 0.22 0.07

Velocidad

(m/s):

1.7 0 1.9 1.2 1.5 0 1.3 0




Oxígeno:

disuelto

(ppm):

8.1 5.3 7.8 7.8 6.5 1.8 4.2 0.8

Temperatura

°C:

8.6 8.8 9.3 9.5 10.2 10.9 11.5 12.2

Nitratos

(ppm):

0.21 0.17 0.59 0.47 0.64 2.33 5.4 7.33

Nitritos (ppm) 0.09 0.05 0.0 0.0 0.05 1.54 0.9 3.2

Sulfatos

(ppm):

4.9 13 15 19 22 198 64 546

Hierro (ppm): 1.36 0.01 0.01 0.01 2.32 1.6 5.4 6.3

Arsénico

(ppm):

0.00 - 0.08 0.09 - - - -

Índice ABI: 108 76 123 125 78 21 55 9

# familias: 19 14 23 24 13 4 8 2

Densidad

(ind/m2):

8900 6558 9530 9450 7884 1200 6899 255

Tabla 2. Valores promedio de las variables consideradas para definir la integridad ecológica.

A: antes de la captación

D: después de la captación

Fuente: Bases de datos FONAG, 2008

2.1.2 Después de las Captaciones

La integridad ecológica de los ríos después de las captaciones, en general, es

aceptable ya que está directamente relacionada a la recarga natural que reciben los

ríos a medida que se alejan de la captación. El caudal de todos los ríos después de las

captaciones cambia y se reduce en un promedio de 90%. Un caso especial, ocurre con

el río Tuminguina en Papallacta que desde el año 2006, el agua pasa sobre esta

captación sin que esta lo desvíe y el río se mantiene posteriormente en su cauce

natural. Esta condición especial, se debió a las altas concentraciones de arsénico

natural de este ecosistema acuático, como se mencionó anteriormente. A parte de

este caso, el resto de captaciones reducen todo el flujo del río San Pedro y en el río

Pita en dos puntos del recorrido del río.




Después de las captaciones, el caudal y la física de los cauces son alteradas

inmediatamente en todo los casos, sin embargo, como se puede ver en el caso del río

Tuminguina en Papallacta, Imagen 3, a pesar de estas fuertes modificaciones la

integridad ecológica es buena cuando el caudal se ha restaurado en el cauce. La

química del agua como se mencionó para este caso, presenta arsénico natural de

origen volcánico, sin embargo, la comunidad de invertebrados de este río se ha

adaptado a estas condiciones y la presencia de nutrientes y minerales favorece la

morfología de estos organismos, ya que se pudo encontrar ejemplares de gran tamaño

asociados a los sustratos de sílice y calcio.

En el río Pita en Pedregal el caudal captado en su totalidad deja al cauce seco, esto

no favorece al transporte de nutrientes y minerales, y se produce una gran

acumulación que inicia un proceso de descomposición orgánica e inorgánica muy

lento. Después de la captación, las márgenes están modificadas y el agua que se

acumula en pozas por precipitación o desbordes, no registra velocidades y su

profundidad es muy baja; la temperatura y la concentración de oxígeno disuelto

también lo son: 9.5 °C y 5 ppm, respectivamente, mientras que entre los nutrientes, los

sulfatos 366±11 ppm aumentan en este sitio. Las concentraciones de minerales no se

registraron en este sitio pero debido a su conservación se estima una situación similar

a los ríos de nacientes en áreas protegidas. La calidad biótica del agua después de la

captación, es aceptable y se observa básicamente, una reducción del número de

grupos o familias de invertebrados.

Después de la captación en el río Pita en Molinuco, al igual que en Pedregal, no se

tiene caudal y la poca recarga natural es desviada hacia la captación. En Molinuco, el

Imagen 2. Ubicación de la captación de agua potable en el río Tuminguina en Papallacta.




agua que queda en el cauce del río Pita está represada entre los cantos y el limo

acumulado, Imagen 4. La profundidad es muy baja y la velocidad es nula, el ancho del

cauce se reduce considerablemente de 6.7 a 2.9 m y las riberas cambian de bosque a

pastizal (quicuyo),

La calidad química del agua presenta un ligero aumento de la temperatura y se

observan bajas concentraciones de oxígeno disuelto, no se cuenta con datos de la

concentración de minerales, mientras que en cuanto a nutrientes se observó altas

concentraciones de nitratos y sulfatos 27 y 400 ppm, respectivamente. La calidad

biótica del agua es crítica y el número de familias de invertebrados desciende

dramáticamente.

Las condiciones del río San Pedro después de la captación, cambian en mayor

proporción que los demás sitios. En este punto, no existe caudal remanente y tampoco

recarga natural, el cauce se reduce de 9 a 3 m de ancho y las modificaciones en el

lecho del río son extremas; el agua que circula en este sitio por efecto de una fuga en

las compuertas, tiene velocidades y profundidades bajas que se mantienen en un

lecho compuesto principalmente de limo; la calidad química del agua es mala con una

presencia elevada de nitratos y sulfatos:17 ppm y 546 ppm, los niveles de oxígeno

disuelto son muy bajos y la temperatura esta cerca de los 19 °C. Estas condiciones no

favorecen la vida acuática por lo que la calidad biótica es muy crítica.

2.3. Análisis Comparativo

Luego de evaluar el estado de los sitios antes y después de las captaciones, se puede

apreciar que existen condiciones que se mantienen y que son comunes para una

buena integridad ecológica. En el análisis comparativo se busca relacionar los efectos

de las acciones que ocurren en los ríos, con el nivel de impacto al que están

Imagen 3. Río Pita en Molinuco después de la captación para la central hidroeléctrica Los Chillos




sometidos los sitios de referencia o control, además esta metodología permite

comparar entre ríos para identificar los factores comunes de análisis y las posibles

generalizaciones.

Esta metodología (BACI: Before/After – Control/Impact) por Downeset al., 2003, se

aplicó considerando la intervención antropogénica y el estado de la cuenca para

establecer los sitios no impactados (control) e impactados. Los distintos puntos se

agruparon en: sitios cercanos a las áreas protegidas y que se encuentran bajo un

menor nivel de intervención (Tuminguina y Pita en Pedregal), y sitios en las áreas

rurales y de urbanización que están sometidos a una fuerte intervención (Pita en

Molinuco y San Pedro). En la Imagen 4, se esquematizó la distribución de los sitios de

acuerdo a la metodología para hacer más lógica su comparación.

Como primer resultado del análisis comparativo se tuvo que la integridad ecológica es

totalmente distinta para los ríos control o no intervenidos y los ríos impactados,

posteriormente también se encontró que los sitios después de las captaciones tiene

una integridad ecológica menor a la de los sitios antes de las capaciones. A partir de

esto, se combinaron las opciones y se estableció las características de cada sitio al

Captación

Antes

Después

Control Impactado

Captación

Imagen 4. Esquema de la metodología para el análisis de impactos en ríos.




que corresponde cada río, Tabla 3. A través de un análisis estadístico, se pudo

observar con la temporalidad de la información que los sitios después de las

captaciones disminuyen su integridad ecológica y que los efectos antrópicos

incrementan la probabilidad de que las captaciones eliminen el ecosistema acuático en

estos puntos. Es decir, con una alta significancia estadística, todas las variables de la

integridad ecológica disminuyeron para los sitios después de las captaciones de los

ríos impactados.

El análisis estadístico evidenció que dentro de la integridad ecológica, las variables

que mayormente se alteran fueron las físicas y el caudal del cauce, para todos los ríos

(control e impactados), mientras que en las variables químicas se observó diferencias

significativas entre los sitios (antes/después) en los ríos impactados (San Pedro y Pita

en Molinuco). Las diferencias más fuertes a nivel estadístico se observaron para la

calidad biótica en los sitios antes/después de los ríos impactados.

Tabla 3. Clasificación BACI para los sitios de estudio en los ríos Pita, San Pedro y Tuminguina.

BACI

Control

Impactado

Antes

Ríos sin intervenciones antrópicas excepto las captaciones.

Sitios aguas arriba de las captaciones.

Ríos con intervenciones antrópicas además de las captaciones.

Sitio aguas arriba de las captaciones.

Después Sitios aguas abajo de las captaciones, en ríos sin intervenciones antrópicas, excepto la captación.

Sitios aguas abajo de las captaciones, en ríos con intervención antrópica además de las captaciones.

Ejemplos - Pita en Pedregal

- Tuminguina en Papallacta

- Pita en Molinuco - San Pedro en Fajardo




Diferencias

CA/CD IA/ID

Pita

(Pedregal)

Tuminguina Pita

(Molinuco)

San

Pedro

Hidrología del río

% de caudal

removido

- x x x x

Física del río

ancho - x x x x

sustrato - x x x

profundidad - x x x

velocidad - x x

Química del agua

oxígeno disuelto - x x

temperatura x

nitratos + x x

nitritos + x x

sulfatos + x x

hierro x x

arsénico x

Calidad Biótica

Índice ABI - x x

# familias - x x x

densidad + x x x x

diversidad S - x x

Tabla 4. Diferencias estadísticas entre sitios de ríos control e impactados.

CA/CD comparación entre sitios antes y después en ríos control

IA/ID comparación entre sitios antes y después en ríos impactados

(+) el parámetro aumenta entre los sitios

(-) el parámetro disminuye

(x) sitios antes y después de las captaciones, que presentan las diferencias estadísticas entre sí.

( ) No existe información disponible




El efecto de las captaciones en los ríos Pita en Molinuco y San Pedro, produce un

impacto negativo, irreversible y no ha sido mitigado. El impacto de las captaciones en

los ríos Pita en Pedregal y Tuminguina es negativo, irreversible pero se ha mitigado en

parte debido a la recarga natural en el río Pita y por la restauración del caudal al cauce

del río Tuminguina.

En resumen, los resultados comparativos de la metodología indican que los

ecosistemas acuáticos en los sitios control/antes presentan una mejor integridad

ecológica en comparación con los sitios control/después que se ven afectados

principalmente en los aspectos físicos del ecosistema, reducción del ancho del cauce.

Los ecosistemas acuáticos de los sitios impactados/antes tienen una mejor integridad

ecológica que los sitios impactados/después, y el efecto se observa en una física del

cauce inestable, una calidad química del agua mala y una calidad biótica crítica. El tipo

de impacto en todos los ríos es negativo e irreversible, el posible efecto sinérgico de la

alteración de la hidrología en todas las variables del ecosistema puede potencializar el

efecto en los sitios impactados/después principalmente, sin embargo una evaluación

detallada de las respuestas puede brindar un mejor acercamiento.

2.2. Potencialidad de los Impactos

Para evaluar el impacto de las captaciones a través de los cambios en la integridad

ecológica se aplicó una matriz de evaluación de impactos ambientales (Leopold,

1971), en donde se incorporaron las salidas de los modelos de cambio climático

(TL959, ETA, PRECIS). Tabla 5. Mediante una matriz de presencia/ausencia y una

ponderación de los impactos observados en la sección anterior, se pudo evaluar las

amenazas actuales para el funcionamiento y recuperación de los sitios en los

ecosistemas acuáticos y estimar el cambio según los escenarios más probables. La

variable de mayor interés que fue seleccionada para el análisis de los impactos de las

captaciones y su respuesta frente al cambio climático fue la precipitación, sin embargo,

se considera que la variable idónea para este caso sería la variabilidad hidrológica

natural.

Los resultados encontrados demostraron que la recarga natural y la restauración del

flujo en el cauce aumenta la integridad ecológica lo que se traduce en un aumento de

la resiliencia y la resistencia de los ecosistemas acuáticos. A través de ciertas

funciones que tienen lugar gracias a este fenómeno, los ríos brindan servicios

ecosistémicos como la auto-purificación, la evaporación, la retención de sedimentos y

los ciclos biogeoquímicos. En todos los ecosistemas, así como en el páramo y el




bosque nublado la recarga natural es la respuesta de un complejo de interacciones

entre la precipitación, la infiltración y la evapotranspiración. La magnitud de estas

variables estará definida por la variabilidad climática que disminuye o incrementa

escorrentía superficial y la recarga natural para que los ecosistemas acuáticos hagan

frente a los cambios antrópicos y naturales.

De acuerdo con los impactos observados en la integridad ecológica luego de las

captaciones, la lógica sugiere la reducción del nivel freático que mantiene la recarga

natural del río aguas abajo. Si la recarga superficial o subterránea disminuye, se

reduce la integridad ecológica de los ecosistemas acuáticos aguas abajo de las

captaciones, lo que significa una menor capacidad de recuperación al impacto, por lo

que, los sitios control/después se volverían vulnerables y su integridad ecológica

podría ser similar a la de los sitios impactados/después. En los sitios

impactados/después una reducción de la precipitación disminuiría los caudales, lo que

significa menor autodepuración. Tanto los sitios impactado/antes como

impactado/después estarían en menor capacidad de recuperarse y la integridad

ecológica del río en general seguiría en detrimento a medida que disminuya la

escorrentía superficial y la recarga natural.

El impacto actual en todos los sitios después de las captaciones se puede potenciar si

las posibilidades de recibir precipitación y flujo disminuyen. Existiría además un

aumento de la acumulación de materia orgánica y de sedimentos, que por su lenta

descomposición podrían convertirse en focos de contaminación con potencial peligro

para la salud. Ésta, como otras respuestas pueden ocurrir frente a la disminución de la

recarga natural incluso para sitios control.

La relación entre la magnitud de los impactos y la escorrentía natural es estrecha y se

ha observado, tanto en los sitios control como en los impactados. La variación en la

escorrentía como respuesta a la variación de la precipitación es por consiguiente una

relación que se puede asociar con los impactos de las captaciones. La Tabla 5

presenta un resumen de las salidas de los modelos de Cambio Climático para el

Ecuador (Muñoz, 2010), con las que se relacionaron los impactos para estimar su

potencialidad. Los resultados reportados aquí pertenecen únicamente a las

condiciones climáticas previstas para el Callejón Interandino. Para considerar la Tabla

5, es necesario mencionar el trabajo de Muñoz, 2010 en donde claramente se destaca

que las salidas de los modelos presentan grandes incertidumbres, especialmente ETA

y PRECIS. Las salidas del modelo TL959 están consideradas para el futuro cercano




(antes de 2050), mientras que ETA y PRECIS está para el futuro lejano (>2079). Cabe

mencionar que se ha observado que las resoluciones espaciales no son iguales y que

se consideran las tendencias de cambio climático, pero no la variabilidad climática

natural.

Modelo Precipitación Temperatura

TL959

Incremento de la

intensidad en la vertiente

Pacífica y decremento en

la vertiente Atlántica

Incremento de

1.2°C

ETA Incrementos a lo largo de

todo el año.

Incremento de 1

y 2°C

PRECIS Incremento de la

intensidad y decrementos

localizados en Pichincha y

Cotopaxi

Incremento de

2°C

Tabla 5. Resumen de las salidas de los modelos de Cambio Climático para el Callejón Interandino

Tomado de Muñoz, 2010.

Este análisis consideró la intensidad de precipitación, tomando en cuenta la diferencia

con la precipitación total, lo que en conjunto puede tener interesantes efectos en las

respuestas de los ecosistemas. El incremento de la intensidad de precipitación puede

no significar necesariamente un incremento en la precipitación total.

Incremento en la Intensidad de Precipitación

En caso de que exista un incremento temporal en la precipitación la variación en la

hidrología tendría posteriores efectos en la integridad ecológica, Tabla 5, como se ha

observado en los acápites anteriores. Los sitios control/antes e impactado/antes

estarían sujetos principalmente a los cambios en la estacionalidad de la hidrología




mientras que no así los sitios control/después e impactado/después, Tabla 5. Por otro

lado, los sitios control/después e impactado/después podrían verse favorecidos por el

aumento de la precipitación, ya que la escorrentía podría superar el límite del lecho del

río y la capacidad de las captaciones, desbordando hacia los cauces secos. La

escorrentía sobrante y la posterior recarga natural reduciría la acumulación de

nutrientes y los focos de contaminación con el potencial de favorecer nuevos hábitats.

Bajo las condiciones de incremento de la intensidad de precipitación, en la vertiente

Pacífica, la integridad ecológica de los ríos Pita y San Pedro específicamente, los

sitios control/antes y control/después, podrían recibir un mayor aporte de recarga

natural que mantenga los procesos ecológicos básicos como la dilución y transporte

de nutrientes y sedimentos. En los sitios impactados/antes el incremento de la

intensidad de precipitación favorecería la limpieza de las márgenes y generaría nuevos

hábitats para más organismos. Sin embargo, en los sitios impactado/después la

limpieza podría ser beneficiosa siempre y cuando la física del cauce se recupere y

permita una adecuada dirección del flujo. En el caso de que las captaciones aumenten

su capacidad de captación y restrinjan exceso de caudal, la precipitación por sí sola no

podría eliminar la acumulación y estancamiento de sedimentos en pozas que se

observa actualmente.

Decremento en la Intensidad de Precipitación

La integridad ecológica del río Tuminguina se vería afectada por el decremento de la

intensidad de precipitación en la vertiente Atlántica. El sitio control/antes podría

experimentar una reducción del cauce, de su concentración de oxígeno disuelto y con

ello de la calidad biótica del agua. El sitio control/después estaría sujeto a los similares

efectos que podrían ocurrir antes de la captación, con el agravante de que una

reducción del caudal puede eliminar la capacidad de transporte de sedimentos y

nutrientes del río lo que constituye la fuente energética más importante para la

mayoría de invertebrados acuáticos.

En el caso de las predicciones en un futuro lejano (100 años) el decremento de la

intensidad de las precipitación en las regiones de Cotopaxi y Pichincha, afectaría

directamente la integridad ecológica de los sitios control/antes y control/después e

impactado/antes y después por los efectos antes mencionados. Como hemos visto a

través de los resultados analizados, el cambio de la variabilidad hidrológica implica un

cambio en la integridad ecológica.




Los efectos detallados de las salidas de los modelos de cambio climático sobre las

variables que componen la integridad ecológica, se presentan en la Tabla 6. El

impacto se ha valorado en una escala de 1 a 3, sin considerar el 0 ya que de acuerdo

a los datos obtenidos, todas las captaciones generan un impacto ya sea este mayor o

menor. Los puntajes correspondientes a la mayor intensidad del impacto se califican

con 3, mientras que la menor intensidad con 1, las intensidades de los impactos

cambian de acuerdo al componente de la integridad ecológica sobre el que actúan las

captaciones y las condiciones de precipitación de los modelos de cambio climático. En

el análisis de la variabilidad del cambio climático en función de los escenarios de los

modelos se tomó en cuenta las predicciones para un futuro medio y lejano.

An

tes

De

sp

ué

s

An

tes

De

sp

ué

s

An

tes

De

sp

ué

s

An

tes

De

sp

ué

s

An

tes

De

sp

ué

s

An

tes

De

sp

ué

s

An

tes

De

sp

ué

s

An

tes

De

sp

ué

s

Caudal Medio 2 3 2 3 2 3 2 3 3 2 3 2 2 3 2 2

Caudal Máximo 3 3 3 3 3 3 3 3 3 1 3 2 3 2 3 3

Caudal Mínimo 2 3 2 3 2 3 2 3 3 2 3 2 3 2 3 3

Ancho 1 1 2 2 2 3 1 2 2 1 3 2 2 3 2 3

Profundidad 3 3 3 3 3 3 2 3 2 2 2 2 3 3 3 3

Velocidad 2 3 2 2 2 3 3 3 2 2 3 2 3 2 3 3

Tipo de Sustrato 1 1 1 3 2 2 1 2 3 2 2 2 2 2 2 2

Oxígeno Disuelto 3 3 2 3 2 3 3 3 2 2 2 2 2 3 3 3

Temperatura 2 1 2 2 2 3 2 3 2 2 2 2 2 2 3 3

Nitratos 2 2 2 3 2 3 2 3 1 2 1 2 3 2 2 2

Nitritos 2 2 2 2 2 2 2 3 1 1 2 2 2 2 2 2

Sulfatos 1 2 3 2 3 3 3 3 2 2 1 1 3 2 2 3

Hierro 2 2 2 3 1 1 1 2 1 1 2 2 1 1 2 2

Arsénico 2 2 3 3 1 1 1 1 1 1 3 2 1 1 1 1

Índice ABI 2 3 2 3 3 3 2 3 2 2 2 2 2 3 3 3

# familias 3 3 2 3 3 3 2 3 2 3 3 2 2 3 3 3

Densidad 1 3 2 3 3 3 2 3 2 2 2 2 2 3 3 3

Fís

ica

Qu

ímic

aB

iolo

gía

Inte

gri

da

d E

co

lóg

ica

Aumento de la Precipitación

Pita

en

Pe

dre

ga

l

Tu

min

gu

ina

Pita

en

Mo

lin

uco

Sa

n P

ed

ro

Pita

en

Pe

dre

ga

l

Tu

min

gu

ina

Pita

en

Mo

lin

uco

Sa

n P

ed

ro

Decremento de la Precipitación

Hid

rolo

gía

Tabla 6. Matriz de la intensidad de los Impactos Ambientales de las captaciones en la integridad ecológica de los ríos bajo los escenarios de los modelos de Cambio Climático para el Ecuador.




La Tabla 6, indica la dirección e intensidad de los cambios que producen las

captaciones según los escenarios de incremento o decremento de la intensidad de

precipitación. En general, se puede ver que el decremento de la precipitación significa

una fuerte alteración de la capacidad de resistencia de los ecosistemas al impacto ya

causado por las captaciones. Entre las evidencias de este efecto, se puede ver que el

decremento de precipitación modificaría los caudales máximos que representan para

los sitios después de las captaciones, la oportunidad de limpieza y restauración

puntual. A nivel de detalle, el incremento de la precipitación significa para las

velocidades y la profundidad un desplazamiento a valores más elevados, esto también

tiene repercusiones para los sedimentos y los invertebrados acuáticos que sufren

abrasión y arrastre. Sin embargo, estas características han definido las estrategias de

vida de varios grupos que se han adaptado a condiciones extremas que ocurrirían en

este escenario.

El cambio de la integridad ecológica, es el resultado del impacto de las captaciones

que es susceptible al aumento o decremento de la precipitación, los efectos positivos o

negativos en las variables ecológicas finalmente definen si la integridad ecológica

aumenta o disminuye en dichos escenarios, Tabla 7 y 8. En un primer análisis se

presenta únicamente la respuesta del ecosistema a los impactos actuales, sin

embargo estas consideraciones no han incluido la presión antropogénica, que puede

representar el mayor riesgo para estos ecosistemas. Como se ha mencionado

anteriormente, la escala espacial así como la incertidumbre temporal de los modelos

debe ser manejado con criterio técnico para interpretar esta información.




Escenario Río Sitio Valor Impacto

Antes 2 Medio

Después 2 Medio

Antes 2 Medio

Después 3 Alto

Antes 3 Alto

Después 3 Alto

Antes 2 Medio

Después 3 Alto

Antes 2 Medio

Después 2 Medio

Antes 2 Medio

Después 2 Medio

Antes 2 Medio

Después 2 Medio

Antes 3 Alto

Después 3 Alto

Decre

mento

de la

Pre

cip

itació

n

Pita en Pedregal

Tuminguina

Pita en Molinuco

San Pedro

Aum

ento

de la

Pre

cip

itació

n Pita en Pedregal

Tuminguina

Pita en Molinuco

San Pedro

Tabla 7. Nivel de impacto de las captaciones de agua en la integridad ecológica de los ríos de acuerdo a los resultados del Cambio Climático para el Ecuador.

El cálculo del valor del impacto, bajo =1, medio = 2 y alto = 3, se obtiene mediante la

ponderación de la magnitud de todos los impactos dividido para el número de impactos

de cada tipo, estos valores se adicionan y se obtiene un valor fraccionado final. En la

Tabla 8, se presenta un resumen de la respuesta de la integridad ecológica a las

salidas de los modelos (ver Tabla 5), y como según el modelo los impactos evaluados

producen el aumento o disminución de la integridad ecológica.

Salidas de los Modelos de Cambio Climático

Sitio/Tratamiento TL959 ETA PRECIS

Control/Antes Aumentar Disminuir Disminuir

Control/Después Aumentar Aumentar Disminuir

Impactado/Antes Aumentar Disminuir Disminuir

Impactado/Después Disminuir Aumentar Disminuir

Tabla 8. Posibles respuestas de la Integridad ecológica en los sitios de captación frente a los modelos de cambio climático




En resumen el decremento de la intensidad de precipitación tiene un mayor impacto

sobre la integridad ecológica de todos los sitios, que el que tiene el aumento de la

intensidad de precipitación. El análisis de la integridad ecológica en los escenarios de

corto y mediano plazo, demuestra la resiliencia del ecosistema con el aumento de la

intensidad de precipitación. En un futuro lejano se puede esperar que la integridad

ecológica de los sitios disminuya frente al decremento localizado de la precipitación en

los sitios de estudio. En el caso, de que los impactos actuales de las captaciones se

sostengan o acentúen, el umbral de resiliencia se sobrepasaría y los ecosistemas

perderían su integridad ecológica independientemente del aumento o disminución de

la precipitación. Sin embargo, como se vio en el inicio de este análisis, la recarga

natural y la restauración del caudal del río genera un efecto de mitigación del impacto

de las captaciones. En estas circunstancias un elemento que mantenga una

proporción del caudal natural en el río o caudal ecológico, podría ser una alternativa

para enfrentar el decremento de la precipitación y/o atenuar el aumento.

2.4. Conclusiones y Recomendaciones

El nivel de intervención sobre la zona de influencia de los ríos determina el estado de

su integridad ecológica. Los ríos que se usan para consumo de agua potable

presentan mejor integridad ecológica que los que se usan para hidroelectricidad. El

nivel de protección es una condición que se encuentra únicamente en los ríos que se

usan para el consumo humano, y el uso del suelo (ganadería/urbanización) de las

áreas aportantes, es una característica que se observa en los ríos que se usan para

hidroelectricidad.

La condición intrínseca de los ecosistemas acuáticos de responder de forma

específica a la variabilidad natural fomenta su resiliencia y resistencia frente a distintos

cambios. Esta respuesta se observa en ríos como el Pita en Pedregal y Tuminguina,

ya que las condiciones físicas de los cauces, como el área de inundación, su zona de

aporte de nutrientes y sedimentos, y la conformación del sustrato en lecho, mantienen

consecuentemente la química del agua y su calidad biótica. Miller et al. (2007) reportó

los efectos del cambio en la física del cauce asociados a la pérdida de especies en los

ríos, lo que podría explicar la diferente calidad biótica de ríos que cambian totalmente

su morfología después de las captaciones. Por otro lado, Chessmannet al. (2009)

encontró que varios aspectos de la integridad ecológica en ríos intervenidos por

captaciones de agua potable no se alteran cuando la interrupción es pequeña y la

distancia de recarga se acorta. Esto puede explicar lo que ocurren en los ríos Pita en




Pedregal y Tuminguina después de las captaciones. La presencia de agua en el cauce

independiente de la variabilidad hidrológica demuestra que existen condiciones que se

mantienen en el ecosistema, como lo sugiere Biggs y Jowett (2008) para ciertos

organismos que usan las pozas para su sobrevivencia y desarrollo. Pocos estudios

han reportado que la integridad ecológica se mantenga o mejore después de las

captaciones (Chessmann y Royal, 2008), los resultados encontrados concuerdan con

la mayoría de estudios en donde la disminución del caudal afecta la integridad

ecológica reduciendo la calidad del ecosistema en general. Los sitios en los ríos

impactados son, por lo tanto, más vulnerables a la reducción del caudal debido a que

su resiliencia y resistencia ha sido reducido por la urbanización y la contaminación del

cauce.

Los impactos de las captaciones de agua en ríos no intervenidos (control) y en ríos

intervenidos (impactados) pueden acentuarse como se ha visto para la mayoría de

escenarios de los modelos de cambio climático previstos para el Callejón Interandino

en el Ecuador. Muñoz, Macías y García (2010) y Muñoz (2010) sugieren considerar la

importancia de la variabilidad climática en la hidrología local, donde las respuestas

pueden ser muy específicas. Los resultados de la integridad ecológica frente a los

impactos y a incrementos de la precipitación pueden parecer beneficiosos en el

aspecto hidrológico del sistema, sin embargo hemos visto que los cambios

hidrológicos tienen un efecto sinérgico en la física del cauce, la química del agua y la

calidad biótica por lo que se requiere analizar la intertemporalidad con mayor detalle.

Los escenarios de los modelos aportan, no obstante, una dirección general de la

respuesta que presentarían los ecosistemas acuáticos bajo dichos casos a nivel

general.

El análisis de la integridad ecológica bajo los escenarios de los modelos demuestra

que los sitios con baja integridad ecológica, como el río San Pedro, estarían

severamente afectados por la disminución del caudal a causa de una reducción de la

precipitación, mientras que el aumento del caudal podría favorecer a la frecuencia de

descargas por excesos, lo que mantendría de alguna manera un flujo de agua en el río

de manera permanente. Los sitios con integridad ecológica media pueden afrontar el

incremento o decremento de precipitación de una manera distinta, fomentando la

conectividad o aislando hábitats que se conformen como pozas permanentes. Al ser

éste uno de los primeros análisis de los impactos de las captaciones y su potencialidad

frente al cambio climático en el Ecuador, es fundamental retomar las recomendaciones

de Muñoz (2010) acerca de la escala espacial de los modelos y las posibles




respuestas localizadas. Se puede concluir que frente a un incremento de la

variabilidad climática centrada en el incremento de precipitación, los ecosistemas

acuáticos analizados tienen varios aspectos a favor para enfrentar el impacto que ya

existe por las captaciones de agua. Frente a una reducción de la precipitación todos

los sitios estudiados estarían potencialmente disminuyendo su integridad ecológica.

Para mantener y mejor las respuestas que tiene los ecosistemas acuáticos con

captaciones que retornan el caudal al cauce o permiten la recarga natural, se puede

aplicar el concepto de caudal ecológico. En la actualidad, no se puede asegurar el

valor sobre o bajo el cual el río pierde su integridad ecológica, lo que se ha podido

observar en este análisis es que con una reducción del 100% del caudal, todos los

sitios después de las captaciones son vulnerables al cambio climático y esta condición

se reduce en la medida en la que se mantiene una proporción del caudal natural o

caudal ecológico.

3. Definición del modelo de Caudales Ecológicos

La información analizada en el capítulo anterior es la base para definir un modelo de

caudales ecológicos. Los ríos que son afectados por captaciones, presentan tramos en

donde las condiciones físicas y biológicas del ecosistema cambian en relación a las

condiciones naturales, estos tramos son el objeto de la implementación de los

regímenes de caudales ecológicos. Las variables físicas o hidráulicas y las variables

biológicas son el insumo ecohidráulico de los modelos de caudales ecológicos que se

pueden integrar a la hidrología local.

Entre las metodologías más utilizadas para definir modelos de caudales ecológicos, se

encuentran las simulaciones físicas del hábitat para invertebrados, peces o plantas. El

principal paquete de simulación fue desarrollado por Millhous (2000) y se conoce como

PHABSIM (PhysicalHabitatSimulation). Esta es una herramienta, de la que se derivan

varias versiones (RHABSIM (Payne, 2003), RHYHABSIM (Jowett, 2009), que permite

conocer los regímenes de caudales en los que los organismos se encuentran en mas

lugares del río. La metodología que integra la simulación del hábitat y la

retroalimentación, revisión e implementación del caudal ecológico se conoce como

IFIM (InstreamIncremental FlowMethodology), que se basa en el uso del paquete

PHABSIM para cualquier organismo o grupo de organismos del río (Jowett, 1991;

Payne, 1997; Pinotet al., 2003).




Las comunidades de invertebrados a las que se va a proteger y para las que se

determina el caudal ecológico, son aquellas que habitan aguas arriba de las

captaciones (García de Jalón y Gonzales del Tánago, 1999). La investigación sobre

caudales ecológicos en base a los hábitats de invertebrados, ha identificado diferentes

respuestas dinámicas al igual que la hidráulica de un río. Una manera de integrar los

hábitats y la hidráulica se conoce como hábitats viables, los hábitats viables cambian

con el caudal lo que se traduce en los regímenes de caudales ecológicos.

3.1. Fundamento eco hidráulico

Las variables hidráulicas de un río (velocidad, profundidad, fuerza de stress,

rozamiento y turbulencia) segregan a las comunidades por su capacidad de resistir

estas condiciones y por sus preferencias hidráulicas. Existen organismos más o

menos reófilicos que se encuentran en corrientes fuertes, en rocas grandes, en el

fondo o en la columna de agua y organismos que prefieren zonas de corriente más

lenta que aprovechan pozas o planos (Bovee, 1986; Jowettet al. 1991; Lamourouxet

al., 1995). La corriente en el río genera patrones de movimiento complejos que pueden

ser diferentes o iguales entre la superficie y el fondo (Statzner y Higler, 1987), es por

esto que es importante conocer el fondo del río en donde vive el bentos. La

clasificación de las especies por sus preferencias hidráulicas puede definirse a través

de la relación entre las características hidráulicas del hábitat y su distribución en el río

(Jowett, 2003).

En el río, los organismos se distribuyen de acuerdo a varias interacciones ecológicas

(alimentación, refugio, depredación, etc.), estos factores también pueden influenciar la

distribución de los organismos de acuerdo a las variables hidráulicas/físicas

(Townsend et al. 1997a; James et al. 2008), es por esto que, las preferencias

hidráulicas en los hábitats viables explican una parte de la presencia de invertebrados

en los ríos. Las preferencias hidráulicas de algunas especies, comunes o abundantes

han servido para mantener el hábitat de otras especies menos comunes, por lo que el

beneficio ecológico puede ser grande en una comunidad (Collier, 1993; Collieret al.,

1995; Jowett, 2003). Una de las principales variables que ha permitido clasificar a los

organismos es la velocidad, en rangos y umbrales que se han podido generalizar para

varios grupos y en varios lugares (Extence et al., 1999).




3.2. Fundamento eco hidrológico

Los regímenes de caudales históricos han determinado el tipo de hábitats que se

pueden encontrar en un río y con ellos los organismos que se han adaptado a estas

condiciones. El comportamiento de un río lo caracteriza su régimen hidrológico, es por

ello que al evaluar los hábitats viables es mandatorio evaluar la estacionalidad y la

temporalidad del régimen hidrológico. La ecología de los organismos no es estática

por lo que el hábitat está sujeto al flujo de energía del caudal. Este fundamento es el

que nos obliga a entender que el concepto de caudal ecológico se traduce en un

régimen de caudales ecológicos como símil del régimen hidrológico natural. El

fundamento eco hidrológico de los caudales ecológicos es la variabilidad natural del río

no afectado, la misma que se busca mantener con el régimen de caudales ecológicos.

Estimar esta respuesta se puede lograr con la temporalidad de la información

hidrológica disponible e información ecológica correspondiente a las estaciones.

Los resultados de esta investigación serán los primeros en este campo dentro de la

ecología acuática en el Ecuador y permitirán hacer recomendaciones científicamente

sustentadas, para mitigar el impacto ambiental que causan las captaciones de agua.

La liberación de descargas que respondan a las funciones ecosistémicas de los ríos

permitirá que los ecosistemas acuáticos inicien un proceso de restauración ecológica

mediante la operación adecuada de las captaciones. Ecosistemas acuáticos de

características similares como los de los ríos de los páramos de Antisana y Cotopaxi

forman parte de proyectos en operación como La Mica – Quito Sur y el Sistema Pita –

Tambo de la EPMAPS, en donde al igual que en algunos ríos previstos para ser

captados en el Proyecto Ríos Orientales, el manejo antes y durante la operación

pueden incorporar los criterios de caudales ecológicos como medida de mitigación del

impacto ambiental que generan las captaciones y hacer reducir la vulnerabilidad frente

al cambio climático.

Con estos antecedentes, el concepto de caudal ecológico se sustenta en la

combinación de los criterios ecológicos, hidráulicos e hidrológicos para reconocer los

hábitats viables y mantener los regímenes de caudales óptimos para las comunidades

clave del ecosistema acuático.




3.3 Información base para el modelo

3.3.1 Índice Lótico para la Evaluación del Flujo LIFE

En los ríos San Pedro y Pita se llevó a cabo un levantamiento exhaustivo e intenso de

información eco hidráulica, sobre las condiciones hidráulicas en las que se encuentran

los invertebrados acuáticos (Rosero, 2005), como parte del trabajo del FONAG para

conservar los ecosistemas acuáticos de la cuenca del río Guayllabamba. El objetivo

fue relacionar las variables hidráulicas con la hidrología del régimen natural. La

metodología utilizada para colectar información eco hidráulica fue el Índice LIFE

(LothicIndex of InvertebratesforFlowEvaluation), esta metodología sugiere el monitoreo

temporal y la colección de invertebrados del bentos. Esta información colectada entre

el 2004 al 2008 se utilizó para llevar a cabo los objetivos propuestos para el modelo de

simulación de hábitats.

El puntaje LIFE es un índice asociado al biomonitoreo que permite integrar variables

ecológicas e hidráulicas de manera rutinaria, y se basa en la densidad de

invertebrados en función de la velocidad del flujo. Al rango de velocidades se los divide

en categorías a las que se les asignan puntajes de acuerdo a los rangos registrados,

Tabla 9. El puntaje se modifica con la abundancia de cada taxa o grupo y luego se

calcula un puntaje agregado, Tabla 10. El sistema funciona con datos de especies,

género y familias, y el puntaje se puede asociar al caudal a través de ciertas métricas

estadísticas (Extenceet al., 1999) (Dysonet al., 2003). Muchos invertebrados de agua

dulce tienen requerimientos precisos para cierta velocidad que corresponden a ciertos

rangos de caudal, algunos taxa pueden ser indicadores ideales de las condiciones del

flujo, si se llega a conocer su espectro de respuestas (Brooks, 1990). Las variaciones

del caudal pueden estar altamente influenciadas por un número desconocido de

cuerpos tributarios subterráneos y esto podría determinar la presencia o ausencia de

ciertos organismos que requieren una profundidad y velocidad específicas que no se

pueden registrar en los caudales medibles (Extenceet al., 1999).




Categoría

Grupos de Velocidad

I

Rápido

II Corriente

III Lento

IV Moderado

V Estancado

VI Seco

Tabla 9. Categorías para la Velocidad del flujo

Categoría

Abundancia Estimada

A 1-9

B 10-99

C 100-999

D 1000-9999

E 10000+

Tabla 10. Categorías de abundancia de organismos, (fs.)

Estas categorías se combinan en función de la abundancia de los grupos encontrados

y los rangos de velocidad que les corresponden. A partir de esto, se obtiene un índice

con un rango de velocidad que puede relacionarse con el caudal a través de la

morfología del cauce. Sin embargo, para encontrar la proporción del caudal natural

que podría albergar los rangos de velocidad encontrados se calculan los percentiles de

probabilidad del caudal. La dinámica del flujo afecta la estructura de las comunidades

espacial y temporalmente, la combinación de los datos de caudal con los valores de

Índice LIFE pueden ser considerados si se analiza: los caudales percentiles 25 y 50%,

caudales medios, máximos y mínimos en la mayor escala de tiempo o en períodos

hidrológicos estacionales (Armitageet al.1997).




En la actualidad esta información ha sido validada con mediciones puntuales en el

2011, en donde la hidráulica del cauce y la hidrología de los sitios de interés se

integraron a los registros del bentos. Las series hidrológicas disponibles para el río

San Pedro, corresponden a aforos mensuales, por lo que es necesario el registro

diario de datos, para construir un modelo detallado para la propuesta de caudales

ecológicos para los ríos Pita y San Pedro.

3.3.2 Hábitats viables para Invertebrados

En varios ríos de la unidad hídrica de Papallacta y Chalpi Grande (Sucus, San Juna,

Chalpi Norte, Tuminguina) se realizaron muestreos eco hidráulicos para definir las

preferencias hidráulicas de los invertebrados acuáticos, entre septiembre de 2006 y

diciembre de 2008, como parte del Proyecto para definir Caudales Ecológicos en ríos

del Sistema Papallacta (FONAG, 2008). Se calcularon los hábitats viables a través de

las curvas de preferencias de taxa común entre los ríos de páramo y del bosque

nublado. En el análisis que se presenta a continuación, se utilizó un taxón y las curvas

de preferencia que demuestran los requerimientos de este organismo dentro del río,

para mantener sus funciones y desarrollarse adecuadamente (Allan y Castillo, 2007).

Los hábitats viables están representados por unidades hidromorfológicas o

mesohabitats (plano, poza, rápido, rabión, cascada), mientras mas mesohabitats se

pueda evaluar, mejores serán los resultados de la distribución de invertebrados

(Jowett, 1993; Jowett y Davey, 2007). En el análisis de hábitats viables se colectó 100

muestras, por lo que se recomienda mantener un mínimo de 100 puntos en cada río

nuevo o temporada nueva que se incluya en la investigación para estimar el régimen

de caudales ecológicos. La velocidad, la profundidad y el tipo de sustrato son las

variables básicas que determinan los aspectos físicos del hábitat, por lo que es

fundamental registrarlos al momento de la colección del bentos.

A partir de esta información, se realizó el análisis estadístico, para obtener las curvas

de preferencia de acuerdo a la distribución de los datos, que mejor se ajusta o explica

la preferencia por cada variable, esto se conoce como idoneidad o viabilidad del

hábitat.




En la Imagen 5, se puede ver las curvas de preferencia hidráulicas para (Baetidae:

Andesiopssp.), una efímera presente en el páramo y el bosque nublado. La lectura de

estas curvas demuestra que en las abscisas, la densidad de la población en el modelo

disminuye a medida que aumenta la velocidad, disminuye a medida que aumenta la

profundidad y aumenta a medida que aumenta el índice de sustrato (SI = 3 arena, SI =

4, grava fina, SI = 5 grava, SI = 6 cantos, SI = 7 bloques, SI = 8 roca madre). Una vez

que las preferencias hidráulicas se incorporan en un solo modelo se puede llevar a

cabo la simulación del hábitat con el caudal.

Las salidas visuales del modelo de simulación se pueden ejecutar en dos dimensiones

dependiendo de la disponibilidad de información hidrológica, lo que se ha observado

por varios autores como una limitación para la simulación hidrológica en general

(Muñoz, 2010).

En el Ecuador, la información hidrológica de tipo diario es escasa, por lo que es

necesario ajustar las distribuciones de invertebrados a los caudales muestreados. Las

condiciones reales corresponden únicamente a caudales temporales con un rango de

variación temporal; la estimación de un régimen de caudales ecológicos con esta

información incluiría un error que debe tomarse en cuenta para la futura

implementación. El análisis del régimen hidrológico histórico todavía no ha sido

incorporado a este estudio, sin embargo se ha identificado periodos de aguas bajas

que podrían servir para la modelación.

Ephemeroptera( Baetidae: Andesiops sp.)

Densid

ad ind./

m2

Profundidad (m) Índice de Sustrato

Velocidad (m/s)

Imagen 5. Curvas de preferencia hidráulicas (Baetidae: Andesiopssp.)




4. Cálculo del Caudal Ecológico

La modelación del régimen de caudales ecológicos para las estación seca y lluviosa

fue realizada específicamente para el río Papallacta, ya que se cuenta con una

descripción detallada de la hidráulica del cauce y un régimen hidrológico mensual de

cerca de 30 años (EPMAPS, 2005). Para llevar a cabo la propuesta del régimen de

caudales ecológicos se incorporó el análisis de las variables físicas definidas para

cada celda que componen las secciones del río. La descripción de las celdas se

realizó utilizando la velocidad registrada al 60% de altura de la columna de agua. En la

Imagen 6 se presenta el esquema de la velocidad, por ser la variable de mayor

variación a diferencia de la profundidad que cambia con la pendiente, y el sustrato no

cambió debido a que los ríos son bastante uniformes.

Una vez que se ingresaron las velocidades y el perfil de la sección con las

profundidades, se obtuvo la respuesta de los cambios entre la velocidad, la

profundidad y el sustrato. En el río Papallacta, las zonas más profundas tienen menor

velocidad mientras que las de menor profundidad tienen velocidades extremas. La

sección es irregular con una profundidad promedio de 0.591 m y una velocidad

promedio de 1.4 m/s.

Imagen 6. Celdas de velocidad en donde se asume un valor uniforme en toda la celda.




A continuación, para la integración de los hábitats viables en el modelo hidráulico, se

compuso un Índice del Hábitat que permite contabilizar el número de hábitats viables

de acuerdo a las condiciones más favorables. La sumatoria de todos los Índices de

Hábitat ofrece el valor final de hábitats viables, el valor más alto corresponde al óptimo

y es equivalente a 1, el rango fluctúa entre 0 y 1. Para extrapolar el resultado de cada

celda y de cada sección se multiplica los hábitats viables en un determinado caudal,

Imagen 8. El resultado de los hábitats viables se pondera en superficies lo que se

denomina SPU, y se obtiene a través de la relación: W/W50 = (Q/Q50)b

En donde W es la superficie ponderada útil SPU, Q es la descarga o caudal y b es la

celda a la que se aplica esta superficie. En el cálculo de los hábitats viables se aplica

Imagen 7. Esquema de velocidades y profundidades en las secciones del Río Papallacta

Imagen 8. Profundidad y pendiente como entradas del modelo.




la estadística aditiva, lo que permite obtener un valor de la preferencia hidráulica

combinada que generan cada hábitat. Las superficies ponderadas útiles se distribuyen

de una manera creciente a medida que aumentan los datos de los caudales hasta

llegar al punto máximo a partir del cual las superficies se reducen con el tiempo, ya

que se convierten en nuevos hábitats,

En la Imagen 10, se muestra en barras la combinación de la velocidad, la profundidad

y el sustrato como hábitat viable al caudal máximo registrado para el río Papallacta.

Las cuatro secciones presentadas corresponden a los valores de superficies que

contienen la mayor cantidad de hábitats viables. El modelo de hábitats viables para la

población de Andesiopssp., presente en el río Papallacta presenta una distribución de

las densidades, de acuerdo a sus preferencias por los hábitats con sustratos más

grandes; con frecuencia estos sustratos están asociados a velocidades elevadas y

poca profundidad. La combinación de estas características se representa con la

viabilidad de 1.

Se puede observar en la Imagen 11, una importante distribución en parche a lo largo y

ancho de todo el cauce. Las barras correspondientes al valor 1 se ubican en la margen

izquierda del río, entre una sección y en la siguiente existen cambios sutiles que hacen

distintos los trayectos dentro del tramo, sin embargo se puede observar que las celdas

con mayor velocidad son viables para este taxón pero no todas en su totalidad están

densamente pobladas.

Imagen 9. Hábitats viables identificados por el modelo a un caudal máximo.




El modelo de hábitats viables demuestra que el 63% de los hábitats del tramo

estudiado en el río Papallacta son óptimos para la vida y sobrevivencia de este taxón

representativo. A pesar de que la época de estiaje es muy marcada, en esta se

aseguran pozas y rápidos alternados que generan la heterogeneidad de hábitats

necesarios para esta especie.

Los resultados obtenidos de la simulación de los hábitats con los distintos caudales

mensuales disponibles, demuestran que las preferencias de velocidad, profundidad y

sustrato aumentan a medida que aumenta el caudal. En la Imagen 12, se puede

observar las superficies del río que son habitables por este taxón y que crecen a

medida que aumenta el caudal hasta un máximo de 1 m3s-1, posteriormente, la

superficie disminuye hasta el caudal promedio registrado en la época de estiaje. La

relación de aumento de las SPU con el caudal no es directa, ya que detrás de este

modelo existen algoritmos matemáticos iterativos para encontrar la mejor relación.

Existen varios aspectos de la variabilidad hidrológica intrínseca del río que no se

pueden observar con los datos mensuales de los aforos, es por esto que las

limitaciones del modelo están sujetas a los datos de la época de estiaje.

Imagen 10. Modelo de hábitats viables en las secciones del río Papallacta.




Imagen 11. Superficies ponderadas útiles simuladas para descarga del río Papallacta.

El análisis final de los caudales que favorecen los hábitats viables en el tramo de

estudio, demuestra que caudales superiores a los 0.8 m.s-1 son favorables para este

taxón y para muchas especies de la comunidad de invertebrados con similares

estrategias de vida. Los caudales observados corresponden a los caudales ecológicos

estacionales, la diferencia fundamental del régimen de caudales ecológicos con los

caudales base o mínimos es la variación y simulación del régimen natural que requiere

un organismo o comunidad para mantenerse en el río. Los elementos fundamentales

de un hidrograma, picos y crecidas así como estiajes y sequías, permitirán distintos

hábitats, lo que a medida que se integren a la variabilidad hidrológica natural podrá

identificarse como el REGIMEN DE CAUDALES ECOLOGICOS.

Para evaluar finalmente cómo funciona esta variabilidad hidrológica que mantiene el

río, es necesario incorporar los datos ecológicos de las superficies ponderadas útiles a

una serie hidrológica de mayor detalle (diario). Una propuesta final del comportamiento

del caudal natural y un régimen de caudales ecológicos se presenta en la Imagen 13.

En la Imagen 12, se puede observar los hábitats óptimos y viables en un caudal de 0.5

m3s-1, a este caudal se le debe incluir la variación del régimen natural presentado en

azul. Los altos valores de idoneidad en los hábitats ocurren en el inicio y el final de las

crecidas. Los hábitats se hacen inviables a medida que se mantiene un caudal

constante e inferior a los 0.3 m3.s-1(línea punteada). El régimen constituye una serie de

caudales a lo largo del tiempo en la que la proporción de caudal con mayor número de




hábitats viables es el caudal ecológico. El régimen de caudales ecológicos es variante

y favorece la creación de nuevos hábitats para las especies, esto puede tener una

mayor incidencia que una cantidad permanente de agua en el río.

Finalmente, la densidad y riqueza de invertebrados tienen una estrecha relación con la

heterogeneidad de hábitats, los hábitats están disponibles gracias a la variabilidad

hidrológica la misma que es el resultado de la variabilidad climática. El aumento o

disminución de la precipitación en la época de estiaje podría tener un menor impacto

en la presencia de caudal ecológico después de las captaciones. Esta posibilidad

todavía requiere el conocimiento de ciertos aspectos del hidrograma que se alterarían

por la variabilidad climática y cómo ello afectaría a la comunidad biótica en los

ecosistemas acuáticos.

4.1. Validación del régimen de caudales ecológicos

Para llevar a cabo la validación de un régimen de caudales ecológicos es necesario

incorporar información ecológica e hidrológica temporal y detallada del mismo río, así

como aplicar los modelos en ríos con condiciones eco hidráulicas similares. En este

estudio se escogió tres ríos de la cuenca del río Guayllabamba como primer paso para

validar el régimen de caudales ecológicos y simular dichos regímenes. El primer paso

Imagen 12. Caudal ecológico estimado para Baetidae: Andesiopssp., en el río Papallacta.




fue levantar información en una estación húmeda en la zona de Papallacta: río Tambo

y luego se aplicó la metodología de hábitats viables en los ríos San Pedro y Nieves

Toma. Como parte de la validación, se utilizará la información disponible del río Pita

para calcular los hábitats viables y estimar mediante simulación, los regímenes de

caudales ecológicos en base a grupos de invertebrados comunes.

La simulación de los regímenes de caudales ecológicos obtiene al incorporar los

modelos de hábitats viables de los invertebrados con la topografía, hidráulica e

hidrología. Los modelos ecológicos desarrollados para ríos de páramo (Rosero et al.,

2011), se obtuvieron con el paquete estadístico TRENDS (Jowett, 2010), este paquete

permite incorporar las preferencias hidráulicas en hábitats viables que se integren a la

hidrología mediante un paquete de simulación derivado de PHABSIM: RHYHABSIM

(Jowett, 2009). Como parte de la validación del modelo de caudales ecológicos se

llevó a cabo una fase de campo entre Junio y Agosto del 2011. En los ríos Nieves

Toma, San Pedro, San Juan y Tambo se aplicó la metodología de hábitats viables

(Rosero et al., 2011), utilizada para invertebrados de páramo. La fase de campo se

desarrolló en cinco días en el mes de julio, y se aprovechó el desenvolvimiento de un

evento de crecida para evaluar la respuesta en los hábitats, en la época húmeda. En

total se colectaron 400 muestras, se midieron las características físicas de los hábitats

y se registró el caudal en cada uno de los ríos.

4.2 Modelo de hábitats viables en la época húmeda

Los modelos de hábitats viables son el resultado de las condiciones hidrológicas de

una temporada que definen las condiciones físicas del río. Los ríos de páramo

característicos por la presencia de bloques, cantos y limo, tiene en sus riberas

vegetación uniforme con pajonales y plantas rastreras que soportan una importante

escorrentía y precipitación. Los ríos de páramo ubicados en áreas protegidas (ver 1.2

Área de Estudio) están en buen estado, sin embargo la presencia de huellas del

ganado de las comunidades cercanas (Tambo y Oyacachi) es evidente en las

márgenes de los ríos. En la época húmeda, los caudales de la mayoría de ríos de la

vertiente Amazónica aumentan y experimentan crecidas que dificultan las mediciones

y el acceso a los ríos; las fuertes lluvias e incluso la presencia de hielo en forma de

escarcha generan corrientes con velocidades que limpian los cauces por efectos de

arrastre de sedimentos y abrasión. Los hábitats muestreados en esta época, en los

ríos del páramo de Papallacta, estuvieron desprovistos de todo tipo de micro hábitat




(musgos, algas, biofilm, plantas) y en varios casos las profundidades superaron el

límite del cauce hasta la zona inundable del río.

4.2.1 Condiciones ecológicas

La condición ecológica más relevante de la época húmeda fue la disminución de la

abundancia de invertebrados en los diferentes hábitats muestreados. La diversidad

taxonómica, igualmente baja, estuvo dominada por anélidos y algunos quironomidos

(moscas comunes). Los hábitats más comunes fueron los rápidos, mientras que las

pozas y planos fueron prácticamente escasos; la profundidad promedio de los hábitats

muestreados superó los 0.6 m y las velocidades promedio fueron de 1.9 m.s-1.Las

variables químicas de los ecosistemas acuáticos no presentaron valores extremos en

los ríos San Juan, Tambo y Papallacta, sin embargo sí se registró una elevada

concentración de cloruros, provenientes del lavado del suelo de la cuenca aportante,

en el río Papallacta: 2.7 ppm. Las concentraciones de oxígeno disuelto se mantuvieron

cerca de los 7 ppm, la conductividad entre 96 – 104 µs/cm2, y la temperatura alrededor

de 7 °C.

Los modelos de hábitats viables en la época húmeda demuestran que las fuertes

crecidas no favorecen la presencia de invertebrados en los ríos. El 89% de los hábitats

muestreados tienen densidades entre 40 y120 ind.m-2, lo que es significativamente

menor a las densidades registradas en la época seca: 400 600 ind.m-2. Para la

estimación del régimen de caudales ecológicos se presenta el caso de una efímera

ampliamente distribuida en los Andes tropicales, Baetidae: Andesiopssp.

Las Imagenes13 y 14, presentan las características hidráulicas de los hábitats viables

de Baetidae: Andesiopssp., para la época seca (Imagen 13) y la época húmeda

(Imagen 14); en donde se puede observar las diferentes isolíneas de densidades que

predice el modelo, mientras que los puntos rellenos corresponden a las densidades

observadas, demostrando un buen ajuste del modelo para los dos casos. Los puntos

vacíos son los sitios muestreados en donde no se registró esta especie. Las Imágenes

13 y 14 son la distribución de este grupo en los hábitats de acuerdo a la velocidad y

profundidad para el tipo de sustrato dominante del lecho que son los cantos.




Los resultados gráficos de los modelos de hábitats viables indican que los organismos

se distribuyen de una manera distinta de acuerdo a la estación climática, y que los

Imagen 13. Distribución de las densidades en los hábitats viables de la época seca.

Imagen 14. Distribución de las densidades en los hábitats viables de la época húmeda.




efectos en el incremento de las velocidades y profundidades disminuyen sus

densidades. Para conocer como se relaciona cada respuesta con el caudal es

necesario analizar las condiciones hidrológicas en cada época.

4.2.2 Condiciones hidrológicas

Los hábitats viables se hacen disponibles mediante la combinación de algunas

variables hidráulicas definidas por el caudal. Las condiciones hidrológicas son

altamente relevantes para las relaciones ecológicas y las diferencias entre estaciones

evidencian la importancia de mantener la variabilidad hidrológica natural. En la

vertiente Amazónica, los ríos en la época húmeda presentan crecidas regulares que

disminuyen lentamente en tres y/o cuatro días; específicamente estas crecidas

eliminan gran parte de los hábitats viables y las superficies que se mantienen idóneas

se ubican en las márgenes o recodos del río, esto quiere decir que a medida que

aumentan los caudales en la época húmeda, las superficies de hábitats viables

desaparecen.

Para ejemplificar como la respuesta de la Imagen 15 contrasta con las superficies de

hábitats viables de la época seca, se presenta la Imagen 16. En la época húmeda los

caudales registrados superan los 0.2 m3.s-1 y los hábitats que se pueden encontrar en

estas condiciones hidrológicas corresponden a rápidos y cascadas, mientras que en la

Imagen 15. Superficies de hábitats viables para Andesiopssp., en las condiciones hidrológicas de la época húmeda.




época seca se registraron caudales inferiores a los 0.2 m3.s-1 que favorecieron la

presencia de todo tipo de hábitats viables entre los que se encontró pozas, planos,

rápidos y cascadas. En la Imagen 17, el modelo demuestra que la densidad en las

superficies de hábitats viables aumenta en la medida en que aumenta el caudal.

Las respuestas de los hábitats viables son prácticamente opuestas para cada

estación. La limitación para integrar esta información y presentar un hidrograma del

régimen de caudales ecológicos, es precisamente, la ausencia de información

hidrológica continua y a detalle diario, que permita ajustar el modelo a distintos

caudales entre estaciones. Otro factor a considerar en el diseño del caudal ecológico

para los ríos de páramo, es la respuesta ecológica de todas las especies dominantes y

raras que componen la comunidad.

Los invertebrados seleccionados para este ecosistema, Tabla 11, presentan una

respuesta compuesta que se ajusta bien a la respuesta individual de Baetidae:

Andesiopssp. Una estimación del caudal ecológico de la época húmeda para los

invertebrados de los ríos de páramo se presenta en la Imagen 17, y se interpreta como

el rango del caudal natural que mantiene la mayor superficie de hábitats viables.

Imagen 16. Superficies de hábitats viables para Andesiopssp., en las condiciones hidrológicas de la época seca.




Taxa Hábitats Viables

Andesiopssp. Velocidades medias, poca profundidad y sustratos grandes.

Anomalocosmoecussp. Velocidades altas, poca profundidad y sustratos medianos.

Austrelmissp. Velocidades medias, profundidad media y sustratos medianos.

Ochrotrichiasp. Velocidades altas, poca profundidad y sustratos medianos.

Simuliidae Sp1. Velocidades altas, profundidades altas y sustratos de pequeños.

Tabla 11. Selección de invertebrados representativos de los ríos de páramo.

Superficies de hábitats viables para los invertebrados representativos de los ríos de

páramo en la Vertiente Amazónica durante la época húmeda.

La primera validación del modelo de hábitats viables de la zona de Papallacta,

demuestra que en la época húmeda, el modelo se ajusta adecuadamente a las

respuestas ecológicas esperadas de los organismos acuáticos. De forma específica, el

modelo demuestra que la variabilidad climática natural determina la disponibilidad de

Imagen 17. Densidad en las superficies de hábitats viables aumenta en la medida en que aumenta el caudal.




hábitats a los que están adaptados los organismos. Extender los resultados de estos

modelos, a los ríos de la zona de páramo, estará limitado o favorecido por la

información hidrología existente de cada río. Por otro lado, extender los modelos hacia

otros ecosistemas acuáticos en cuencas y pisos ecológicos distintos es una alternativa

para la generalización de las preferencias hidráulicas de los taxa de cada río.

4.3 Modelo de Hábitats Viables e Índice LIFE

El río Nieves Toma fue el escenario del muestreo ecológico e hidrológico, para definir

los modelos de hábitats viables que permitieran proponer regímenes de caudales

ecológicos para los ríos Pita y San Pedro, utilizando la información eco hidrológica

obtenida con el Índice LIFE, en el 2005 (Rosero, 2005). El río Nieves Toma es un río

de cabecera con un pendiente moderada, se forma de la unión del río Pilongo y

pequeños afluentes provenientes del volcán Corazón, desemboca en el río San Pedro

y en su trayecto ingresa a la Parroquia de Aloasí, en donde es captado en su totalidad

y queda seco. Como parte de la aplicación de los modelos eco hidrológicos se

seleccionó un tramo de 25m de largo, con características representativas de la unidad

hídrica, en donde se aplicó la metodología para conocer los hábitats viables de

invertebrados acuáticos; el muestreo incluyó el registro de la calidad del agua,

especialmente se monitoreó la temperatura, el pH, la conductividad y el oxígeno

disuelto, por un lapso de 12 horas continuas. El tramo se dividió en 10 secciones

intercaladas por hábitats rápidos y lentos, en los que se levantó información del ancho,

el perfil de velocidades y profundidades así como el nivel del río.

La formación geomorfológica del río Nieves Toma explica la presencia de sustratos de

gran tamaño y areniscas volcánicas a las que están relacionadas fuertes corrientes de

flujo que conforman lechos irregulares. En este ecosistema se observa una gran

heterogeneidad de hábitats, en donde encontramos una comunidad de invertebrados

acuáticos compuesta por una riqueza de 37 taxa y una densidad de125 ind/m2. Los

ríos Nieves Toma, San Pedro y Pita comparten características ecológicas similares

como el tipo de sustrato, los hábitats, la vegetación y la comunidad de invertebrados.

En la vertiente del Pacífico, específicamente en la sub cuenca del río Guayllabamba

los ríos de interés tienen una estacionalidad climática invertida a la estacionalidad de

la vertiente Amazónica. En la época de mayo a octubre se observa una época seca

que corresponde a la época húmeda de la zona de Papallacta. A pesar de la

temporalidad esperada, en Julio de 2011 se realizó el muestreo para definir los

hábitats viables en caudales residuales de crecidas y bajo la presencia de llovizna.




4.3.1 Hábitats viables en la vertiente del Pacífico

En los ríos Nieves Toma y San Pedro la comunidad de invertebrados está compuesta

por individuos que prefieren hábitats con corrientes fuertes, sustratos grandes pero

también arena, profundidades medias y márgenes con vegetación sumergida. Para

utilizar la información obtenida con el Índice LIFE y con los modelos de hábitats

viables, se comparó los datos obtenidos con anterioridad para los ríos Pita y San

Pedro con los datos levantados en el 2011, para el río Nieves Toma y San Pedro, se

escogieron cinco taxa representativas y comunes entre los ríos, Tabla 12.

Taxa Índice LIFE

Velocidad (m/s)

Profundidad (m)

Tipo de sustrato

Hábitats Viables

Velocidad (m/s)

Profundidad (m)

Tipo de sustrato

Andesiopssp. 0.7 – 1.1 m/s

0.30 – 0.35 m

cantos y bloques

1.3 - 1.5 m/s

0.35 – 0.40 m

bloques

Limonícolasp. 1.3 – 1.5 m/s

0.30 – 0.40 m

cantos

1.55 – 1.65 m/s

0.35 – 0.40 m

cantos

Austrelmissp. 1.1 – 1.3 m/s

0.20 – 0.30 m

grava

1.4 – 1.5 m/s

0.30 – 0.35 m

cantos

HydroptilidadeSp1. 1.5 – 1.7 m/s

0.30 – 0.40 m

cantos

1.6 – 1.7 m/s

0.30 – 0.35 m

cantos

SimuliidaeSp1. 1.5 – 1.7 m/s

0.4 – 0.5

Cantos y bloques

1.6 – 1.7 m/s

0.3 – 0.4 m

cantos

Tabla 12. Características hidráulicas según el Índice LIFE y según los Hábitats viables.

Fuente: Daniela Rosero, 2005 – 2011.

Las superficies de hábitats viables para los invertebrados seleccionados presentan el

aumento de la densidad de estas especies en la medida que aumenta el caudal. La




información de los hábitats en el río Nieves Toma y en el río San Pedro se

incorporaron a la información hidrológica disponible, y se obtuvo el rango de caudales

que hace que la densidad de invertebrados en los hábitats viables aumente: 0.1-5.5

m3/s, Imagen 18: Nieves Toma, Imagen 19: Pita, Imagen 20: San Pedro.

Imagen 18. Superficies de hábitats viables para invertebrados del río Nieves Toma

Imagen 19. Superficie de hábitats viables para invertebrados del río Pita




Las Imágenes 19 y 20, demuestran la respuesta de los ríos que fueron trabajados con

anterioridad por el FONAG y de cuyos datos se ajustaron los modelos de hábitats

viables, como en el caso de la Imagen 20. En los tres casos, se puede observar que la

densidad de invertebrados dentro de los hábitats viables aumenta a medida que lo

hace el caudal, los modelos individuales de cada invertebrado presentan similar

comportamiento entre sitios, lo que indica una respuesta común a este patrón de

incremento.

4.4 Conclusiones y Recomendaciones

Los resultados han demostrado que la simulación del hábitat es un método factible

para determinar ecológicamente el caudal que debería mantenerse en los ríos a través

de los hábitats viables. Las consideraciones ecológicas para mantener los caudales

que actualmente se descargan en época de lluvias y estiaje pueden mejorar la calidad

de los ecosistemas después de las captaciones. Los modelos de simulación del hábitat

son viables para ser ejecutados en base a amplia información ecológica e hidráulica,

que constituyen una buena línea base sobre los sitios que van a ser intervenidos.

El régimen de caudales ecológicos es una herramienta de mitigación del impacto

ambiental que causan las captaciones de agua para todo tipo de uso. La utilidad de

este régimen permite mantener la conectividad entre los ecosistemas y con ello el

Imagen 20. Superficies de hábitats viables para invertebrados del río San Pedro.




posterior equilibrio del balance hídrico. El régimen de caudales ecológicos puede ser

propuesto como una medida de mitigación del cambio climático. La presencia de flujo

después de las captaciones constituye un aporte a la evaporación que posteriormente

puede precipitarse en distintos lugares de la cuenca, según las condiciones del viento

y la temperatura ambiental.

Como una herramienta y una medida de mitigación, el régimen de caudales ecológicos

responde a la recuperación de los ecosistemas, y el aumento de la resiliencia y la

resistencia lo que ha demostrado es que puede reducir la pérdida de la integridad

ecológica de los ríos. El régimen de caudales ecológicos puede considerarse como

una estrategia de manejo para enfrentar los impactos actuales y la potencialidad de

dichos impactos frente al cambio climático.

La principal recomendación del manejo del régimen de caudales ecológicos es que los

resultados se observen bajo los dos parámetros de precipitación que podrían ocurrir

con el cambio climático. Los beneficios que puede haber tenido la integridad ecológica

del tramo intervenido favorecerán su resiliencia en los largos períodos de estiaje

natural. Es recomendable considerar el hecho de que las zonas de modelación

representan hábitats acuáticos típicos del páramo y del bosque nublado, por lo que las

condiciones óptimas para la vida de los organismos están limitadas a la disponibilidad

de recursos en la cadena trófica, la misma que la define la hidrología local.

A pesar de la limitación de información hidrológica de tipo diario, los modelos de

simulación del hábitat se desarrollaron dentro de la metodología IFIM (Metodología del

Flujo Incremental, para detalles ver Bovee, 1989), por lo que se sustenta con la

continua retroalimentación y ajuste de los regímenes de caudales ecológicos a medida

que se tengan mejores y más datos para la modelación. Los resultados sobre los

rangos de caudales ecológicos para los ríos de esta zona del Callejón Interandino,

presentan un incremento casi directo, de todos los hábitats viables a medida que

aumenta el caudal en el río. Estas relaciones son un importante indicador para el

manejo, y se pueden tomar en cuenta como criterios para el diseño con escenarios de

cambio climático.

Finalmente, se recomienda trabajar con los modelos de simulación del hábitat y tomar

en cuenta las variaciones interanuales, interdecadales y las señales de largo plazo en

la oferta natural del sistema, como lo proponen Muñoz, Macías y García (2010).




5.- Efecto del cambio climático en el caudal ecológico

El análisis de la variabilidad climática actual y escenarios de cambio climático para el

Ecuador (Muñoz, 2011), sugieren considerar el incremento o decremento de un 10%

del caudal disponible, como escenarios plausibles. A partir de esta premisa se corrió

los modelos, en los ríos con información hidrológica interanual e interdecadal, y se

obtuvieron modelos de las superficies de hábitats viables para el aumento y para el

decremento de caudales.

Como se ha mencionado en el análisis previo, los modelos de caudales ecológicos

requieren información hidrológica a nivel diario; todos los ríos de interés en la zona de

estudio están limitados en este aspecto a los promedios mensuales, por lo que al

tomar en cuenta esta incertidumbre, se corrió los modelos de hábitats viables para los

escenarios de cambio climático, y se obtuvo importantes resultados esperados.

En general, encontramos que las superficies de hábitats viables en los ríos disminuyen

con la reducción del 10% del caudal, Imagen 22, mientras que con el aumento del 10%

del caudal, los hábitats viables se mantuvieron similares a las condiciones actuales.

Imagen 21. Modelo de hábitats viables con un incremento del 10% del caudal observado, en el río Pita.




En las Imágenes 21 y 22, se presenta las respuestas de los hábitats viables en el río

Pita (Pedregal), para los invertebrados representativos del tramo de estudio, en los

escenarios seleccionados. Los caudales se mantienen dentro de la misma escala pero

se observan distintas respuestas. La reducción del caudal en un 10% reduce las

superficies de hábitats viables lo que significa la reducción de la densidad de los

invertebrados en estos sitios. El aumento del caudal en un 10% significa la creación de

nuevas superficies de hábitats viables lo que favorece a la densidad de los

invertebrados, tanto por la creación de áreas de colonización y la provisión de recursos

alimenticios en estos sitios.

Estos resultados, se puede extrapolar a los ríos de la zona, tomando muy en cuenta el

nivel de incertidumbre de un modelo obtenido a partir de modelos. Es por esto, que las

respuestas encontradas aquí, brindan una idea del panorama de la respuesta del

caudal ecológico frente al cambio climático. Estas respuestas ocurrirían en el río Pita,

y probablemente en los demás ríos de interés de la zona de estudio, si el caudal

ecológico se mantuviera en los ríos como una medida de manejo para la mitigación del

impacto ambiental de la captación. En el caso de que el caudal ecológico pueda

mantenerse en los cauces, este estaría sujeto al estrés del cambio climático en los

diferentes escenarios, lo que podría amortiguar el efecto de la reducción o incremento

de caudales en las comunidades acuáticas, a través de su resiliencia a la variabilidad

hidrológica natural.

Imagen 22. Modelo de hábitats viables con un decremento del 10% del caudal observado, en el río Pita.




Conclusiones y Recomendaciones

El ensayo y corridas de los modelos de hábitas viables con los escenarios de cambio

climático nos permite concluir, que es importante generar información hidrológica a

detalle para conocer tanto las respuestas más certeras, como los regímenes

hidrológico y ecológico que enfrentaría los posibles efectos del cambio climático. Los

resultados obtenidos también permiten concluir en los posibles efectos que tendrían el

incremento o decremento de caudal en la creación o no de superficies de hábitats

viables; los invertebrados pueden encontrar oportunidades para colonizar y

establecerse lo que permitiría mantener los procesos y el funcionamiento de los

ecosistemas acuáticos.

Finalmente, es recomendable aplicar la metodología de simulación de hábitats,

especialmente en los ríos con buena integridad ecológica, en donde las variables

ecológicas son responsables de la presencia de organismos en el río. La simulación

de hábitats permiten incluir factores físicos en los modelos, lo que es favorable para el

caso del análisis de las variables de cambio climático, sin embargo esta información

debe al igual que en la hidrología, ser a detalle y multitemporal.




Referencias

Acosta R, Ríos B, Rieradevall M, Prat N. 2009. Propuesta de un protocolo de

evaluación de la calidad ecológica de ríos andinos (CERA) y su aplicación a dos

cuencas en Ecuador y Perú. Limnética 28: 35 – 64.

Armitage PD. 1995. Faunal community change in response to flow manipulation. In

The Ecological Basis for River Management, Harper DM, Ferguson AJD (eds): 59–78.

Benetti, A.D., A. E. Lanna y M. S. Cobalchini. 2006. Current practices for establishing

Environmental flows in Brazil. River Research and Applicactions. 20: 427 – 444.

Bovee KD. 1989. Development and Evaluation of Habitat Suitability Criteria for Use in

the Instream Flow Incremental Methodology. U.S. Fish and Wildlife Service Biological

Report 86(7): 1–235.

Buytaert W, Celleri R, De Bièvre B, Cisneros F, Wyseure G, Deckers J, Hofstede R.

2006. Human impact on the hydrology of the Andean Páramo.Earth – Science Reviews

79: 53 – 72. DOI: 10.1016/j.earscirev.2006.06.002

Chessman BC, Royal MJ, Munschal M. 2009. The challenge of monitoring impacts of

water abstractions on macroinvertebrates assemblages in unregulated streams. River

Research and Applications. DOI: 10.1002/rra.1340

Chessman BC, Royal MJ, Muschal M. 2008. Does water abstraction from unregulated

streams affect aquatic macrophytes assemblages? An evaluation based on

comparisons with reference sites. Ecohydrology 1: 67 – 75. DOI: 10.1002/eco.8

Collier, J. K. 1993. Flow preferences of larval Chironomidae (Diptera) in Tongariro

River, New Zealand. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research, 1993:

Vol. 27: 219-226

Collier, K.J., Croker, G.F., Hickey, C.W., Quinn, J.M., Smith, B.S. 1995. Effects of

hydraulic conditions and larval size on the micro distribution of Hydrobiosidae

(Trichoptera) in two New Zealand rivers. New Zealand Journal of Marine and

Freshwater Research 29: 439–451.

Downes B, Barmuta LA, Fairweather PG, Faith DP, Keough MJ, Lake PS, Mapstone

BD, Quinn GP. 2002. Monitoring Ecological Impacts: concepts and practice in flowing

waters. Cambridge University Press.Cambridge.

Dyson, M., Bergkamp, G., Scalon, J. 2003.Caudal. Elementos esenciales de los

caudales ambientales. Tr. José María Blanch. San José, CR.: UICN-Orma, 125 pp.

Extence C., Balbi D. &Chadd R. (1999) River flow indexing using British benthic macro

invertebrates: a framework for setting hydro ecological objectives. Regulated Rivers:

Research and Management, 15, 543– 574.

Fashchevsky, B., 1991. Ecological approach to the management of the international

river basins, European Water Pollution Control.2, (3), 28-31.




Jowett I. G., y A. J. Davey. 2007. A comparison of Composite Habitat Suitability Indices

and generalized Additive Models of Invertebrate Abundance and Fish presence –

Habitat Availability. Transactions of the American Fisheries Society. 136: 428 – 444.

Jowett I.G. 1997. Instream flow methods: a comparison of approaches. Regulated

Rivers: Research and Management 13: 115–127.

Jowett, I.G. 2003. Hydraulic constraints on habitat suitability for benthic invertebrates in

gravel-bed river. River Research and Applications 19: 495–507.

Jowett, I.G., Biggs, B.J.F. 2008.Application of the “Natural Flow Paradigm” in a New

Zealand context. River Research and Applications. 25, 1126 – 1135.

Jowett, I.G., Duncan, M.J. 1990. Flow variability in New Zealand rivers and its

relationship to in-stream habitat and biota. New Zealand Journal of Marine and

Freshwater Research 24: 305–317.

Jowett, I.G., Richardson J., Biggs, B.J.F., Hickey, C.W., Quinn, J.M. 1991. Microhabitat

preferences of benthic invertebrates and the development of generalisedDeleatidium

spp. habitat suitability curves, applied to four New Zealand rivers. New Zealand Journal

of Marine and Freshwater Research 25: 187–199.

Lamouroux, N., Souchon Y. &Hérouin E. 1995.Predicting velocity frequency

distributions in stream reaches, Water Ressources Research.31(9), 2367-2375

Leopold, L.B. Clarke, F.E., Hanshaw, B.B., Balsley, J.R. 1971. A procedure for

Evaluating Environmental Impact .Geological Survey Circular 645.

Milhous, R. T. 2000. Application of Physical Habitat Simulation in the Evaluation of

Physical Habitat Suitability. En: Environmental Effects of Historical Mining, Animas

River Watershed, Colorado. 16 pp.

Miller, S.W., Wooster D, Li J. 2007. Resistance and resilience of macro invertebrates to

irrigation water withdrawals. Freshwater Biology52: 2494 – 2510. DOI: 10.1111/j.1365-

2427.2007.01850.x

Peckarsky B.L., Horn S.C. &Statzner B. 1990. Stonefly predation along a hydraulic

gradient: a field test of the harsh-benign hypothesis. Freshwater Biology, 24, 181– 191.

Peckarsky, B. L., B. W. Taylos, A. R. McIntosh, M. A. Mcpeek, D. A. Lytle. 2001.

Variation in mayfly size at metamorphosis as a developmental response to risk of

predation. Ecology, 82: 3, 740 – 757 pp.




Petts G.E., M.A. Bickerton. 1994. Influence of water abstraction on the macro

invertebrate community gradient within a glacial stream system: La Borgned‟Arolla,

Valais, Switzerland. Freshwater Biology 32: 375–386.

Poff N.L., J. D. Allan, M. A. Palmer, D.D. Hart, B.D. Richter, A. H. Arthington, K.H.

Rogers, J.L. Meyer, J. A. Stanford. 2003. River flows and water wars: emerging

science for environmental decision making. Frontiers in Ecology and the Environment

1: 298–306.

Poff, N.L. y J. V. Ward. 1991. Drift responses of benthic invertebrates to experimental

stream flow variation in a hydrologically stable stream. Canadian Journal of Fisheries

and Aquatic Sciences 48: 1926–1936.

Poff, L.N., Allan, D.J., Bain, M.B., Karr, J.R., Prestegaard, K.L., Richter, B.D., Sparks,

R.E., Stromberg, J.C. 1997. The Natural Flow Regime.BioScience 47, 769 – 784.

Richter B. D., R.Mathews, D. L. Harrison, R. Wigington. 2003. Ecologically sustainable

water management: managing river flows for ecological integrity. Ecological

Applications 13: 206–224.

Richter B. D., R.Mathews, D. L. Harrison, R. Wigington. 2003. Ecologically sustainable

water management: managing river flows for ecological integrity. Ecological

Applications 13: 206–224.

Richter, B. D., y G. A. Thomas. 2007. Restoring environmental flows by modifying dam

operations. Ecology and Society12(1): 12.

Rosero D. 2005. Propuesta metodológica para el flujo de caudales ecológicos en las

Centrales Hidroeléctricas de Guangopolo y Molinuco, cuenca alta del Guayllabamba.

Fondo para la Protección del Agua, FONAG. 65 pp.

Rosero, D. 2005. Informe del estado de degradación de la cuenca y la disminución de

caudales. Fondo para la Protección del Agua FONAG.

Rosero, D. 2009. Informe Consolidado de la Fase de Campo. Proyecto para definir

caudales ecológicos en ríos del Sistema Papallacta. Fondo para la Protección del

Agua, FONAG. 284 pp.

Rosero, D. Encalada A.C. Lloret, P. 2011. Impacto de las captaciones de agua y de la

regulación del flujo en la comunidad y la estructura de la población de invertebrados en

ríos del páramo. Tesis de Maestría en preparación.

STATISTICA 9. 2009. StatSoft Ltd. Oklahoma.




Statzner B. & Holm T.F. 1989 Morphological adaptation of shape to flow: micro

currents around lotic macro invertebrates with known Reynolds numbers at

quasinatural flow conditions. Oecologia, 78, 145–157.

Statzner B. 1981 The relation between „„hydraulic stress„„ andmicro distribution of

benthic macro invertebrates in a lowland running water system, the Schierenseebrooks

(North Germany). Archive fur Hydrobiology, 91, 192–218.

Statzner B., Gore J.A. &Resh V.H. 1988. Hydraulic stream ecology: observed patterns

and potential applications. Journal of the North American Benthological Society, 7,

307–360.

Tennat, D.L. 1976. Instream flow regimes for fish, wildlife, recreation and related

environmental resources, Fisheries, 1 (4), 6-10.

Tharme R.E. 2003. A global perspective on environmental flow assessment: emerging

trends in the development and application of environmental flow methodologies for

rivers. River Research and Applications 19: 397–441.

Townsend C.R., Doledec S. &Scarsbrook M.R. 1997b. Species traits in relation to

temporal and spatial heterogeneity in streams: a test of habitat templet theory.

Freshwater Biology, 37, 367–387.

World Health Organization. 2003. Right to Water. Health and Human Rights

Publications Series: 3. Switzerland.




Listado de imágenes

Imagen 1. Enfoque de integridad ecológica de ríos para sitios de captación de agua. 10

Imagen 2. Ubicación de la captación de agua potable en el río Tuminguina en

Papallacta. .................................................................................................................. 14

Imagen 3. Río Pita en Molinuco después de la captación para la central hidroeléctrica

Los Chillos .................................................................................................................. 15

Imagen 4. Esquema de la metodología para el análisis de impactos en ríos. ............. 16

Imagen 5. Curvas de preferencia hidráulicas (Baetidae: Andesiopssp.) ...................... 34

Imagen 6. Celdas de velocidad en donde se asume un valor uniforme en toda la celda.

................................................................................................................................... 35

Imagen 7. Esquema de velocidades y profundidades en las secciones del Río

Papallacta ................................................................................................................... 36

Imagen 8. Profundidad y pendiente como entradas del modelo. ................................. 36

Imagen 9. Hábitats viables identificados por el modelo a un caudal máximo. ............. 37

Imagen 10. Modelo de hábitats viables en las secciones del río Papallacta. ............... 38

Imagen 11. Superficies ponderadas útiles simuladas para descarga del río Papallacta.

................................................................................................................................... 39

Imagen 12. Caudal ecológico estimado para Baetidae: Andesiopssp., en el río

Papallacta. .................................................................................................................. 40

Imagen 13. Distribución de las densidades en los hábitats viables de la época seca.. 43

Imagen 14. Distribución de las densidades en los hábitats viables de la época húmeda.

................................................................................................................................... 43

Imagen 15. Superficies de hábitats viables para Andesiopssp., en las condiciones

hidrológicas de la época húmeda................................................................................ 44

Imagen 16. Superficies de hábitats viables par Andesiopssp., en las condiciones

hidrológicas de la época seca. .................................................................................... 45

Imagen 17. Densidad en las superficies de hábitats viables aumenta en la medida en

que aumenta el caudal. ............................................................................................... 46




Imagen 18. Superficies de hábitats viables para invertebrados del río Nieves Toma .. 49

Imagen 19. Superficie de hábitats viables para invertebrados del río Pita ................... 49

Imagen 20. Superficies de hábitats viables para invertebrados del río San Pedro. ..... 50

Imagen 21. Modelo de hábitats viables con un incremento del 10% del caudal

observado, en el río Pita. ............................................................................................ 52

Imagen 22. Modelo de hábitats viables con un decremento del 10% del caudal

observado, en el río Pita. ............................................................................................ 53

Listado de tablas

Tabla 1. Puntajes y criterios de la clasificación de la calidad biótica del agua en ríos

Alto – Andinos............................................................................................................. 12

Tabla 2. Valores promedio de las variables consideradas para definir la integridad

ecológica. ................................................................................................................... 13

Tabla 3. Clasificación BACI para los sitios de estudio en los ríos Pita, San Pedro y

Tuminguina. ................................................................................................................ 17

Tabla 4. Diferencias estadísticas entre sitios de ríos control e impactados. ............... 18

Tabla 5. Resumen de las salidas de los modelos de Cambio Climático para el Callejón

Interandino .................................................................................................................. 21

Tabla 6. Matriz de la intensidad de los Impactos Ambientales de las captaciones en la

integridad ecológica de los ríos bajo los escenarios de los modelos de Cambio

Climático para el Ecuador. .......................................................................................... 23

Tabla 7. Nivel de impacto de las captaciones de agua en la integridad ecológica de los

ríos de acuerdo a los resultados del Cambio Climático para el Ecuador. .................... 25

Tabla 8. Posibles respuestas de la Integridad ecológica en los sitios de captación

frente a los modelos de cambio climático ................................................................... 25

Tabla 9. Categorías para la Velocidad del flujo ........................................................... 32

Tabla 10. Categorías de abundancia de organismos, (fs.) .......................................... 32

Tabla 11. Selección de invertebrados representativos de los ríos de páramo. ............ 46




Tabla 12. Características hidráulicas según el Índice LIFE y según los Hábitats viables.

................................................................................................................................... 48




Anexo 1. Mapa de ubicación de los ecosistemas acuáticos en el área de estudio.

Fuente: Sistema de Monitoreo para evaluar la disponibilidad de agua y la evolución de los impactos del cambio climático en la parte alta de la cuenca del

río Guayllabamba y en las unidad hídricas Papallacta y Antisana, Newvi Integral Solutions Cía. Ltda. , 2011.




Anexo 2.

Puntajes del Índice ABI para invertebrados acuáticos indicadores de la calidad

biótica en ríos de la zona Andina.

Order Family Score

Turbellaria 5

Oligochaeta 1

Hirudinea 3

Gasteropoda Limnaeidae 3

Planorbiidae 3

Bivalvia Sphaeriidae 3

Amphipoda Hyalellidae 6

Acari Hydracarina 4

Ephemeroptera Baetidae 4

Leptohyphidae 7

Leptophlebiidae 10

Oligoneuriidae 10

Plecoptera Grypopterygidae 10

Perlidae 10

Coleoptera Elmidae 5

Hydrophilidae 3

Psephenidae 5

Ptilodactylidae 5

Scirtidae 5

Staphylinidae 3

Trichoptera Odontoceridae 10

Anomalopsychidae 10

Helicopsychidae 10

Hydrobiosidae 8

Hydroptilidae 6

Leptoceridae 8

Limnephilidae 7

Lepidoptera Pyralidae 4

Diptera Blepharoceridae 10

Ceratopogonidae 4

Chironomidae 2

Culicidae 2

Dolichopodidae 4

Empididae 4

Muscidae 2

Psychodidae 3

Simulidae 5

Tabanidae 4

Tipulidae 5

Limoniidae 4

Orden Familia

Puntaje

Documents

Sistema de monitoreo para evaluar la disponibilidad de ... · cuanto a disponibilidad de agua y oferta natural son variables fundamentales a incluir en este estudio, ya que los hábitats