DIAGNOSTICO DE EUTROFICACIÓN DEL EMBALSE IGNACIO ALLENDE, GUANAJUATO, MÉXICO

Trabajo recibido el 6 de diciembre de 1992 y aceptado para su publicación el 13 de septiebre de 1993.

RESUMEN

INTRODUCCIÓN

Con el fin de satisfacer la gran demanda de agua dulce para los distintos usos que a ésta se le asignan, se ha optado por la construcción de embalses artificiales, los cuales retienen la aportación estacional de corrientes fluviales y permiten su distribución en el transcurso del año.

Una vez embalsado un río, existen muchos usos que pueden darse al agua; los que involucran criterios de calidad son principalmente los siguientes: abastecimiento para sistemas de agua potable e industrias alimentarias, usos recreativos, conservación de flora y fauna; acuacultura y uso agrícola e industrial.

No obstante, los embalses artificiales, al igual que los lagos naturales, están amenazados por la contaminación y la fertilización o eutroficación paulatina de sus aguas, con la consiguiente pérdida de calidad. Por ello, en la evaluación de la disponibilidad del agua, no sólo es necesario saber qué cantidad está a nuestro alcance sino, además, deben conocerse sus características físicas, químicas, productivas y sanitarias, para entonces estar en condiciones de darle uso óptimo.

Entre los problemas principales que se presentan con relación al uso del agua en cualquier tipo de embalse se encuentran: proliferación excesiva de algas indeseables, disminución en la profundidad media, reproducción desmedida de maleza acuática (arraigada o flotante), baja producción pesquera y problemas en cuanto a color, olor y sabor desagradables.

Es indudable que la calidad del agua de los embalses está íntimamente relacionada con el proceso de eutroficación, el cual consiste en la fertilización o enriquecimiento de nutrientes y envejecimiento de los cuerpos de agua, dicho proceso se manifiesta en un período máximo de 107 años (Margalef, 1977), pero en los embalses artificiales, por la multiplicidad de usos a los que son sometidos, este fenómeno se presenta con suma rapidez, de manera que comúnmente tienen un tiempo de vida útil entre 10 a 100 años.

Conforme avanza la eutroficación los nutrientes se presentan en gran abundancia, especialmente el nitrógeno (N) y el fósforo (P), lo que trae consigo un incremento en la producción de algas y otras plantas acuáticas, así como del zooplancton y de peces; los cuales al morir contribuyen al relleno gradual de la cuenca del embalse. Asimismo, se manifiesta un agtamiento de oxígeno hipolimnético, por el proceso de descomposición de materia orgánica que se ha acumulado en el fondo.

En los últimos años, la eutroficación cultural o antropogénica se ha convertido en el proceso que prevalece en lagos y embalses artificiales. Ha estado transformando lagos naturalmente eutróficos en hipereutróficos por lo que muchos de ellos han desaparecido en cuestión de decenios.

Afortunadamente, las investigaciones recientes de la Linmología aplicada han permitido que técnicamente sea factible el rejuvenecimiento de algunos embalses, lo cual se logra a partir del empleo de medidas preventivas y correctivas.

En este sentido, uno de los primeros síntomas por detectar en un embalse es su grado de eutroficación, para entonces estar en condiciones de proponer alternativas para la recuperación de estos sistemas.

El presente trabajo tiene como objetivo evaluar el estado trófico del embalse Ignacio Allende, Guanajuato considerando características físicas, químicas y biológicas, y mediante la aplicación del modelo de balance de masas para fósforo, modificado para lagos tropicales por Martino (1989), en el Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente (Martino, 1989).

Se ha desarrollado el concepto estado trófico para referirse a la tasa de materia orgánica que es proporcionada por o para el lago, (Carlson, 1984), y evalúa el grado de eutroficación del mismo.

De acuerdo con numerosos autores, entre los que se encuentran Welch, 1952; Sawyer, 1966; Fruhet al., 1966; Golterman, 1973 y Margalef, 1983, existe un grupo de características morfométricas (profundidad, margen de la cuenca, etc.), químicas (oxígeno hipolimnético y nutrientes) y biológicas (productividad biomasa, especies indicadoras, etc.) que definen los principales estados troficos.

A pesar de la existencia de un gran número de indicadores, dicha caracterización es subjetiva, debido a la falta de escalas o límites que permitan de manera precisa atribuir una condición trófica a un embalse.

En la actualidad existen modelos para evaluación de estado trófico, que incluyen los modelos de cuencas de captación, que proveen información de las cargas de nutrientes de toda la cuenca y que llegan al embalse, y los modelos de cuerpos de agua, que evalúan el estado trófico a partir de los nutrientes que se encuentran dentro del embalse; en estos últimos se encuentra el modelo de balance de masas para fósforo.

En países de latitudes templadas, como Alemania, Canadá, Estados Unidos de América y España, los modelos de evaluación de estado trofico se encuentran muy desarrollados, en muchos casos se ha intentado aplicar sus resultados a nuestras latitudes; sin embargo, se ha observado que no son totalmente adaptables.

En México son escasas las evaluaciones de estado trofico que se han realizado en embalses artificiales.

El CEPIS (Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente) ha desarrollado un proyecto en lagos cálidos tropicales, que tiene como objetivo generar información básica acerca de la eutroficación de lagos de América Latina, con el fin de obtener tasas de sedimentación de fósforo para aplicarlas al modelo de balance de masas. Dicho modelo es el que se aplicó a un embalse artificial mexicano, con el propósito de probar su bondad.

El embalse Ignacio Allende se encuentra en el estado de Guanajuato (Fig. 1); su cortina se localiza a 12 km al SO de San Miguel de Allende, a una altitud de 1,843 msnm. La cortina tiene una altura máxima de 43 m y 128 m de longitud; posee dos tipos de compuertas: dos de hizaje, de 6 m de anchura y 7.5 m de altura, que descargan agua epilimnética, con capacidad de desfogue de 602 m³/S y la válvula de desazolve, que descarga agua hipolimnética, con capacidad de descarga de 11 m³/ (SRH, 1969).

Se terminó de construir en 1968, en la porción media del Río de la Laja, tributario del Río Lerma; en dicha porción constituye el cuerpo de agua más importante, con una superficie de inundación de 22.6 km². Además de las descargas del río tributario, a este embalse llegan las aguas residuales de la ciudad de San Miguel de Allende.

El clima del área es de tipo BS₁kw(w)(e), seco templado con verano cálido extremoso, precipitación pluvial invernal menor del 5% de la anual y temperatura media entre 12.9 y 21.9°C. Los meses más lluviosos son de abril a octubre, con precipitaciones de 21.9 a 146.1 mm, y los de menor pluviosidad son de noviembre a abril, con precipitaciones de 2.7 mm a 12 mm (García, 1981).

El tipo de suelo adyacente al embalse es principalmentephaeozem, que tiene alto porcentaje de material calcáreo; en la parte suroriental hay una zona con suelo tipovertisol, que contribuye con material pélico y crómico. En la porción septentrional, donde desemboca el Río de la Laja, hay una zona con suelo del tipochernozem, que contiene gran cantidad de material cálcico (CETENAL, 1973).

La vegetación circundante es escasa y está formada por matorral xerófilo.

El embalse se construyó con fines de control de avenidas e inundaciones provocadas por el Río de la Laja en la ciudad de Celaya, Guanajuato. No obstante, sus aguas también se emplean para el riego de zonas de cultivo, así como con fines de acuacultura extensiva de mojarra (Tilapia mossambica),carpas(Cyprinus carpioyCarassius auratus),además de los aterínidos,Chirostoma jordani, Ch. aculeatum yCh. labarcae, por lo que este cuerpo de agua tiene usos múltiples.

Se establecieron ocho estaciones de estudio: seis dentro del embalse (Fig. 1) que incluyen la zona más profunda y regiones someras, así como una estación en el río tributario y una en el efluente después de la compuerta, mismas que se visitaron mensualmente durante un ciclo anual que inició en julio de 1990.

En cada estación se registró la temperatura del agua, el oxígeno disuelto, el pH, y se tomaron muestras de agua para su análisis mediante las técnicas asociadas al espectrofotómetro Hach DRL/2 (Hach, 1976); las variables cuantificadas y la sensibilidad del equipo utilizado son las siguientes: nitratos (1 mg/l), tostatos totales (0.05 mg/l), dureza (CaCO₃, 0.01 mg/l), sólidos suspendidos (20 mg/l) y turbiedad (20 unidades de formación de turmazina).

Las estaciones someras (2, 5 y 6) se estudiaron sólo en superficie, las profundas (3 y 4) en superficie y fondo; en la estación 1, la de mayor profundidad, las muestras se tomaron en intervalos de 4 m, desde la superficie hasta el fondo.

De manera adicional, en las estaciones del tributario y del efluente se tomaron registros del aforo, con un flujómetro.

El perfil vertical de temperatura y oxígeno se analiza a partir de los registros de estos factores en la estación más profunda, a lo largo del ciclo anual. El resto de los factores se analizan con los prome dios de superficie y fondo de las seis estaciones de estudio dentro del embalse.

Figura 1. Área de estudio, ubicación de estaciones de muestreo, cambios de nivel y pluviosidad en el Embalse Ignacio Allende.

La ecuación que se aplicó para el cálculo de fósforo promedio en el embalse es la de balance de masas para fósforo, que propone el CEPIS (Martino, 1989):

donde:

P= fósforo total del lago

Lp = carga de fósforo

z = profundidad media del lago

Tw = tiempo de residencia hidráulica

Lp = w/As;Tw = V/Qe; w = Qa·p

donde:

w= aporte de fósforo por el afluente

As = área superficial del embalse

V = volumen del embalse

Qe = aforo del afluente

Qa = aforo del afluente

p = fósforo que llega por el tributario.

Los resultados de la ecuación anterior se extrapolaron en una gráfica de distribución probabilística de estado troficoo (Martino, 1989).

El embalse presenta cambios en su morfología en el transcurso de un ciclo anual. Se observan dos períodos: el de inundación, en el cual los niveles se encuentran por encima de los 1,828 msnm, que se alcanzan entre agosto y enero; el período siguiente es el de desfogue, durante el cual ocurre un descenso en la cota de agua por debajo de los 1,828 msnm, que se presenta de febrero a julio (Fig. 1).

Estas fluctuaciones son reflejo tanto del manejo de las compuertas como del efecto desfasado de las épocas de lluvia y sequía, pues previo a las lluvias se desfoga al embalse con el objetivo de prepararlo para que reciba grandes volúmenes de agua en la época de pluviosidad máxima y dichos volúmenes se retengan para su dosificación durante el período de sequía (Fig. 1).

Por un lado, los cambios de nivel provocan erosión en la línea de costa, y consecuentemente aporte de terrígenos al embalse. Por otro lado, al descender el nivel del agua se exponen sedimentos de las zonas someras, ya que la altitud de este nivel cambia de 1.830 msnm, a 1,822, con lo que se reduce la superficie del cuerpo de agua en aproximadamente un 50% (Fig. 1).

En la figura 2 se muestra el ciclo térmico del embalse en la estación más profunda. En él se observa que existe un período de descenso vertical en la temperatura, que es máximo en junio con diferencia de 5ºC entre superficie y fondo, lo que representa un cambio en la densidad de 0.99710 a 0.99810 gm · masa /ml, entre ambos niveles, de acuerdo con la relación de densidadtemperatura que presentan Reid y Wood (1976). con lo cual se provoca estratificación térmica de las masas de agua, a pesar de que no se detecte una termoclina en el sentido estricto del concepto. Dicha estratificación inicia en marzo y culmina entre julio y agosto, mientras que la circulación se presenta de agosto a febrero.

Figura 2. Variación de las isotermas (ºc) en la estación profunda del embalse Ignacio Allende, Guanajuato (julio 1990 a junio 1991).

La estratificación resulta afectada por los cambios de nivel, ya que por un lado de abril a mayo, con el aumento de 1m en la columna de agua (Fig. 2), también se eleva 1m la zona de descenso térmico; por otra parte, de julio a agosto el aumento de 4 m en el nivel del agua y la coincidencia con el final de la estratificación contribuyen a debilitarla y a acelerar el proceso de circulación.

En la figura 3 se representan los niveles de oxígeno disuelto durante el ciclo anual de estudio. Se observa un gradiente con disminución de oxígeno desde la superficie hasta el fondo entre marzo y septiembre; el mes con mayor descenso vertical de oxígeno es junio, de 10 ppm. (partes por millón) en la superficie a 3.8 ppm en el fondo. Solamente en agosto, al final de la estratificación, se detectó anoxia en los dos últimos metros de profundidad (18 a 20 m).

Figura 3. Variación de las isopletas de la concentración de oxígeno disuelto (mg/1) en la estación profunda del embalse Ignacio Allende, Guanajuato (julio 1990 a junio 1991).

En septiembre, al romperse la estratificación, se inicia una tendencia a la homogenización de los valores de oxígeno en toda la columna de agua, sin embargo, tal condición sólo se alcanza entre noviembre y diciembre; lo anterior refleja la alta demanda de oxígeno en el fondo debida a la descomposición de materia orgánica en el período de estratificación.

En enero, por influencia de los fuertes vientos característicos de esta época, se encontró mayor oxige nación en toda la columna de agua, con porcentaje de sobresaturación hasta de 135%.

Las aguas del embalse son sumamente turbias y de color café. Los sólidos suspendidos y la turbiedad muestran en todo el ciclo valores altos y una relación clara con los períodos de lluvias y estiaje.

En general, los valores mayores se alcanzan de agosto a octubre, de 122 a 253 mg/l de sólidos suspendidos y de 202 a 350 UFT (unidades de formación de turmazina) de turbiedad; tal condición es el resultado del aporte de terrígenos de la cuenca de captación al embalse, durante la época de pluviosidad máxima; en consecuencia, en este período se observa la menor transparencia del agua (Fig. 4).

Figura 4. Turbiedad, sólidos suspendidos y transparencia; los dos primeros a partir de los promedios mensuales de superficie y fondo; la última, promedio de las estaciones 1 a 6.

Los valores menores de sólidos suspendidos y turbiedad (de no detectables a 82 mg/l y 100 a 152 UFT, respectivamente) son en la temporada de sequía y a principios de la de las lluvias, noviembre a julio, que es cuando ocurre el aporte menor de terrígenos; al mismo tiempo, se presenta una tendencia al aumento en la transparencia del agua (Fig. 4). De esta manera, se observa una relación inversa de la transparencia con los sólidos suspendidos y la turbiedad.

Los valores de dureza (mg/l CaCO₃) también muestran relación estrecha con los períodos de lluvia y sequía. Las concentraciones mayores (70 a 84.5 mg/l) se obtienen de febrero a julio, que coinciden con la época de menor nivel de agua en el embalse, lo cual refleja un efecto de concentración de este compuesto; mientras que de agosto a enero hay un efecto de dilución por influencia de las lluvias, con valores de 55 a 64 mg/l.

De acuerdo con los niveles de CaCO₃, el embalse contiene aguas duras según la clasificación de Reid y Wood (1976), lo cual es de esperarse debido a la naturaleza calcárea de la cuenca de captación.

Se encontró que, en general, las concentraciones de CaCO₃ son mayores en el fondo que en la superficie, condición que es típica de ambientes con aguas duras, por el proceso de precipitación de este compuesto.

Durante todo el ciclo anual, el pH es menor en el fondo que en la superficie, aunque en ambos niveles su comportamiento es similar.

Las fluctuaciones del pH se encuentran muy relacionadas con los períodos de estratificación y circulación. Durante el primero, el pH del fondo se encuentra por debajo de la neutralidad, donde alcanza valores hasta de 6.2 al final del mismo; tal condi- coincide con el momento de anoxia, que en conjunto es reflejo de los procesos de descomposición de la materia orgánica que se deposita en el fondo.

A partir de septiembre, con la circulación, el pH tiende a aumentar gradualmente hasta llegar a la neutralidad en ambos niveles; incluso, en la superficie pasa hacia condiciones básicas por el resto del período de circulación, lo cual es característico en ambientes con aguas duras, por la mayor disponibilidad de carbonatos de calcio.

De acuerdo con Vallentyne (1978), de todos los elementos necesarios para el crecimiento algal, el nitrógeno (N) y el fósforo (P) son los que generalmente presentan los mayores valores de la relación demanda/suministro; es decir, que su disponibilidad en el ambiente es menor que la demanda que hay de ellos, de tal manera que se consideran los elementos limitantes principales del crecimiento algal.

Por su parte, Harris (1986) menciona que el promedio de la relación N y P en muestras de zooplancton y fitoplancton es de 16N a 1P, mientras que Martino (1989) considera las proporciones 9N a 1P. En este trabajo se utiliza la última relación, puesto que son los valores mínimos que se han reportado.

Las gráficas de concentraciones de N y P adimensionales representan la desviación de las proporciones atómicas de referencia (9N: 1P). con respecto a las concentraciones medidas en el embalse.

La figura 5 muestra las concentraciones de N:P adimensionales en el embalse Ignacio Allende. Se observa que el fósforo se encuentra por debajo de la línea que representa la proporción 9N:1P, lo cual evidencia que este elemento se halla en concentraciones limitantes; sólo en mayo y julio se ubica por arriba de tal condición, aunque cabe mencionar que en todo el ciclo anual el fósforo está muy cercano a la proporción 9N: 1P.

Figura 5. Adimensionalidad de las relaciones NT, densidad de cianofitas y densidad fitoplantónica total.

Por su parte, durante julio, septiembre y octubre el N se encuentra en niveles iguales o mayores a la proporción 9N:1P, mientras que de diciembre a abril se agota, y para mayo y junio tiende a recuperarse.

Este comportamiento refleja que, si bien tanto el N como el P escasean en alguna época del año, el N, al agotarse por completo, sobre todo en el período de diciembre a abril, se convierte en un elemento mucho más limitante que el P.

Bajo tales circunstancias, es de esperar que el crecimiento fitoplanctónico resulte disminuido por la escasez de nutrientes, condición que se observa en la figura 5 y muestra que las densidades fitoplanctónicas menores son de diciembre a marzo.

Asimismo, puesto que el N se encuentra en condiciones limitantes durante la mayor parte del año, la comunidad fitoplanctónica está dominada por cianofíceas (Fig. 5), principalmente del género Anabaena, que tienen la capacidad de fijar N atmosférico, demodo tal que se ven favorecidas en ambientes en los que otros grupos de algas no pueden subsistir por la escasez de dicho elemento.

Figura 6. Gráfica de distribución probabilística de estado trófico, en la que se ubican los niveles de fósforo en el embalse Ignacio Allende, Guanajuato, para 1985 y 1990-91.

En los ambientes en que destaca la dominancia de cianofitas es común que existan mortandades masivas de peces, caso que también se presenta en el embalse Ignacio Allende.

Con la información obtenida en el ciclo anual, julio 1990 junio 1991, mensualmente se calculó el aporte de P por el tributario (w), el tiempo de residencia hidráulica (Tw), la carga de fósforo (Lp) y la profundidad media (z). Los promedios mensuales de cada uno de estos factores se aplicaron al modelo de balance de masas para fósforo, con el cual se obtuvieron los valores siguientes:

w = 4.89 x 10¹¹mg/m³

Lp= 22.259 mg/m²

Tw= 0.917 años

El valor promedio de fósforo en el embalse es de 558 mg/m³, que al ubicarlo en la curva probabilística de estado trófico (Fig. 6) se obtiene que el embalse se encuentra con un 98.8% de probabilidad de ser hiperetrófico y 1.2% de ser eutrófico.

De acuerdo con este modelo, se observa que los niveles obtenidos de P en el embalse pueden promover condiciones de hipereutrofía (Fig. 6) debido a que el N se agota, se propicia el crecimiento de algas del grupo de las cianofitas, que aprovechan el p disponible, aun con escasez de N.

Por otra parte, ya que el modelo permite simular diferentes condiciones tróficas, si se quisiera modificar el estado de hipereutrofía al de eutrofía, se requeriría disminuir cinco veces el P que llega al embalse, es decir, a niveles de 111 mg/m³, con lo que se obtendria: 72.0% de probabilidad de eutrofia, 14.06% de mesotrofía y 13.84% de probabilidad de hipereutrofía.

Como se mencionó en el capitulo Área de Estudio, al embalse llegan aguas residuales de la ciudad de San Miguel Allende, Guanajuato, lo cual contribuye considerablemente al aporte de nutrientes al sistema, de tal manera que para disminuir la carga de P sería necesario desviar las aguas residuales, o en su caso darles tratamiento previo

El diagnóstico del estado trófico se refuerza con los resultados de lo factores limnológícos, como son: el agotamiento de oxígeno disuelto hipolimnético, el pH con tendencia a la acidez, sobre todo en la estratificación. Ambos son indicadores de la acumulación de materia orgánica en descomposición en el fondo, y por ende del proceso de eutroficación.

Por otra parte, se cuenta con un estudio de calidad de agua del embalse realizado por Traconis (1986), cuyos resultados se utilizaron para evaluar el estado teórico a partir del modelo de balance de masas para fósforo, con lo que se obtuvo lo siguiente:

Tw = 0.348 años

w= 28.52 mg/m³

Lp = 0.79 g/m² año

El valor promedio de P es de 36 mg/m³, por lo que se considera que en 1985 el embalse se encontraba con 63.43% de probabilidad de mesotrofía, 31.08% de oligotrofía y 4.9% de probabilidad de eurotrofía (Fig. 6)

Por lo anterior se deduce que la carga de fósforo por parte del tributario se ha incrementado 15 veces en un período de 6 años, lo que ha provocado que en la actualidad el embalse se encuentre en eutrofía avanzada.

Entre los indicadores biológicos están los florecimientos fitoplanctónicos, donde las cianofitas constituyen el grupo dominante y permanente en todo el ciclo anual (Fig. 5), así como que el elenco zooplanctónico esté representado por gran cantidad de especies de rotíferos de los génerosKeratella, Brachionus, Asplachna, Poliarthra, Trichocerca, cladóceros comoBosmina, entre otros, que son característicos de aguas eutróficas.

A pesar de los niveles altos de P encontrados en el ciclo 1990-1991, es improcedente atribuir al embalse la categoría de hi ereutrófico ya que, según Carlson (1984), entre las características de este nivel trófico figuran someridad, carencia de estratificación, resuspensión periódica de sedimentos por la acción del viento, gran magnitud del tiempo de residencia hidráulica, fuertes fluctuaciones diarias y estacionales en los niveles de nutrientes, la productividad primaria presenta valores de hasta 5.8 g C/m² seguidas por períodos de respiración y descomposición intensa. La producción pesquera, aunque puede ser alta, está sujeta a la posibilidad de mortandades excesivas, y el litoral se encuentra dominado por macrofitas que invaden el cuerpo del agua.

En el embalse Ignacio Allende, las características que corresponden con la hipereutrofía, además de los niveles de P, son: mortandad masiva de peces, resuspensión de sedimentos por el viento y alta densidad fitoplanctónica (hasta 160,000 org/l), que indica alta productividad primaria; no obstante, en el embalse no hay invasión por macrofitas y, dada su profundidad máxima (20 m), se detectó estratificación.

Los factores que impiden que el embalse llegue a la hipereutrofía, a pesar de la carga de fósforo, son: la alta turbiedad ocasionada principalmente por el aporte de terrígenos de la cuenca de captación, condición que contribuye a que la transparencia sea escasa y, a la vez, que la penetración de la luz en la columna de agua sea muy limitada, y como consecuencia la capa trofogénica se encuentre comprimida; lo anterior pone de manifiesto que la luz también es un factor limitante para la producción fitoplanctónica.

Si los valores de transparencia no fueran bajos, menores a 30 cm, los niveles de fósforo del embalse favorecerían una producción tan alta de materia orgánica que, al morir, en conjunto con el aporte de sedimentos de la cuenca de captación, contribuirían al azolve del embalse con suma rapidez.

Otra condición que impide la evolución a la hipereutrofía es que a través de las compuertas hipolimnéticas se eliminan sedimentos que traen ccnsigo materia oceánica en descomposición, por lo que con esta actividad se contribuye al desazolve y a la eliminación de nutrientes del sistema, y consecuentemente al rejuvenecimiento del mismo.

También la naturaleza calcárea de la cuenca tiene influencia en el estado trófico del embalse, ya que, de acuerdo con Foy (1985), los carbonatos forman complejos altamente insolubles con el fósforo, con lo cual se logra la inactivación de este nutriente en los sedimentos; por lo tanto, las aguas duras del embalse contribuyen a disminuir la carga interna de fósforo.

Por último, se observa que, en sólo 6 años, la carga de fósforo se ha incrementado 15 veces, situación que únicamente por un proceso de eutroficación antropogénica se puede explicar, que deriva en deterio- de la calidad del agua del embalse y por ende limita las posibilidades de aprovechamiento del agua.

Por otra parte, dada la alta turbiedad abiótica en el embalse, se limita la posibilidad de aplicar índices o escalas de estado trofico, como el de Carlson (1977), en el que el primer supuesto considera que la claridad del agua debe estar en función únicamente de la abundancia algal (turbiedad biótica), condición que no se cumple en el embalse Ignacio Allende. Debido a lo anterior, la utilización de estos índices conduciría a una sobreestimación de la condición trófica. Por último, de acuerdo con los resultados obtenidos, se puede concluir lo siguiente:

1. El embalse Ignacio Allende se encuentra en estado avanzado de eutroficación.

2. A pesar de los altos niveles de fósforo, que podrían promover condiciones de hipereutrofia, existen factores que impiden que se llegue a esta situación trófica, como son: alta turbiedad, escasa transparencia, altos niveles de dureza y desazolve por la compuerta hipolimnética.

3. No obstante que por los factores antes mencionados el embalse no ha llegado a la hipereutrofía, existe desequilibrio en las relaciones N:P, que muestran que el N es el elemento limitante; en consecuencia. existen florecimientos fitoplanctónicos de cianoficeas que provocan mortandad masiva de peces.

4. Por lo anterior, es recomendable evitar el agotamiento de N soluble, con el fin de propiciar el establecimiento de otros grupos de algas no fijadoras de N y no tóxicas.

5. El modelo de balance de masas es bondadoso en el cálculo de los niveles de fósforo en el embalse y en la simulación de estados troficos; sin embargo. no considera el efecto de la turbiedad no biótica en la productividad del sistema, por lo que es necesario realizar ajustes al modelo, para que sean completamente aplicables a este tipo de embalses que reciben un gran aporte de terrígenos.

Los autores deseamos expresar nuestro reconocimiento a los Biológos Paúl Vallejo de Aquino y José Ángel Serna-Hernández, por su valiosa colaboración durante el trabajo en el campo, sin el cual no se hubiera concluido esta labor. Asimismo, damos nuestro agradecimiento al Biólogo Óscar Polaco Ramos y al Doctor Edmundo Díaz-Pardo por sus valiosos comentarios a la versión inicial. Así como a la Dirección de Estudios de Posgrado e Investigación (Instituto Politécnico Nacional), por el financiamiento otorgado para desarrollar el proyecto de investigación "Limnología Regional de Embalses Artificiales (Cuenca Lerma Chapala)".

Aviso de Privacidad

Cerrar esta ventana