Modificaciones en el régimen hidrológico y sus efectos en la acumulación de fósforo y fosfatos en el lago de chapala, méxico

José de Anda y Ulrich Maniak

José de Anda. Ingeniero Químico, Universidad de Guadalajara, México. M.Sc. en Ingeniería Química, Universidad Autónoma Metropolitana-Iztapalapa, México. Ph. D. Ciencias de la Tierra, Universidad Autónoma de México. Investigador, Centro de Investigación y Asistencia en Tecnología y Diseño del Estado de Jalisco, México. Dirección: Normalistas 800. Colonia Colinas de la Normal. CP 44270 Guadalajara, Jalisco. México. e-mail: janda@cencar.udg.mx

Ulrich Maniak. Doctor Ingeniero. Technische Universität Braunschweig. Leichtweiß-Institut für Wasserbau. Abt. Hydrologie, Wasserwirtschaft und Gewässerschutz, Leichtweiss-Institut für Wasserbau, Alemania. e-mail: U.Maniak@tu-bs.de

RESUMEN

Como consecuencia de la disminución en los caudales de ingreso y de la contaminación, así como de la pérdida de volumen debido a la extracción, desde hace varios años el Lago de Chapala sufre un proceso de eutrofización cultural debida al exceso de nutrientes, lo cual se manifiesta en el crecimiento de vegetación acuática en la desembocadura del río Lerma y en el mismo lago. La aplicación de técnicas no convencionales basadas en un modelo de celdas para obtener un balance de masa para el fósforo (P) y fosfatos (PO₄^-3) demostraron que la principal fuente de este nutriente en el lago es el río Lerma, debido a que éste recibe descargas municipales, agrícolas e industriales a lo largo de la cuenca con un tratamiento limitado. Este trabajo propone un método riguroso de evaluación de la acumulación de P y PO₄^-3 en el Lago de Chapala. Se demuestra que el lago perdió su capacidad de remover P total desde el año de 1983 y PO₄^-3 a partir del periodo 1977-1978. Igualmente se determinó que la cantidad promedio de PO₄^-3 en el lago representan el 67,6% del fósforo total, lo cual mantiene en altos niveles la disponibilidad biológica de este nutriente en la columna de agua.

Alterations of the hydrologic regime and their effects in the phosphorus and phosphates in lake chapala, mexico

SUMMARY

As a result of water inflow reduction and contamination, as well as water volume loss due to water extraction, since several years ago Lake Chapala undergoes a process of cultural eutrophication due to excess of nutrients, placed in evidence by the grow of abundant aquatic vegetation in the mouth of the Lerma River and in the lake itself. Application of non conventional techniques based in a cell model to obtain a mass balance for phosphorus (P) and phosphates (PO₄^-3) demonstrated that the main source of this nutrients in the lake is the Lerma River, due to the fact that this river receives municipal, agricultural, and industrial waste water discharges, with limited treatment, along the basin. This work proposes a rigorous method to assess P and PO₄^-3 accumulation in Lake Chapala. The results show that the lake lost its ability to remove total P since 1983 and PO₄^-3 starting in the period 1977-1978. At the same time it was estimated that the average amount of PO₄^-3 in the lake represents 67.6% of total P, which maintains a high biological availability of this nutrient in the water column of the lake.

RESUMO

Como conseqüência da diminuição nas vazões de ingresso e da contaminação, assim como da perda de volume devido à extração, desde faz vários anos o Lago de Chapala sofre um processo de eutrofização cultural devida ao excesso de nutrientes, o qual se manifesta no crescimento de vegetação aquática na desembocadura do rio Lerma e no mesmo lago. A aplicação de técnicas não convencionais baseadas em um modelo de celulas para obter um balance de massa para o fósforo (P) e fosfatos (PO₄^-3) demonstraram que a principal fonte deste nutriente no lago é o rio Lerma, devido a que este recebe descargas municipais, agrícolas e industriais ao longo da bacia com um tratamento limitado. Este trabalho propõe um método rigoroso de avaliação da acumulação de P e PO₄^-3 no Lago de Chapala. Demonstra-se que o lago perdeu sua capacidade de remover P total desde o ano de 1983 e PO₄^-3 a partir do período 1977-1978. Igualmente se determinou que a quantidade média de PO₄^-3 no lago representa 67,6% do fósforo total, o qual mantém em altos níveis a disponibilidade biológica deste nutriente na coluna de água.

PALABRAS CLAVE / Balance Hídrico / Eutrofización / Fosfatos / Fósforo / Lago de Chapala / Lagos Someros / Nutrientes /

Los lagos forman parte del paisaje global, constituyen un valioso recurso natural, y son componentes importantes del ciclo hidrológico; proporcionan sustento para los seres humanos, mantienen actividades económicas, proveen de hábitat para la biodiversidad y ofrecen importantes valores estéticos y espirituales (ILEC, 2005). Actualmente en los grandes lagos, aquellos con superficie >500km² (Beeton, 2002), se almacena 68% del recurso líquido de agua dulce del planeta. El Lago de Chapala puede considerarse como un gran lago, ya que su extensión promedio en el periodo de 1934-2003 fue de 1055,34 ±104,57km².

Los nutrientes son parte de los componentes que llegan por escurrimiento a los lagos procedentes de la cuenca, ya que se encuentran en los sedimentos arrastrados por las lluvias y en los sólidos que llegan por la acción del viento. Igualmente constituyen una fuente importante de nutrientes aquellos procesos que desarrolla el hombre dentro de la cuenca, donde no hay control sobre fertilizantes agrícolas y descargas de aguas residuales domésticas, industriales y pecuarias. La eutrofización fue definida como el enriquecimiento de nutrientes que trae como consecuencia una amplia cantidad de cambios sintomáticos en los lagos y embalses, entre los que se puede mencionar el incremento de la producción de algas y macrófitas, degradación de la calidad del agua y otros cambios no deseables que interfieren con los usos del agua (Lee et al. 1978; Vollenweider y Kerekes, 1981). En el caso de lagos y embalses tropicales se han establecido igualmente algunos criterios para relacionar nutrientes con el estado trófico (Salas y Martino, 2001; Salas, 2003; Ortíz-Jiménez et al., 2006).

Los lagos someros han llamado particularmente la atención, dado que es más rápida la dinámica de resuspensión de sedimentos y liberación de nutrientes (carga interna) y sus consecuencias sobre la condición trófica (Van de Bund et al., 2004; Spears et al., 2006). Los lagos someros localizados en las regiones tropicales y subtropicales se encuentran en mayores condiciones de vulnerabilidad, ya que al contar con un mayor fotoperiodo y temperaturas cálidas se favorece una mayor producción de fitoplancton, proliferación de cianobacterias y macrófitas, alterando así el balance hídrico, la cadena alimenticia y poniendo en riesgo al ecosistema (Lewis, 2000; Arfi et al., 2001; Settacharnwit et al., 2003; Romo et al., 2004; Wu et al., 2006).

Por ello es importante conocer si un lago o embalse somero que recibe una importante carga de nutrientes tiene un régimen hidrológico que le permite remover dichos nutrientes, o si éstos se acumulan paulatinamente en los sedimentos y columna de agua, incrementando su grado trófico (Royle and King, 1996; Spears et al., 2006; Jin et al., 2006). El objetivo de este trabajo es conocer cómo han afectado los cambios en el régimen hidrológico de la cuenca del Río Lerma y en el río Santiago a la acumulación de P en el Lago de Chapala y discutir sus posibles implicaciones en su estado trófico.

Figura 1. Cuenca Lerma-Chapala en la cercanía con el lago de Chapala.

El Lago de Chapala es un lago alcalino, con un pH promedio de 8,5. Presenta un alto grado de turbiedad en sus aguas, con transparencia mínima de 10cm en la región oriental y máxima de 60cm en la región occidental. El O₂ disuelto es de 6,8-7,0mg·l^-1 lo cual representa una saturación >90%, sin variaciones importantes en la columna de agua. Esto se atribuye a la mezcla completa de sus aguas producida por el viento y a su baja profundidad (Limón et al., 1989; Shear y de Anda, 2005).

La cantidad de materia orgánica en el lago (DBO₅) es de 1,4-2,0mg·l^-1, y ligeramente mayor en las zonas próximas a las descargas de aguas municipales. A lo largo del año, la temperatura promedio superficial del agua fluctúa entre 17,8 y 23,8°C. En el fondo del lago prácticamente se tiene la misma variación. El P inorgánico total, en la zona próxima a la desembocadura del río Lerma es de ~0,517mg·l^-1; en el resto del lago existe una variación de 0,6 ±0,2mg·l^-1 y de fosfatos (PO₄^-3) de 0,41 ±0,11mg·l^-1 (Limón et al., 1989; Shear y de Anda, 2005). La concentración de este nutriente es elevada en comparación a otros lagos de climas templados del norte de América y de Europa (Van Huet et al., 1992; Fuller y Shear, 1996; Seo, 1999; Dahl y Pers, 2004). El N₂ orgánico y el nitrato tienden a disminuir en dirección este-oeste y aumentan cerca de la población de Chapala (de Anda y Shear, 2001). Los sulfatos presentan una distribución relativamente uniforme con variaciones entre 47 y 70mg·l^-1. Las grasas y aceites varían entre 4,1 y 115,6mg·l^-1. La dureza total es de 100-250mg·l^-1 y la alcalinidad total de 196-246mg CaCO₃/l. En la desembocadura del río Lerma los coliformes fecales son de 123-NMP/100ml, y en el resto del lago los valores son ~90NMP/100ml (Limón et al., 1989). Se han detectado 117 especies de algas y se considera que puede haber más de 300 (Mora, 2001). La presencia de cianobacterias del género Microsystis predomina en otoño e invierno, y son un indicador de contaminación (Mora, 2001). Este género de cianobacterias repercute sobre la salud de la vida acuática y puede tener consecuencias en la salud humana por la ingesta de peces contaminados (Chorus, 2001).

En los últimos años se ha hecho mayor énfasis en la concentración de nutrientes para establecer el grado trófico de lagos y embalses (Ryding y Rast, 1989; USEPA, 2000). Si se aplica el criterio del P para medir la condición trófica del Lago de Chapala, tal como se hace para la mayoría de los lagos templados (Maniak, 1997), se ubica entre la zona eutrófica y politrófica (Shear y de Anda, 2005). Sin embargo, otros autores han reconocido que en los lagos tropicales localizados en el eje neovolcánico mexicano el nutriente limitante no es siempre el P (Hernández-Avilés et al., 2001) sino que puede existir alternancia entre el P y el N₂ (Bernal-Brooks et al., 2003), o puede ser únicamente el N₂ (Ortiz-Jiménez et al., 2006). En el Lago de Chapala se ha probado que el factor limitante para el crecimiento de fitoplancton es la luz, dada la alta turbiedad, y el N₂ como nutriente (Dávalos et al., 1989). Las fuentes de sólidos son principalmente los ríos Lerma y La Pasión, cuyas cuencas han sufrido una intensa deforestación, incrementando el aporte de sedimentos y nutrientes (de Anda et al., 2004).

Para propósitos de balance de nutrientes el N₂, a diferencia del P, adquiere diferentes formas en su ciclo hidrogeoquímico, ya que puede haber transferencia de especies de N₂ entre los sedimentos y la columna de agua, o bien entre ésta y la atmósfera, por lo que su evaluación en términos de balance es compleja. El N₂ se encuentra asociado al P en las principales fuentes de contaminación antrópica, y en el Lago de Chapala se ha demostrado su estrecha relación (de Anda y Shear, 2001), por lo que el comportamiento del balance de P en el Lago de Chapala es un indicador del proceso de eutrofización cultural que sufre este cuerpo de agua.

Para conocer la historia del comportamiento del P en los lagos someros se requiere información de la calidad del agua y sedimentos durante un largo periodo. Tal información no siempre está disponible, por lo que se han desarrollado técnicas indirectas para reconstruir el comportamiento del P en este tipo de ecosistemas. Tal es el caso de la estimación de las tasas de sedimentación mediante técnicas isotópicas (Brezonik y Engstrom, 1998; Fernex et al., 2001) o el uso de indicadores biológicos en los sedimentos (Mitraszewski y Uchmanski, 1988; Brooks et al., 2001; Kauppila et al., 2002; Bennion et al., 2005). Cuando se cuenta con información histórica reciente de calidad de agua y sedimentos, es posible desarrollar un balance de P del lago y modelar su comportamiento para propósitos de manejo y restauración (Janse et al., 1992; Van Huet, 1992; Walker and Havens, 2003; Dahl y Pers, 2004). Cobra importancia la interacción de las cargas internas de P procedentes de los sedimentos, dado que ésta influye en el tiempo de respuesta del proceso de restauración (Seo, 1999; Ruley and Rusch, 2004; Schauser et al., 2004; Köhler et al., 2005; Malmaeus y Rydin, 2006). La metodología empleada en este trabajo tiene tres etapas: desarrollo de un balance hidrológico, manejo de información de calidad generada en 23 años, y aplicación de un modelo de entradas y salidas.

El balance hidrológico formal del Lago de Chapala es una tarea compleja dada la cantidad de variables hidrometeorológicas que intervienen en el comportamiento del sistema (Filonov et al., 2001). En este trabajo se desarrolla un balance para 1934-2003, en el que se cuantifican únicamente las contribuciones de las principales entradas y salidas del lago. Para ello se emplearon registros oficiales promedio mensuales de la Comisión Nacional del Agua (CONAGUA); la hidrometría superficial y las variaciones de volumen del lago y de sus corrientes tributarias también se obtuvieron de datos oficiales. Algunos datos hidrométricos fluviales no reportados se obtuvieron por correlación (de Anda et al., 2005) y los escurrimientos superficiales de la cuenca del lago se estimaron por el método de número de curva, considerando la topografía de la cuenca, tipo y usos del suelo, y vegetación (Zavala, 2001; Mishra et al., 2003). Las aguas subterráneas no se consideraron para propósitos de balance dado que los estudios hasta ahora realizados no son concluyentes en términos de sus contribuciones reales a la cuenca (CONAGUA, 1990; Silva-García, 2002).

Se decidió aplicar un modelo hidrológico determinístico (Gertsev y Gertseva, 2005) considerando intervalos de tiempo mensuales para analizar el comportamiento hidráulico del sistema y contar con un punto de partida para después realizar un balance de masa de las especies de interés. Según la ecuación de continuidad, la velocidad de cambio de almacenamiento (Chow et al., 1988; Brutsaert, 2005) es

          (1)

donde V: volumen de almacenamiento, I: entradas al sistema (corrientes fluviales, precipitación, escurrimientos, etc.), Q: salidas del sistema (corrientes fluviales, evaporación, infiltración, etc.), y t: tiempo.

El sistema hidrológico de la cuenca del Lago de Chapala puede representarse mediante el modelo de bloques de la Figura 2, donde se representan las entradas y salidas del sistema tanto puntuales como difusas. Actualmente el agua que sale por el río Santiago lo hace a través de un sistema de bombeo en la ciudad de Ocotlán, dado que desde finales de los 70 el nivel del lago no permite el escurrimiento natural por ese río, su principal salida (SIAPA, 1988). El río Zula se considera fuera del sistema y sus aportes van al río Santiago, lo cual es importante dado que la medición del caudal de éste se hace aguas abajo en la Presa de Poncitlán, embalse ubicado en la población del mismo nombre (Figura 1). En Ocotlán existe una obra de desvío que permite derramar eventualmente las aguas del río Zula sobre el lago cuando los niveles de éste son muy bajos, por lo que en algunas ocasiones CONAGUA ha utilizado los aportes de este río para compensar los bajos volúmenes de almacenamiento del lago (SIAPA, 1988).

Datos de calidad del agua

Los datos de calidad del agua para 25 estaciones lacustres y 9 litorales, medidos de forma cuatrimestral durante 1974-1997, fueron proporcionados por CONAGUA, que también aportó los datos de calidad del agua de las estaciones de monitoreo en las entradas y salidas de las corrientes tributarias y de la salida del lago. Se construyó una base de datos en Excel, que luego se usó para el desarrollo del balance de P y PO₄^-3. Las muestras de calidad del agua reportadas por CONAGUA fueron tomadas a 80cm de profundidad y utilizaron métodos estándar (APHA, 1992) para analizar regularmente 44 parámetros fisicoquímicos y microbiológicos. Los datos proporcionados por CONAGUA fueron analizados y depurados para evitar valores que pudieran causar dudas sobre su confiabilidad estadística (Bartram y Balance, 1996; Rodríguez, 2000). Algunos datos no medidos en las fechas correspondientes para algunas estaciones fueron calculados por interpolación con WinSTAT (www.winstat.de).

Desde los años 70 se han desarrollado modelos de calidad de agua para comprender los procesos de captura y remoción de nutrientes en los sedimentos y la columna de agua, y sus repercusiones en la eutrofización de lagos y embalses (Rast y Lee, 1978; Ryding y Rast, 1989), estudios que recientemente han cobrado mayor relevancia por las necesidades de restauración y manejo apropiado de ecosistemas lacustres someros (Astrakhantsev et al., 1996; Johnes et al., 1996; Coveney et al., 2005; Jeppesen et al., 2005; Nowlin et al., 2005; Jin et al., 2006).

El P y el PO₄^-3 guardan estrecha relación entre sí en el ciclo general del P para un ecosistema lacustre (Welch y Lindell, 1992; Chen y Sheng, 2003), por lo que fue necesario efectuar un balance de ambos y comparar los resultados obtenidos para analizar las relaciones entre estos dos componentes del ecosistema. Para explicar la metodología utilizada en el desarrollo del balance de masa de P-total y PO₄^-3 se detalla el desarrollo para el primero, aunque la misma metodología se aplica para ambas especies.

En el caso del Lago de Chapala no existen estudios preliminares que permitan efectuar un balance formal de P cuantificando sus principales entradas y salidas. Con el apoyo de la información de calidad del agua de CONAGUA para el periodo ene 1974 - dic 97, la batimetría del Lago de Chapala (SARH, 1981) y el Sistema de Información Geográfico ARC-INFO, fue posible generar un modelo de balance de P-total y PO₄^-3 para el lago. Primero se interpolaron los datos de concentración de P-total y PO₄^-3 para estimar las concentraciones mensuales en cada una de las estaciones monitoreadas en el lago; luego se hizo una interpolación bidimensional para estimar la distribución de las concentraciones de cada especie en la superficie por el método de la distancia inversa ponderada (Shepard, 1968). Para ello se dividió el lago en celdas de aproximadamente 200×200m, se evaluó la concentración en cada celda y se multiplicó por su volumen para cada intervalo de tiempo, de esta forma se estimaron las variaciones mensuales del P-total o PO₄^-3 para cada celda. La cantidad total mensual de cada componente estudiado se calculó como la suma del total contenido en cada celda (de Anda et al., 2000, 2001; Shear y de Anda, 2005).

Para obtener el balance de P-total o PO₄^-3 en el Lago de Chapala se seleccionó un modelo homogéneo de tipo determinístico en estado no estacionario (Gertsev y Gertseva, 2005) que permite visualizar de manera global lo que sucede con estos componentes del sistema. La ecuación general de balance de P-total para un intervalo de tiempo dado (Ryding y Rast, 1989; Maniak, 1997) es

       (2)

donde P: cantidad de P-total (ton) medida en el lago, V: volumen (Mm³) del lago, t: tiempo (meses), L_entra: entradas de P-total (ton/mes) puntuales y/o difusas, L_sale: salidas de P-total (ton/mes) puntuales y/o difusas, K_s: coeficiente de sedimentación (-) / remoción (+) de primer orden por mes.

Figura 3. Modelo del Transporte de P y PO₄^-3  indicando las trayectorias principales

Durante el periodo 1934-1979 las entradas de agua al Lago de Chapala procedentes del río Lerma fueron en promedio de 1873Mm³/año. Sin embargo, en el periodo 1934-2003 el aporte promedio fue apenas de 425Mm³/año (de Anda et al., 2005). El análisis de los parámetros hidrométricos del vaso demuestran que los cambios en la cantidad de agua almacenada se deben principalmente al uso intensivo del recurso a lo largo de la cuenca del río Lerma (Aparicio, 2001). Debido a los cambios en el manejo del recurso hídrico del sistema, el tiempo de residencia hidráulico del lago se ha modificado de 3,73 ±1,88 años en 1934-1970 a 18,58 ±34,59 años en 1971-2003 (de Anda et al., 1998, 2005). En la Tabla I se observa que el volumen y profundidad media del lago han disminuido substancialmente desde los 80, mientras que la precipitación se ha mantenido. También se aprecia la disminución en las contribuciones del río Lerma y el importante descenso en el flujo a través del río Santiago.

Tabla 1. Principales parámetros morfométricos y variables hidrológicas del Lago de Chapala (1934-2003)  

Desde 1934 CONAGUA toma lecturas diarias de los parámetros hidrológicos en 3 estaciones meteorológicas y 3 estaciones hidrométricas fluviales en la Cuenca del Lago de Chapala, a fin de contar con información sobre precipitación, evaporación, volumen del lago, flujos de alimentación y salida, entre otros (de Anda et al., 1998). Un cambio histórico importante en el régimen hidráulico de la cuenca lo representó la construcción y puesta en marcha en 1990 del acueducto Chapala-Guadalajara, que dota de agua a la ciudad de Guadalajara, evitando las pérdidas por evaporación e infiltración y la contaminación por descargas municipales, agrícolas e industriales de las aguas en su curso por el río Santiago. Hoy este río subsiste gracias a los escurrimientos del río Zula y no se utiliza para conducir el agua a Guadalajara, por lo que en la cuenca del lago el uso del río Santiago se limita a dotar de agua a distritos de riego y a las poblaciones más cercanas a su cauce (SIAPA, 1988). En la Figura 4 se muestran las variaciones de volumen y profundidad del lago, apreciándose el decremento en el volumen de almacenamiento en los últimos años (de Anda et al., 2005).

Figura 4. Variaciones de volumen y profundidad en el Lago de Chapala en el periodo 1934-2003.

La Tabla II presenta un ejemplo de los cálculos efectuados para el año de 1980. Las cifras resaltadas indican valores observados, obtenidos de las mediciones efectuadas por CONAGUA, mientras que los demás valores fueron calculados por interpolación o bien resultan del balance. La diferencia calculada determina, de manera indirecta, cuando existe o no una carga interna de P-total hacia la columna de agua del lago durante el intervalo mensual de tiempo. Mientras mayor sea el P-total que sale del lago en comparación con las entradas, se puede concluir que el lago actúa como una fuente de P, gracias a la carga interna procedente de los sedimentos. Si existe menos P-total que sale del lago en comparación a las entradas, es indicativo de que actúa como un depósito de P (p.e. por sedimentación; Ryding y Rast, 1989).

Tabla 2. Ejemplo del balance de  masa para P-total en Lago de Chapala, en toneladas

[P]_acum = -68060469,32+34510,38(y) ; 

R²=0,99              (3)

donde [P]_acum: cantidad acumulada de P en el lago.

Figura 5. Valores acumulados de entrada y salidas de P-total (a) y de PO₄^-3 (b) en el lago (1974-1998)

En el caso del balance efectuado con el PO₄^-3 (Figura 5b) se observa que la retención se inicia a partir de 1977 a 1978. Luego el lago no tuvo más capacidad de remover PO₄^-3 y se ha ido acumulando en la columna de agua y en los sedimentos. La tasa de acumulación mensual de PO₄^-3 fue de 23334,11ton, obtenida aplicando el mismo criterio que para el P-total:

[PO₄^-3]_acum = -46036301,55+23334,11(y) ; 

R²=0,99               (4)

De las tasas de acumulación obtenidas de las Ecs. 3 y 4 se deduce que la relación (PO₄^-3)/P-total es de 67,6% lo que significa que del P-total presente en el lago, dos terceras partes están en forma de PO₄^-3, el cual tiene mayor biodisponiblilidad para la cadena trófica.

De acuerdo con la metodología utilizada para obtener el balance de masa para el P-total y PO₄^-3 se obtuvieron los resultados de la cantidad mensual de cada uno de estos componentes en la columna de agua del lago para el intervalo de tiempo estudiado. Conocido el volumen mensual del lago para este periodo, es posible obtener la gráfica de concentraciones promedio dividiendo el total mensual calculado de cada especie entre el volumen del lago (Shear y de Anda, 2005). Los resultados se muestran en la Figura 6. De los datos se puede estimar que para el periodo de estudio la relación de concentración PO₄^-3/P-total es de 0,70 ±0,10 lo cual indica que el 70% de la concentración de P en el lago es debida al PO₄^-3.

Figura 6. Variaciones de concentración  P total y de PO₄^-3 en el lago de Chapala en el periodo 1974-1997

Discusión

De acuerdo con el método de celdas aplicado en el modelo de balance, los resultados muestran que el Lago de Chapala perdió su capacidad de remoción de P-total a partir de 1984 y de PO₄^-3 desde 1977-1978. Estos datos coinciden con las fechas en las cuales el río Lerma, su principal tributario, redujo sus aportes al lago. La pérdida de nivel en el lago igualmente causó que el río Santiago dejara de funcionar como salida natural del Lago de Chapala, lo que impidió una importante salida de los nutrientes en la zona de mayor nivel de contaminación del lago (de Anda y Shear, 2001). A partir de 1991 se inició la operación del acueducto Chapala-Guadalajara para lograr un suministro más confiable en cantidad y calidad de agua para Guadalajara, acueducto que se localizó en la parte central del lago dadas la mejor calidad del agua. En pocos años esta obra se constituyó en la principal salida del sistema siendo su flujo promedio apenas 2,6% del flujo promedio del río Santiago cuando fue su salida natural. Las condiciones de operación del lago han limitado aun más la posibilidad de remoción de nutrientes generando tasas constantes de acumulación de P-total y PO₄^-3.

No obstante que el lago sigue acumulando nutrientes, sus efectos en la concentración de P-total y PO₄^-3 en la columna de agua no son apreciables en la Figura 6. Esto se debe fundamentalmente a que se establece un equilibrio químico como producto de la solubilidad del PO₄^-3 presente en los sedimentos y en la columna de agua, situación que es observado en otros lagos (Brezonik y Engstrom, 1998; Seo, 1999; Chen y Sheng, 2003; Schauser et al., 2004; Jin et al., 2006). Asimismo, la resuspensión de sedimentos inducida por el viento mantiene una cantidad límite de sólidos suspendidos dependiendo del tirante hidráulico del lago y de la velocidad máxima del viento (de Anda et al., 2004), por lo que la cantidad de P presente en la columna de agua alcanza un límite máximo comprendido en el intervalo de concentraciones del lago.

Diversos lagos someros en el mundo sufren de condiciones similares a las de Lago de Chapala, donde sus bajas profundidades los hacen altamente sensibles a la reducción de flujos de las fuentes tributarias y a la contaminación inducida por las actividades humanas. En México, el Lago Pátzcuaro (Bernal-Brooks et al., 2003) y el Lago Zapotlán (Ortiz-Jiménez et al., 2005), en Argentina el Lago Colhué Huapi (IARH, 2002), el Lago Nong Han en Tailandia (Settacharnwit et al., 2003), y los lagos localizados a lo largo del río Yangtze en China (Wu et al., 2006), son ejemplos de lagos someros donde la alta turbiedad debida a la resuspensión de sedimentos contaminados, con alta concentración de nutrientes, han inducido el crecimiento de cianobacterias y macrófitas, acelerando así su condición trófica.

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