Área de estudio

El río Ayuquila-Armería se localiza en los estados de Jalisco y Colima, en el occidente del país, entre las coordenadas geográficas 18 ° 51’ 05’’ a 20 ° 28 ’ 03 ’’ N y 104 ° 38 ’17 ” a 103 ° 34 ’ 41 ” O; cuenta con una extensión de 10257 km²; su origen por la confluencia de los ríos Ayuquila y del río Tuxcacuesco. Poco antes de ingresar al estado de Colima, toma el nombre de río Armería; recorre una distancia de 321 km desde la parte más alta (3290 msnm) hasta su desembocadura en el estero Boca de Pascuales en Colima (^{Cotler y Caire, 2009}; ^{Meza-Rodríguez et al., 2017}).

La cuenca es clasificada con clima semiseco muy cálido, cálido subhúmedo, semicálido subhúmedo y templado subhúmedo, todos con lluvias en verano; temperatura media anual de 14-28 º C; y una precipitación total anual de 700-2000 mm, con evaporación del 80-90% de la precipitación total (^{Mancilla-Villa et al., 2017}). En cada sitio se determinaron las coordenadas geográficas mediante un GPS (Garmin, eTrex 10) (Figura 1).

Figura 1 Localizacion geografica de los sitios de muestreo en la cuenca del Rio Ayuquila-Armeria.
Figure 1. Geographical location of sampling sites at the Ayuquila-Armeria River basin. 

Muestreo y análisis

Se realizaron dos campañas de muestreos en la cuenca del Río Ayuquila-Armería y sus afluentes, abarcando la parte alta, media y baja de la misma, distribuyendo 18 sitios de colecta en la temporada de lluvia (octubre 2015) así como para la temporada seca (marzo 2016) (Figura 1). En cada sitio se colectaron muestras de agua (500 mL) y de macroinvertebrados acuáticos, aunado a esto se determinaron parámetros fisicoquímicos (pH, C. E y caudal).

Las muestras de agua se obtuvieron en cada uno de los puntos de muestreo utilizando recipientes de polietileno de alta densidad de 0.2 L, a cada envase se le colocó una etiqueta con su respectiva fecha, nombre y localización del sitio, posteriormente en laboratorio se determinó pH, conductividad eléctrica, nitratos y fosfatos (^{Solís-Garza et al., 2011}; ^{Mancilla-Villa et al., 2017}).

Colecta de macroinvertebrados

La colecta de los macroinvertebrados se realizó con una red tipo D con una luz de malla de 600 μm, cubriendo las dos orillas del cauce y en dos muestreos en el centro para un total de 4 m2 por sitio, los organismos colectados fueron contados in situ hasta obtener 120 individuos, posteriormente se colocaron en recipientes de plástico con alcohol al 70 % para ser transportados en hieleras e identificados en el laboratorio (^{Terneuz et al., 2012}; ^{Gutiérrez-Garaviz et al., 2014})

Los macroinvertebrados fueron agrupados como colector-filtrador, colector-recolector, raspadores, desmenuzadores y depredadores, de acuerdo con la clasificación de ^{Merritt y Cummins (1996)}. Se calculó el Índice de Shannon-Wiener para conocer la diversidad de familias de cada sitio, además, se analizó la tolerancia a la contaminación orgánica de cada familia por medio del Índice de Integridad Biótica (IIB) siguiendo la metodología de ^{Henne et al. (2002)} y ^{Weigel et al. (2002)} (Tabla 1). Los valores del índice van de 0 a 10, donde 10 es indicativo de alta concentración de nutrientes, por lo tanto, las comunidades estarán compuestas de especies cuya tolerancia a la contaminación orgánica varía de sensible a tolerante. Una vez puntuadas, las clasificaciones de calidad varían de excelentes a muy pobres en función de la probable cantidad de contaminación orgánica en el sitio muestreado (Tabla 2).

Análisis microbiológico

El estudio bacteriológico en el agua de las microcuencas y el cauce principal se desarrolló de la forma siguiente: en frascos de polietileno de 500 mL, previamente lavados y esterilizados, se colectaron las muestras de agua de cada sitio; en su interior, previo a la esterilización, se colocó 0.1 cm3 de solución de disulfato de sodio al 1 % con el propósito de inhibir la acción del cloro que puede contener la muestra, cubriendo el tapón del frasco con papel aluminio como establece la NMX-AA-42 (1987) (^{Mora-Bueno et al., 2012}).

Las muestras de agua se llevaron al Laboratorio de Investigación en Biotecnología del Centro Universitario de la Costa Sur (CUCSUR) de la Universidad de Guadalajara para la realización de cultivos sobre placas Petrifilm EC para el recuento de E. coli / Coliformes que contiene nutrientes de Bilis Rojo Violeta (VRB), un agente gelificante soluble en agua fría, un indicador de actividad de la glucuronidasa y un indicador que facilita la enumeración de las colonias (^{Pucci et al., 2013}).

Sobre las placas Petrifilm se coloca 1 mL de muestra con pipetas esterilizadas, posteriormente se esparció uniformemente la muestra sobre la placa. Después de incubar las placas 24 hrs a 35 º C según método 991.14 del ^{AOAC (2002)}, se contabilizan los puntos: los puntos azules son Unidades Formadoras de Colonias (UFC) de E. coli y los puntos rojos son colonias de coliformes fecales, que al sumarlas resulta en el total de colonias de coliformes (^{Redondo y Arias, 2011}).

Estimación del caudal

Para la estimación del caudal se utilizó el método de las huellas máximas (^{Elosegui y Sabater, 2009}) para cuantificar los volúmenes de aporte de las principales cuencas tributarias y del cauce principal. Por medio de este método se estimó el gasto máximo que se presenta durante una avenida reciente en un río donde no se cuenta con ningún otro tipo de aforo (^{Martínez y Fernández 2010}). En la ecuación utilizada se tiene que:

Dónde: Q = Gasto de la avenida (m3/s) A = Área hidráulica en m2. V = Velocidad (m/s).

Para obtener el área hidráulica, en cada punto de muestreo, se midió la profundidad que alcanza el cauce del río junto con la velocidad del caudal en cada metro a través del ancho total del caudal, una vez obtenidos estos dos parámetros se estimaron los volúmenes de aporte de cada sitio (^{De la Lanza et al., 2012}).

Análisis estadístico

Los resultados se sometieron a un análisis estadístico para conocer la correlación entre muestreos realizados, se llevó a cabo análisis de varianza (ANOVA) para determinar las diferencias significativas entre éstos. Para realizar el análisis estadístico se utilizó el programa Stadistical Package for the Social Sciences (SPSS) versión 25.0. Adicionalmente se realizó un Análisis de Correspondencia canónica (ACC), para conocer la relación entre las variables fisicoquímicas del agua (pH, C.E y Caudal) y la presencia o ausencia de las familias de macroinvertebrados acuáticos. Para realizar este análisis se utilizó el software PC ORD V 6.0.

Variables fisicoquímicas

El valor de pH en la temporada lluviosa fluctuó entre 7.34 - 8.43 con un promedio de 7.98; en la temporada seca el valor fue entre 7.35 - 8.39 con un promedio de 7.84 (Tabla 3); no se encontraron diferencias significativas entre las temporadas de muestreo (F= 1.51; p= 0.22) (Tabla 4). Estos valores se consideran alcalinos (Díaz et al., 2018) y se encuentran dentro del rango permisible (5 a 10 unidades) que establece la NOM-001-ECOL-1996, en su apartado de protección a la vida acuática. No obstante, se ha evidenciado que para utilizar el agua en el riego agrícola se recomiendan valores entre 5.5 y 6.5, ya que la mayoría de los iones se encontraran disponibles para la planta (^{Ortiz-vega et al., 2019}). Los valores de pH encontrados coinciden con los reportados en otros estudios realizados en la cuenca del río Ayuquila-Armería (^{Mancilla-Villa et al., 2017}), y en otras regiones del país (^{Guzmán-Colis et al., 2011}) lo que indica que existe poca variación temporal en cuanto al pH.

Los valores de C.E. fluctuaron de 137 a 2225 µS/cm en ambas campañas de colecta, los valores de 2225 y 2123 μS/cm corresponden al sitio de Boca de Pascuales, punto de desembocadura en el mar y es donde se combina el flujo de agua salada con la del río (Tabla 3); no se encontraron diferencias significativas entre temporadas de muestreo (F= 0.21; p= 0.64) (Tabla 4).

En este sentido los valores encontrados representan riesgo para la vida acuática en organismos de agua dulce en los sitios donde se superan los 1000 µS/cm, ya que se verían afectadas algunas de sus funciones vitales como la reproducción en algunas especies de peces (^{Meza y Sepúlveda, 2012}). En cuanto al aspecto de riego agrícola estos valores representan riesgo en cuanto la utilización del recurso hídrico, ya que los valores de restricción se establecen al superar los 1000 µS/cm (^{Can-Chulim et al., 2014}). Se ha evidenciado que valores que exceden los 1500 µS/cm presentan efectos negativos sobre la germinación de algunas semillas, como el maíz (Zea Mays) donde el porcentaje de germinación de las semillas disminuyo al utilizar aguas con una C.E. por arriba de los valores antes mencionados (^{Fessel et al., 2006}; ^{Viloria et al., 2011}).

En cuanto a los resultados de la medición del caudal, en la primera campaña de muestreo las determinaciones variaron de 0.18 a 75.27 m3/s con un promedio de 23.50 m3/s. En la segunda campaña los valores oscilaron entre 0.03 a 29.68 m3/s con un promedio de 8.98 m3/s. Para este parámetro sí se encontraron diferencias significativas entre las temporadas de muestreo (F= 5.58; p=0.024) (Tabla 4). Los valores más altos (> 15 m3/s) corresponden a las mediciones realizadas en los cauces principales, y los valores más bajos (< 15 m3/s) corresponden a las mediciones realizadas en los afluentes del mismo cauce.

El caudal del río se considera como un factor muy importante ya que este influye directamente en la variación de los niveles de parámetros fisicoquímicos y en las concentraciones de contaminantes orgánicos (^{Guevara et al., 2006}; ^{Encalada, 2010}). La relación del caudal con la concentración de algunos contaminantes se ha puesto en evidencia en estudios como el de ^{Gaete et al. (2007)}, en el cual se demostró que los niveles de contaminantes; coliformes y Nitrógeno, disminuían cuando el caudal en el Río Aconcagua llegaba a sus puntos máximos y al contrario se encontraron mayores concentraciones de estos en los meses donde el caudal disminuía. En otro estudio en el río Condoto en Colombia, se evidenció que las concentraciones de contaminantes provenientes de las zonas urbanas y mineras disminuían cuando por la estacionalidad aumentaba el caudal del río, y en contraparte se encontraron mayores concentraciones de contaminantes cuando el caudal disminuía (^{Sánchez y Cañón, 2010}).

Las concentraciones de fósforo total (P Tot) se clasificaron de acuerdo con los valores de peligro de eutrofización de cuerpos de agua propuesta por ^{Sharpley (2010}), la cual indica que una concentración mayor a 0.1 mg/L de P disuelto puede causar la eutrofización acelerada de las aguas.

En la Figura 2, se muestra la concentración de P_Total de las aguas superficiales en ambas campañas de muestreo y el límite que representa el peligro de eutrofización acelerada. No se encontró variación en la concentración de P en las dos temporadas, excepto en El Corcovado, donde se presentó en temporada lluviosa una concentración de 0.01 y en temporada seca una concentración de 0.48 mg L^-1.

Figura 2 Concentracion de P_Total en los sitios muestreados en la estación lluviosa y seca.
Figure 2. P_Total concentration at sampled sites in the rainy and dry season. 

^{Fregoso-Zamorano (2015)} en la misma zona de estudio registró una concentración de 0.02 mg/L de P en El Corcovado en el mes de octubre del 2013, valor que aumentó a 0.5 mg/L en marzo del 2014, demostrando que existe una constante de que en la temporada lluviosa la concentración en El Corcovado disminuye para después aumentar en la temporada seca. En general, las aguas del río Ayuquila-Tuxcacuesco-Armería contienen poca cantidad de fósforo que pueden aportar a los cultivos sin ocasionar problemas, pero en la mayoría de los sitios el fósforo contenido acelera el proceso de eutrofización en las aguas. Las actividades antropogénicas, como la utilización de grandes cantidades de detergentes y fertilizantes, aportan fósforo a las aguas superficiales y aceleran este proceso (^{Neal et al., 2006}).

Se han realizado otros estudios referentes a la determinación de fósforo y sus diferentes formas en aguas superficiales y subterráneas. Tal es el caso del estudio desarrollado en el sistema hidrográfico Zahuapan-Atoyac por ^{Carrera-Villacrés et al. (2011)}, donde se encontró que las concentraciones de P y PO4, en los orígenes de los ríos Zahuapan y Atoyac son bajas, de 0.3 a 0.5 mg/L. En cambio, cuando los cauces de estos ríos ingresan por poblados urbano-industriales, las concentraciones aumentan considerablemente y varían de 1.0 a 7.89 mg/L. Los resultados se asemejan a los encontrados en el presente estudio y se infiere que esta semejanza es el resultado de la influencia de las condiciones ambientales que atraviesa el río Ayuquila-Armería, el cual transita por zonas industriales y urbanas, donde las aguas residuales no reciben tratamiento alguno.

En la Figura 3, se presentan las concentraciones de N_Total en ambas campañas de muestreo (estación lluviosa y seca) y su comparación con el límite permisible de concentración relativo a la protección de la vida acuática (25 mg/L) propuesto por la NOM-001-ECOL-1996. Se encontraron diferencias significativas entre temporadas de muestreo (F= 1.04; p=0.031) (Tabla 4). El 50 % de los sitios muestreados supera el límite permisible, las concentraciones más altas se encontraron en la temporada lluviosa en los sitios 4 y 18.

Figura 3 Concentracion de N_Total en los sitios muestreados en la estación lluviosa y seca.
Figure 3. N_Total concentration at sampled sites in the rainy and dry season. 

Las variaciones de concentración de N_Total en el muestreo de la temporada lluviosa y seca, encontradas en las aguas de los sitos muestreados se relacionan con la descarga de aguas residuales agrícolas, que derivan de la aplicación de fertilizantes nitrogenados, así como de las descargas de aguas residuales provenientes de granjas porcícolas y aguas residuales urbanas sin tratamiento como se ha evidenciado en otros trabajos de investigación realizados en la región de estudio (^{Palomera-García, 2012}; ^{Mancilla-Villa et al., 2017}).

En un estudio realizado en el río Zahuapan, México por ^{Muñoz-Nava et al. (2013)} encontraron que los promedios de concentración de N_Total en las doce microcuencas estudiadas no fueron mayores a 15 mg/L, la concentración más elevada fue de 11.5 mg/L; estos resultados se atribuyen a un posible efecto de la presa de Atlangatepec y a la capacidad de retención de nutrientes de la vegetación acuática que se encuentra en el cauce del río. Los resultados encontrados difieren a los del presente estudio. En base a los estudios realizados se puede inferir que la vegetación ribereña tiene un papel muy importante en cuanto a la retención de contaminantes (^{Rodríguez-Contreras et al., 2020}), situación que se ve reflejada el estado de la condicione ecológica de las riberas de la cuenca del río Ayquila-Armeria.

Índice de integridad biótica

Se colectaron e identificaron un total de 2634 macroinvertebrados, 1878 en temporada lluviosa pertenecientes a 20 familias, y 756 en temporada seca pertenecientes a 20 familias, en 18 sitios del área de estudio (Figura 4). La familia más abundante fue Leptopheibidae con 729 individuos colectados en las dos temporadas, le sigue la familia Hydropsychidae con 630 individuos. En general se colectaron más especímenes en la temporada lluviosa que en la temporada seca, esto coincide con lo reportado en otros estudios en la zona (^{Palomera-García, 2012}; ^{Hernández-Vargas et al., 2017}).

Figura 4 Numero de individuos colectados por familia en ambas temporadas de muestreo.
Figure 4. Number of individuals collected per family at both sampling seasons. 

En cuanto a la diversidad en los sitios, los valores de diversidad varían de 0.04 a 2.20 en ambas temporadas (Figura 5), que coincide con el rango registrado por ^{Palomera-García (2012)} en un estudio realizado en la cuenca del río Ayuquila - Tuxcacuesco - Armería, donde registró un rango de diversidad de 0.19 a 2.19. El sitio con mayor diversidad (H’) fue Arroyo Manantlán (sitio 7) en las dos temporadas muestreadas (2.20 en temporada lluviosa y 2.12 en temporada seca), sin embargo, en general no existe un patrón en los sitios que indique en cual temporada aumenta o disminuye la diversidad.

Figura 5 Indices de integridad biotica y diversidad por temporada de muestreo. IIB= indice de integridad biotica, H´= indice de Shannon-Wiener.
Figure 5. Biotic integrity and diversity indices per sampling season. IIB = biotic integrity index, H´ = Shannon-Wiener index. 

En la Figura 5 se presentan los resultados obtenidos de la aplicación del índice de integridad biótica (IIB). En la temporada de lluvias, de acuerdo con ^{Henne et al. (2002)}, los sitios con calidad excelente (IIB< 3.5) sin ninguna contaminación orgánica aparente, representaron el 69 % de los sitios. No hay sitios con buena calidad , otro 6 % corresponde a sitios de calidad buena, otro 6 % es de calidad media y le siguen los sitios de calidad pobre con un 13 % y por último los sitios de calidad muy pobre (IIB> 6.5) representan el 6 % del total.

Los sitios con calidad excelente en la temporada seca representaron el 47 %; el 29 % de los sitios fueron de calidad muy buena; los sitios de calidad buena representaron el 18 %; le siguieron los sitios de calidad media con un 6 % del total; no se presentaron sitios con calidad pobre o muy pobre.

En general, hay una mayor cantidad de sitios con calidad excelente en la temporada lluviosa que en la seca, no obstante, también hay más sitios con calidad pobre o muy pobre en esta misma temporada. Los resultados concuerdan con lo registrado por ^{Palomera-García (2012)}, quien registró una mayor cantidad de sitios de excelente y muy buena calidad de acuerdo con su IIB en la temporada de lluvias.

El análisis de correspondencia canónica (Figura 6), indica que la varianza acumulada de la relación entre la presencia de las comunidades biológicas y las variables ambientales seleccionadas se explica en los dos primeros ejes con un 63 %. En aquellos sitios con los valores más altos de caudal, se encuentra la familia Perlidae, esta familia de macroinvertebrados tiene una relación positiva con el caudal y se considera una de las familias con mayor grado de sensibilidad a la contaminación orgánica (^{Merrit y Cummins 1996}).

Figura 6 Analisis de correspondencia canonica en el ordenamiento de los sitios muestreados en ambas temporadas, relacionado con la presencia y abundancia de las familias de macroinvertebrados [Leptopheibidae (Lep), Baetidae (Bae), Perlidae (Per) e Hydropsychidae (Hyd)], colectados por sitio y correlacionado con las variables ambientales (P_Total, N_Total y caudal).
Figure 6. Canonical correspondence analysis in the sampled sites ordering in both seasons, related to the presence and abundance of the macroinvertebrate families [Leptopheibidae (Lep), Baetidae (Bae), Perlidae (Per) and Hydropsychidae (Hyd)], collected by site and correlated with environmental variables (P_Total, N_Total and caudal). 

Por su parte la variable de PTotal presenta una relación positiva sobre la familia Leptopheibidae, los valores de PTotal fueron bastante homogéneos entre las dos temporadas y no existe alta variabilidad entre sitios. La variable de NTotal tiene relación con las familias Baetidae e Hydropsychidae, estas tienen mayores facilidades de adaptación y por lo tanto son los más tolerantes a efectos de condiciones extremas o de perturbación (^{Moya et al., 2011}; ^{Roldan-Pérez, 2016}). Se puede apreciar mediante este análisis de correspondencia, que las comunidades biológicas se están separando entre sitios y entre temporadas de muestreo, lo anterior es el resultado de la misma estructura de las comunidades de macroinvertebrados y la correlación con las variables ambientales.

Análisis microbiológico

En la Figura 7 se presenta la cuantificación de UFC en los sitios del Río Ayuquila y sus afluentes por temporada de muestreo. Estos resultados se comparan con el límite permisible (10 UFC/mL) propuesto por la NOM-001-ECOL-1996. El 50 % de los sitios exceden el límite permisible en la estación lluviosa, con concentraciones que van desde los 18 UFC/mL hasta 190 UFC/mL; por otra parte, en la estación seca el 22 % de los sitios superan el límite permisible, con concentraciones que oscilan entre 11 y 21 UFC/mL. Se encontraron diferencias significativas entre las temporadas de muestreo (F= 4.36: p= 0.044) (Tabla 4).

Figura 7 Concentracion de unidades formadoras de colonias (UFC/mL) por temporada en los sitios muestreados.
Figure 7. Colony forming units concentration (CFU / mL) per season at the sampled sites. 

El arrastre de residuos por la acción de la lluvia eleva las concentraciones de coliformes en la mayoría de los sitios, situación que se ve reflejada al encontrarse mayores concentraciones de UFC en la temporada lluviosa, esto se ha evidenciado en otros estudios (^{Ramírez et al., 2009}; ^{Olguín et al., 2010}). Por otra parte, se les suman a las descargas provenientes de granjas porcícolas, las descargas de aguas residuales urbanas, tomando como referencia que en México el 70 % de los municipios cuentan con planta de tratamiento de agua residual, y de estas, alrededor del 50 % se encuentre en funcionamiento actualmente (^{CONAGUA, 2016}).

El sitio que registró la mayor concentración de UFC fue el número 8 en la temporada de lluvias. Se infiere que estas concentraciones se deben a que, en este punto del río se vierten las aguas residuales de los municipios de Autlán y El Grullo, así como todo el arrastre de las lluvias del suelo agrícola del valle Autlán - El Grullo. En general las concentraciones aumentan en todos los sitios en la temporada de lluvias, debido a la descarga de aguas negras de áreas urbanas y drenaje agrícola, lo que sugiere una alta y peligrosa contaminación por patógenos intestinales (^{Robles et al., 2013}; ^{Anduro et al., 2017}).

Por otro lado, los sitios 4 y 10, son sitios que se encuentran poco después de dos presas importantes en la región (Trigomil y Las Piedras), lo que sugiere una mayor dilución del agua y, por tanto, menos concentración de coliformes (^{Sardiñas et al., 2006}). El caso del sitio 7 corresponde al Arroyo Manantlán, este es un afluente el cual tiene su nacimiento en la parte alta de la Reserva de la Biosfera Sierra de Manantlán, por ende, este afluente sufre muy poca o nula presión y contaminación urbana, por lo tanto, se considera como un sitio de referencia de buena calidad microbiológica (^{Santana et al., 1993}).

Un estudio realizado por ^{Olivas-Enríquez et al. (2011)} en el Río Bravo determinó la concentración de coliformes totales y E. coli. La presencia indiscutible de enteropatógenos en el agua del Río Bravo constituye un riesgo para la salud pública, principalmente para los agricultores que la manejan, y en el riego por la contaminación de los productos agrícolas de consumo humano, así como para las personas que entran en contacto con el agua del río.