Área de estudio

El estudio y desarrollo metodológico se aplicó a tres subcuencas hidrográficas ubicadas en la Reserva Natural de la Defensa La Calera (RNDLC), Córdoba (Argentina). La RNDLC se ubica hacia el oeste de la Ciudad de Córdoba, desaguando hacia esta y otras ciudades tales como Yoccina (al sur de la Reserva) y La Calera (al norte de la Reserva). Sus límites pueden ser definidos mediante una traza vial definida por la RN 20 ubicada hacia el sur de la Reserva, la RP 73 ubicada al oeste, la RP E-55 ubicada al norte y la Avenida Circunvalación ubicada hacia el este. La Reserva ocupa una superficie de 13.628 ha.

La precipitación media anual (considerando los últimos 8 años) es de 806 mm anuales (datos propios no publicados), con distribución marcadamente estival (707 mm entre octubre y marzo).

Mapa de pendientes

A partir de un modelo digital de elevación (MDE) de las imágenes 3163-25-1 a, b, c y d, obtenidas mediante sensor Vexcel UltraCam Xp en vuelo aerofotográfico de diciembre de 2014, con una resolución espacial de 5 m, descargadas del Instituto Geográfico Nacional en 2020, se pudo obtener un mapa de pendientes calculado en porcentaje, mediante fórmula de ^{Zevenbergen-Thorne (1987)}. El mapa (Figura 1) fue contrastado y corregido según mapa de pendientes elaborado por ^{IDECOR (2017)} con resolución de 30 m. La corrección consistió en un análisis de correlación basado en 10 cuantiles de ambas imágenes, corrigiendo el MDE mediante calculadora raster en QGIS 3.14 (^{QGIS.org, 2020}).

Figura 1 Mapa de pendientes, resolución espacial de 30 m, Reserva Natural de la Defensa La Calera. 

Determinación de subcuencas

Se definieron 14 subcuencas a partir del MDE, el cual fue importado a GRASS-QGIS (^{QGIS.org, 2020}) usando el módulo r.in.gdal.qgis, posteriormente corregido con la herramienta r.fill.dir. Después se aplicó el módulo r.watershed con un umbral de 20 000 celdas, obteniendo un raster con las subcuencas, que luego fueron poligonizadas. De estas se seleccionaron una cuenca con historia agrícola (2866 ha), una con historial de incendios (532 ha) y una con influencia de especies forestales exóticas invasoras y pastoreo extensivo (Figura 2).

Figura 2 Mapa de delimitación de subcuencas, Reserva Natural de la Defensa La Calera. Agrícola: subcuenca con historia agrícola; Incendios: cuenca afectada por incendios ocurridos en 2017 y 2020; Exóticas + ganado: cuenca afectada por especies forestales exóticas invasoras y con pastoreo extensivo. 

Mapas base

Con base en el mapa de suelo (Figura 3), desarrollado por ^{Karlin et al. (2018)}, el mapa de vegetación actualizado a marzo de 2020 (Figura 4), los eventos de incendio y área con historia agrícola (Figura 5) en la RNDLC, se definieron diferentes características de suelo en relación a la capacidad de infiltración (^{Karlin et al., 2019}).

Figura 3 Mapa de suelos de la Reserva Natural de la Defensa La Calera (^{Karlin et al., 2018}). 

Figura 4 Mapa de vegetación de la RNDLC, actualizado a 2020. 

Figura 5 Áreas afectadas por incendios y con historia agrícola. En amarillo incendio de 2017, en rojo incendios de 2020, en verde área agrícola. 

El mapa de vegetación (Figura 4) se confeccionó a partir de una imagen del sensor MSI a bordo de Sentinel-2 del 13 de marzo de 2020, realizando una clasificación supervisada con el algoritmo de mínima distancia del módulo de Clasificación Semi-Automática de QGIS 3.14 (^{QGIS.org, 2020}), en base a las bandas 2 (azul), 3 (verde), 4 (rojo), 5 (infrarrojo cercano-VRE) y 8 (infrarrojo cercano-NIR). La clasificación se basó en la información florística y fisonómica de 35 censos florísticos realizados en primavera de 2019 (^{Karlin et al., 2021}), de los cuales derivó la identificación de 71 áreas de entrenamiento con vegetación: arbustal-bosque bajo (n=10), bosque abierto (n=10), bosque cerrado (n=11), pastizal ripario (n=21), pajonal (n=9) y pastizal (n=10). Debido a la mayor variabilidad florística, por tratarse de áreas ecotonales, la cantidad de áreas de entrenamiento para pastizal ripario fueron del doble del resto. Se identificaron además sitios sin vegetación, con agua en superficie (n=2) y suelo desnudo (n=5). Esta clasificación se apoyó en la efectuada por Karlin et al. (2014), a la cual se le agregó una clase extra correspondiente a Pajonales.

Las áreas afectadas por incendios (2017: 65%, 2020: 45% de la superficie de la subcuenca; Figura 5) fueron obtenidas a partir del índice NBR de imágenes posteriores a los incendios del sensor MSI a bordo de Sentinel 2. Estas imágenes se vectorizaron por umbrales y se obtuvieron así las áreas incendiadas. El área agrícola (1534 ha; Figura 5) se definió por identificación de aquellas parcelas donde se realizaba agricultura hasta los años 2008 (parcela este) y 2014 (parcela oeste), cuando cesó la actividad.

Determinación de la capacidad de infiltración

De acuerdo con las ecuaciones obtenidas por ^{Karlin et al. (2019)} (Tabla 1) de las curvas de infiltración para los tipos de suelo, uso y alteración, se calcularon las tasas instantáneas cada 10 minutos durante un período de 120 minutos. Se estimó además una ecuación para áreas agrícolas (AG) en base a ^{Aoki y Sereno (2006)}, obtenida por los autores a partir de la simulación de una lluvia de 85 mm h^-1 en un suelo Haplustol típico franco limoso bajo agricultura convencional, en un sitio ubicado a 25 km al sur del área de estudio.

Los valores de capacidad de infiltración instantánea (InfInst) fueron asignados a capas raster, tomando como base el mapa de vegetación, recortado según tipo de suelo, mediante calculadora raster en QGIS 3.14 (^{QGIS.org, 2020}).

donde n es la subcuenca correspondiente, i el valor de infiltración instantánea según tipo de suelo y vegetación y t el tiempo correspondiente al periodo entre 1 y 120 minutos.

La capacidad de infiltración instantánea fue corregida por su pendiente media (PM%). La pendiente, expresada en porcentaje, se transformó en radianes para poder calcular el coseno el ángulo. La transformación se calculó como el arcotangente de la pendiente dividido cien. La capacidad de infiltración instantánea efectiva (InfInstEf) se calculó a partir de la capacidad de infiltración instantánea (InfInst).

El modelo tuvo como consideración algunos supuestos: 1) las categorías “bosque denso” y “pastizal ripario” no son afectados por los incendios con motivo de no contar con suficiente biomasa fácilmente combustible en el primero y por estar asociado a vías de escurrimiento y suelos húmedos en el segundo, por lo que mantienen sus valores de capacidad de infiltración en situaciones con ocurrencia de incendios. 2) A las categorías “suelo desnudo” y “agua” se les asignó valor de infiltración cero. 3) Para la subcuenca con invasión de especies forestales exóticas se hace la suposición de que la categoría “bosque denso” ha sido completamente ocupada por estas especies y que posteriormente, en un escenario alternativo, esta vegetación es reemplazada completamente por especies nativas.

Cálculo de excedentes hídricos

Se obtuvieron las curvas Intensidad-Duración-Frecuencia (I-D-F) para tiempos de recurrencia (Tr) de 5, 10 y 25 años, calculados en base a la regionalización de parámetros obtenidos por ^{Rico et al. (2011)}. De aquí se calcularon las precipitaciones máximas instantáneas cada 10 minutos (t) para cada tiempo de recurrencia. Para 120 minutos, la pluviometría acumulada para los Tr de 5, 10 y 25 años son, respectivamente, de 127.1, 144.3 y 161.9 mm. Las precipitaciones máximas instantáneas (PPmax) se restaron a los valores de infiltración instantánea efectiva para definir los excesos de agua instantáneos para el momento t que podrían potencialmente escurrir.

donde ExcInst es el excedente hídrico instantáneo para el momento t, expresado en mm/h.

Para los valores negativos, resultantes de capacidades de infiltración superiores a las precipitaciones máximas, el valor asignado fue transformandolo mediante el siguiente algoritmo:

Los excedentes hídricos instantáneos efectivos (ExcInstEf) para cada momento calculado fueron sumados (Suma_Exc) y luego se dividieron por 6 (esto deriva de transformar los valores de excedentes hídricos expresados por hora a valores definidos para intervalos de 10 minutos: 60 min / 10 min) para determinar los excedentes hídricos para un período de 120 minutos (expresados en mm). De esta forma se obtuvieron los raster de excedentes hídricos para cada situación de uso de suelo.

Corrección por intercepción

Los valores de precipitaciones máximas (PPmax), definidos también cada 10 minutos para un período de 120 minutos, se corrigieron en función a coeficientes de intercepción arbórea (Int) y cobertura arbórea (Cob _arb ). Los coeficientes de intercepción utilizados fueron del 20%, en base a valores promedio de ^{Magliano et al. (2019)} para precipitaciones medias anuales de 800 mm, y en base a ^{Acuña y Juárez (2001)} para bosques del Chaco Seco. Los valores de cobertura arbórea para bosques abiertos/arbustales y bosques densos fueron del 23 y el 50% respectivamente, valores obtenidos de datos promedio de ^{Karlin et al. (2021)} para el área de estudio. Las precipitaciones instantáneas efectivas (PPef) se obtuvieron afectando las PPmax por ambos coeficientes para el momento t y tiempo de recurrencia r

Los valores de PPef se reemplazaron por los de PPmax en la ecuación [16], obteniendo los valores de excedentes hídricos instantáneos corregidos por intercepción (ExcInstInt), y luego estos valores se corrigieron por la ecuación [17] (ExcInstIntEf).

La razón entre los excedentes hídricos resultantes de las precipitaciones efectivas (ExcInstIntEf) y de las precipitaciones máximas (ExcInstEf) dio como resultado un coeficiente de corrección por intercepción (CI) para cada categoría de vegetación. Con este coeficiente se creó un raster, asignando a las categorías de vegetación “arbustal”, “bosque abierto” y “bosque cerrado” el coeficiente correspondiente. Las categorías con baja o nula cobertura arbórea como “pastizales” y “pajonales” no se corrigieron. Se asumió también intercepción nula en áreas quemadas recientemente como consecuencia de la eliminación de canopia por fuego.

El raster de los coeficientes resultante se multiplicó por el raster de excedentes hídricos, obteniendo un raster final de excedentes hídricos corregido por la intercepción.

Cálculo de variaciones en los excedentes hídricos

A fin de poder definir el número de píxeles para cada categoría de excedentes hídricos, los raster debieron ser reclasificados debido a la dispersión producida por la corrección por pendiente. Esta dispersión fue particularmente importante en áreas con elevada pendiente. Para esto se identificaron rangos entre dos valores mínimos (“valles” de la distribución) alrededor de los picos de mayor frecuencia, a los que se les asignó valores de excedentes hídricos correspondientes a dichos picos (Figura 6).

Figura 6 Ejemplo de histogramas raster, antes (izq.) y posterior (der.) a la reclasificación. 

A posteriori, se calcularon los volúmenes excedentes para cada píxel de cada categoría de escorrentía, considerando que si 1 mm es equivalente a 10 m³/10 000 m², este representa 0.9 m³ para un píxel (30 x 30 m). Cada clase de láminas excedentes fue multiplicada entonces por la cantidad de píxeles de cada subcuenca obteniendo los volúmenes por clase y luego estos se sumaron para obtener el volumen excedente total por subcuenca. Estos volúmenes fueron luego transformados nuevamente a lámina excedente (mm) para el período de 120 min.

Se compararon las láminas excedentes finales de cada situación, obteniendo las diferencias y los porcentajes de variación.

En la Figura 7 se sintetiza el proceso de construcción de los mapas de excedentes hídricos a través de un diagrama de flujos.

Figura 7 Diagrama de flujo para la construcción de los mapas de excedentes hídricos. 

Subcuenca agrícola

En la Tabla 2 se muestran los excedentes hídricos para la subcuenca con historia agrícola, bajo clausura de 3 años y de 8 años, para los tres tiempos de recurrencia.

En la Figura 8 se muestran los cambios en los excedentes hídricos en la subcuenca para las tres condiciones y los tres tiempos de recurrencia.

Figura 8 Láminas excedentes (mm) para la subcuenca con historia agrícola, con agricultura (a, d, g), bajo clausura de 3 años (b, e, h) y clausura de 8 años (c, f, i) para los tiempos de recurrencia (Tr) de 5 (a, b, c), 10 (d, e, f ) y 25 años (g, h, i). Línea verde, área con historia agrícola. 

En el área agrícola de esta subcuenca (colores más intensos de la Figura 8a, d y g, al sur de la misma) bajo actividades agrícolas de labranza convencional, se obtuvieron excedentes hídricos de 80.4, 97.0 y 113.8 mm para haplustoles típicos y énticos sin cobertura arbórea o arbustiva, y según tiempo de recurrencia de 5, 10 y 25 años, respectivamente, mientras que las situaciones de clausura (8b, c, e, f, h, i) mejoraron progresivamente la capacidad de captación hídrica, reduciendo los excedentes.

Es notable la reducción en los excedentes hídricos luego de 8 años de clausura a 3.6, 11.6 y 24.9 mm para 5, 10 y 25 años de recurrencia, respectivamente, producto de mejores tasas de infiltración. Incluso, se alcanzaron en este caso valores inferiores a las obtenidas para áreas bajo pastoreo de baja intensidad y sin historia agrícola (compárese en la Figura 8 los sectores sur -agricultura- y norte -ganadería- de la cuenca). Posiblemente las causas se deban a incrementos de la porosidad total, de los contenidos de materia orgánica y reducción de la compactación (^{Sun et al., 2018}) causada por años de labranza. Asimismo, en situación de clausura aumentó la intercepción de agua debido a la expansión del área arbóreo-arbustiva, lo que significa excedente cero para tiempos de recurrencia de 5 años (sectores en blanco en la Figura 8). La intercepción no solo es importante porque reduce la magnitud de lluvias efectivas a nivel de suelo, sino también porque ejerce un efecto de retardo que le permite al suelo captar más eficientemente el agua (^{Woo et al., 1997}).

Existen pocas experiencias locales donde se hayan medido excedentes hídricos sobre áreas agrícolas. Si bien los excedentes hídricos no necesariamente se transforman completamente en agua de escorrentía ya que parte puede redistribuirse aguas abajo dentro de la misma cuenca y/o evaporarse (^{Hillel, 1998}), es posible hacer algunas comparaciones con datos de escorrentía regionales. ^{Luque (2008)} midió las láminas escurridas en una cuenca agrícola (sin sistematizar) ubicada en la localidad de Rafael García, a 25 km al sur del área de estudio y obtuvo algunas relaciones numéricas con las lluvias medidas en cada evento, aunque las lluvias registradas fueron siempre inferiores a 85 mm. Realizando una regresión lineal de las láminas de escorrentía en función a los datos de precipitaciones superiores a 40 mm registrados por este autor, para condiciones de baja humedad edáfica precedente, fue posible obtener una función lineal (n=8; R²=0.81) que sirvió como referencia teórica. Al analizar las lluvias de diseño aplicadas en el presente trabajo (127.1, 144.3 y 161.9 mm para tiempos de recurrencia de 5, 10 y 25 años, respectivamente) la función en cuestión define láminas de escurrimiento de 81.6, 98.8 y 116.4 mm, análogas a los valores de excedentes hídricos encontrados para el área agrícola (80.4, 97.0 y 113.8 mm) en el presente estudio.

Subcuenca con incendios

En la Tabla 3 se muestran las láminas excedentes para la subcuenca sin incendios y con incendios de 3 años de antigüedad; con incendios actuales, antes y después de las lluvias, para los tres tiempos de recurrencia.

En la Figura 9 se muestran los cambios en las láminas excedentes entre la subcuenca sin afectar y afectada por incendios de 3 años, para los tres tiempos de recurrencia. En la Figura 10 se muestran los cambios en los excedentes hídricos en la subcuenca afectada por incendios actuales, antes y después de las lluvias, para los tres tiempos de recurrencia.

Figura 9 Láminas excedentes (mm) para la subcuenca afectada por incendios; sin incendios (a, c, e) y afectada por incendios en 2017 (b, d, f ), para los tiempos de recurrencia (Tr) de 5 (a, b), 10 (c, d) y 25 años (e, f ). Línea amarilla, área afectada por incendio en 2017. 

Figura 10 Láminas excedentes (mm) para la subcuenca afectada por incendios; en 2020, antes (a, c, e) y después de las lluvias (b, d, f ), para los tiempos de recurrencia (Tr) de 5 (a, b), 10 (c, d) y 25 años (e, f ). Línea amarilla, área afectada por incendio en 2017; línea roja, área afectada por incendio en 2020. 

En la subcuenca no se apreciaron cambios significativos cuando se comparó una situación sin ocurrencia de incendios con eventos de incendios con una antigüedad de 3 años, o respecto a la situación de incendio reciente antes de la ocurrencia de lluvias. Sin embargo, se apreció un importante incremento en los excedentes hídricos posteriormente a las primeras lluvias posiblemente como consecuencia del impacto de la gota de lluvia y la acumulación de sedimentos por efecto de escorrentía (^{Karlin et al., 2019}), obteniendo incrementos en las láminas excedentes de entre 1.5 y 2 veces superiores (según tiempo de recurrencia) respecto a la situación original. Esto se agravaría por el hecho de que el sector quemado posee una gran reducción en la rugosidad del suelo y una alta proporción de dichos excedentes podrían traducirse en láminas de escorrentía. No se apreció en los casos de incendio reciente una gran influencia de la intercepción por canopia pese a que esta es eliminada por efecto del fuego; este efecto debería ser evidenciado al comparar la situación de incendios antes de las lluvias con situaciones precedentes, sin embargo no se aprecian grandes cambios en los excedentes hídricos, posiblemente debido a que la variable más importante la constituye la capacidad de infiltración del suelo.

Para ambientes boscosos del noroeste de España, ^{Cancelo-González et al. (2013)} observaron incrementos de hasta un 30% más en los coeficientes de escorrentía en una cuenca afectada por incendios forestales en 50% de su área total durante los meses más lluviosos, cuando se la compara con una cuenca aledaña apareada no afectada por incendios. Estas diferencias se diluyen luego de dos años de ocurrido el evento, tal como se observa en este estudio con el incendio de 3 años de antigüedad. Sin embargo, los autores no analizaron eventos singulares, sino valores mensuales que pueden diluir el efecto de lluvias de alta intensidad.

Subcuenca con exóticas + ganado

En la Tabla 4 se muestran las láminas excedentes para la subcuenca con presencia de especies forestales exóticas y pastoreo extensivo, sin especies leñosas exóticas y con pastoreo extensivo, y sin especies leñosas exóticas y con clausuras de pastoreo, para los tres tiempos de recurrencia.

En la Figura 11 se muestran los cambios en los excedentes hídricos entre situación con presencia de especies forestales exóticas invasoras y pastoreo extensivo, sin especies forestales exóticas invasoras y con pastoreo extensivo, y sin especies forestales exóticas invasoras y sin pastoreo.

Figura 11 Láminas excedente (mm) para la subcuenca con especies forestales exóticas invasoras y pastoreo (a, d, g), sin especies forestales exóticas invasoras y con pastoreo (b, e, h), sin especies forestales exóticas invasoras y sin pastoreo (c, f, i), para los tiempos de recurrencia (Tr) de 5 (a, b, c), 10 (d, e, f ) y 25 años (g, h, i). 

En la subcuenca con especies forestales exóticas invasoras y pastoreo se registraron cambios importantes en la captación hídrica cuando se simuló el reemplazo de las especies forestales exóticas invasoras por nativas, especialmente bajo condiciones de menor pluviometría (Tr 5 y 10 años). En contraposición, no se registraron cambios significativos con precipitaciones de mayor magnitud (Tr 25 años). Esto se debe fundamentalmente al comportamiento de la curva de infiltración (Ec. [12]) con exponente positivo, es decir, la capacidad de infiltración crece con el tiempo. Este fenómeno es posiblemente consecuencia de la mayor cantidad y mayor hidrofobicidad de los residuos vegetales depositados por las especies forestales exóticas invasoras (^{Karlin et al., 2019}). Los picos de precipitación para los tres tiempos de recurrencia coinciden con el momento en que la curva de infiltración está más deprimida, y por ende se producen importantes excedentes hídricos.

En suelos donde no hay invasión de exóticas, la curva de infiltración es decreciente, sin embargo, para tiempos de recurrencia de 25 años, la curva de precipitación supera la capacidad de infiltración entre los 20 y 90 minutos y los excedentes resultan ser similares a los producidos por la cuenca con exóticas invasoras. Al contrario, para tiempos de recurrencia de 5 años, las precipitaciones copian las tasas de infiltración y prácticamente no ocurren excedentes, a diferencia de la situación con exóticas invasoras.

No se han encontrado estudios relacionados con cambios en los excedentes hídricos bajo influencia de especies forestales exóticas invasoras. Sin embargo, es posible relacionar estos casos con estudios en cuencas con plantaciones forestales, donde los efectos sobre el suelo podrían ser similares a los mencionados en el párrafo precedente. Para lluvias de 77.2 mm, ^{Sidle et al. (2007)} encontraron importantes diferencias de excedentes hídricos entre un bosque nativo deciduo (2.7 mm de excedentes hídricos; 3.5% del total precipitado) y una plantación forestal degradada (11.3 mm de excedentes hídricos; 14.6%) ubicados sobre inceptisoles de Japón. En nuestro estudio los excedentes hídricos en áreas invadidas por exóticas (principalmente del género Morus y Ligustrum) y con ganadería para una lluvia estimada de 127.1 mm (Tr 5 años) fue de 6.7 mm (5.3% del total precipitado), mientras que para un bosque dominado por Sebastiania commersioniana (con o sin pastoreo) resultó ser cero. Los excedentes mostrados en la Tabla 4 para estos casos corresponden a zonas riparias con suelos generalmente saturados de agua.

La restricción del pastoreo por clausura, al contrario de lo que ocurre en la comparación de situaciones con y sin exóticas invasoras, muestra efectos de reducción de excedentes hídricos más importantes con pluviometrías elevadas (Tr 10 y 25 años), mientras que es indiferente con pluviometría baja (Tr 5 años) ya que las lluvias no alcanzan a superar las tasas de infiltración instantáneas. A diferencia de lo encontrado aquí, en un estudio de excedentes hídricos en bosques de Panamá (^{Ogden et al., 2013}) las láminas excedentes representan valores muy superiores con pluviometrías de entre 100 y 316 mm (promedio de 130 mm) registrados en bosques con y sin ganadería. En bosques nativos degradados con ganadería los autores obtuvieron láminas excedentes promedio de 41 mm, mientras que en bosques sin ganadería láminas excedentes promedio de 24.7 mm, muy superiores al rango obtenido en el presente estudio (Tabla 7) para situaciones con y sin ganadería.