Sistema de derechos de agua, el REPDA y el balance hídrico

En el mundo existen varios modelos de asignación de derechos de agua, que se basan en principios diferentes y con regímenes de propiedad distintos para la explotación de las aguas subterráneas. Algunos ejemplos son las doctrinas de propiedad absoluta, uso razonable y derechos correlativos en Estados Unidos, el modelo de administración pública según un sistema de derechos de uso de agua utilizado en Colombia o los de distribución basados en el mercado, como en Chile (^{Méndez, 2008, pp. 160-162}). Sin embargo, ninguno ha logrado una asignación completa, eficiente y equitativa del agua, debido a los problemas técnico-económicos y las condiciones de distribución y disponibilidad del recurso que enfrenta cada país.

El modelo administrativo mexicano se caracteriza por una autoridad administrativa estatal que es la propietaria de los derechos de agua, que asigna los permisos de consumo y determina la disponibilidad y las condiciones para éste, lo cual le otorga la responsabilidad de prever y planear el destino más apropiado para los usos del agua (^{Pineda-Pablos, Moreno-Vásquez, Salazar-Adams y Lutz-Ley, 2014, p. 193}). De acuerdo con la LAN, el criterio principal para otorgar las concesiones es la condición de que exista una disponibilidad media anual del agua favorable en el lugar que se solicita (Diario Oficial de la Federación^{[DOF], 2016a, p. 64}), la cual se determina por medio de un balance de agua, según la ecuación establecida en la Norma Oficial Mexicana NOM-011-CNA-2015 (^{DOF, 2015b, p. 6}).

Donde la disponibilidad de agua subterránea es el volumen medio anual que puede ser extraído de una unidad geohidrológica para usos diversos, adicional a la extracción ya concesionada y la descarga natural comprometida. La recarga total media anual se determina mediante un balance de agua, donde la entrada (recarga) a un sistema acuífero es igual al cambio en el almacenamiento, menos la sumas de salidas de descarga natural y artificial.

La descarga natural comprometida es la fracción de la descarga natural de un acuífero, comprometida como agua superficial destinada para varios usos o que se debe conservar para prevenir un daño ambiental a los ecosistemas o la migración de agua de mala calidad a un acuífero, y se determina por alguno de los métodos descritos en el apéndice “B” de la norma (^{DOF, 2015b, p. 11}).

En México, la administración del agua se ha entendido, históricamente, como una obra hidráulica basada en un enfoque constructivo, en oposición a una visión del agua como elemento natural en su dimensión de uso y conservación (^{Carrillo-Rivera et al., 2016, p. 2}). Esto según un paradigma orientado a la gestión de la oferta, es decir, a incrementar los volúmenes extraídos o importados sin considerar la sostenibilidad de las fuentes, en donde el valle de México es quizá uno de los ejemplos más representativos (^{Ortega y Velasco, 2012, p. 15}). El crecimiento continuo de la población, así como el incremento de las necesidades básicas para mantener las actividades económicas, como ocurre en el valle de México, han llevado a aumentar la extracción del agua subterránea a profundidades cada vez mayores, sin conocer su dinámica y su interacción con el entorno, con efectos negativos para los ecosistemas, abatimiento de los niveles freáticos o hundimiento del terreno (^{Peñuela, García y Carrillo, 2016, pp. 160-163}). Dicho aumento también ha causado un cambio en las dinámicas de flujo, y ocasionado la descarga inducida de un sistema de flujo regional profundo con otra calidad que afecta la disponibilidad de agua (^{Huizar-Alvarez, Ouysse, Espinoza-Jaramillo, Carrillo-Rivera y Mendoza-Archundia, 2016, p. 15}). Al igual que en la cuenca del Valle de México, la extracción intensiva en la región lagunera (^{Gutiérrez y Ortiz, 2017, p. 139}), la cuenca Lerma-Chapala (^{Ortega-Guerrero 2009, p. 159}) y la ciudad de San Luis Potosí (^{Hergt, Larragoitia, Benavides y Carrillo-Rivera, 2009, p. 51}) ha producido la descarga inducida de agua subterránea rica en elementos nocivos para la salud humana, como fluoruro o arsénico.

Área de estudio

La cuenca del río Ayuquila-Armería se localiza en el occidente de México, y forma parte de la región hidrológica 16 Armería-Coahuayana, ubicada entre los 102° 56' y 104° 35' de longitud Oeste y los 18° 40' y 20° 29' de latitud Norte, cuenta con una superficie de 9 731 km², de los cuales 81% pertenece a Jalisco y 19 a Colima (^{DOF, 2016b, p. 3}). Se encuentra dentro de una zona de transición de los reinos biogeográficos Neártico y Neotropical, lo cual le confiere características muy importantes en cuanto a la diversidad de flora y fauna (^{Jardel, 1992, p. 315}).

El río Ayuquila-Armería es uno de los 15 más importantes de los 100 existentes en la vertiente del Pacífico, y está entre los 43 principales de México (^{Graf-Montero, Martínez-Rivera, Santana-Castellón e Íñiguez-Dávalos, 2002}). Este río, además de ser fuente de abastecimiento para las poblaciones aledañas, constituye un soporte para la biodiversidad, pues cuenta con 14 especies nativas de peces, dos de las cuales son endémicas (^{Martínez-Rivera, Graf-Montero, Santana-Castellón y García, 2005, p. 2}). Dentro de la cuenca se han realizado obras de infraestructura hidráulica, las más importantes son las presas de Tacotán, Trigomil, Las Piedras y El Nogal, en Jalisco, y dos presas derivadoras para dotar de agua a los distritos de riego 094 El Grullo-Autlán, en Jalisco y el 053 Peñitas, en Colima.

En 2010, la población total de la cuenca era de 678 670 habitantes; 222 742 (33%) residentes en Jalisco, y 455 928 (67) en Colima (Instituto Nacional de Geografía y Estadística ^{[INEGI], 2010}). Los centros de población más importantes son Autlán, El Grullo, Ayutla, Techaluta, Tecolotlán, San Gabriel, Unión de Tula, Tenamaxtlán y Tapalpa, en Jalisco, y Colima (capital del estado), Coquimatlán, Armería y Villa de Álvarez, en Colima. Las actividades económicas principales de la cuenca son la agricultura, la ganadería, la minería, la explotación silvícola y forestal, el comercio, la pesca y los servicios (^{DOF, 2016b, p. 6}).

La cuenca abarca parte o la totalidad de la superficie de los acuíferos administrativos Unión de Tula, Autlán, Tecolotlán, Tapalpa, Jiquilpan, Colima y Armería-Tecomán-Periquillos (ATP), delimitados por la CONAGUA (^{DOF, 2003, p. 53}), que son de tipo libre, ubicados en zonas montañosas, mesetas y valles; el de ATP es el único costero (véanse Tabla 1 y Figura 1). Estos acuíferos cuentan con tres decretos de veda de control para las aguas del subsuelo, los establecidos en 1973 y 1984, para los municipios de la costa y el valle de Colima (^{CONAGUA, 2002, p. 6}), y otro en 1987, para los de Jalisco (^{CONAGUA, 2008, p. 7}).

Fuente: elaboración propia, con información del ^{REPDA (2015)} e ^{INEGI (2016)}.

Figura 1 Ubicación de los acuíferos de la cuenca del río Ayuquila-Armería (a) y concesiones de agua subterránea por acuífero (b) 

Análisis de la información

La CONAGUA, por medio del Sistema de Solicitud de Información del Estado de Jalisco (INFOMEX Jalisco), a solicitud expresa, entregó la información del REPDA en una base de datos que contenía 3 172 registros de las concesiones de agua subterránea otorgadas, entre enero de 1994 y agosto de 2015, con las especificaciones siguientes: localización geográfica, código del título, volumen concesionado, cantidad de anexos, usos, plazo de la concesión, profundidad de la perforación, nombre del acuífero, gasto requerido, diámetro del pozo y si cuenta o no con medidor.

Estos registros se ingresaron al software ArcGis 10.2, del Environmental Systems Research Institute (ESRI), para su visualización, manipulación y análisis; después fueron reproyectados al sistema de referencia Universal Transversal Mecator UTM Zona 13N, con el datum WGS84, y se revisó su ubicación pues muchos se encontraron fuera de los límites de los acuíferos estatales o del territorio nacional e incluso en el mar. Luego se corrigieron con la información de localización, el programa Google Earth 6.1.5 y el marco geoestadístico del ^{INEGI (2016)}. Se eliminaron de la base de datos todos los registros en los que no fue posible corregir su ubicación, y se realizó una selección espacial con los polígonos de los acuíferos, para elegir los que quedaron dentro de los acuíferos, y se obtuvieron 3 122 registros (véase Figura 1).

La cantidad de concesiones y el volumen concesionado se pueden utilizar como indicadores de la presión antropogénica, para cuantificar el uso e identificar las regiones con mayor presión sobre el agua subterránea (^{Díaz-Caravantes, Bravo-Peña, Alatorre-Cejudo y Sánchez-Flores 2013, p. 96}). Con estas variables se generaron modelos espaciales de densidad, mediante la herramienta Densidad de Kernel en ArcGis. El cálculo de densidad se realizó con una resolución espacial de un km y radio de búsqueda de puntos vecinos de 15.6 km. El cual se obtuvo con la herramienta de autocorrelación espacial incremental, que permite seleccionar la distancia donde los procesos espaciales que promueven el agrupamiento son más pronunciados (^{ESRI, 2014}). Estos mapas se reclasificaron en tres clases: alta, media y baja, con el método de intervalos naturales, y se combinaron con el método de combinación lineal ponderada asignando la misma prioridad a cada variable para obtener un mapa de presión total (^{Díaz-Caravantes et al., 2013, p. 97}).

Disponibilidad media anual y volumen concesionado

Cuando se analizó el valor de la disponibilidad publicada en el DOF, de acuerdo con la fecha de corte del REPDA, para el 20 abril de 2015, el acuífero Autlán era el único en déficit (-1.8 Hm³/año); mientras que el resto aún mantenía una disponibilidad mayor (1 Hm³/año), excepto Jiquilpan; para el 31 de diciembre de ese mismo año ya se encontraba en déficit (-0.5 Hm³/año), y en el de Autlán se incrementó a -6.0 Hm³/año (^{DOF, 2018, pp. 13-14}) (véase Tabla 2).

Al analizar el comportamiento de las variables que intervienen en el cálculo de la disponibilidad de 2003 a 2015 se observó una tendencia generalizada, donde el volumen de extracción concesionado se incrementó y disminuyó la disponibilidad, como en los acuíferos ATP, Autlán, Jiquilpan, Tapalpa, Tecolotlán y Unión de Tula (véase Figura 2); en el ATP aumentó de manera continua desde 1994 hasta 2015, y llegó a 206 Hm³/año. Este volumen es entre seis y nueve veces mayor que el concesionado en los demás acuíferos, y solo 15% menor a su volumen de recarga (véanse Tabla 2 y Figura 2a). El acuífero Colima es el único que muestra una tendencia contrastante en el volumen concesionado y la disponibilidad, con incrementos y disminuciones ligeros en ambas variables (véanse Tabla 2 y Figura 2b).

En el acuífero Autlán hubo un crecimiento continuo en el volumen concesionado, con gran incremento entre 2009 y 2013, aunque a finales de 2015 fue de 79 Hm³/año, superando el volumen de recarga estimado (76 Hm³/año) por la CONAGUA (véanse Tabla 2 y Figura 2c y d). Situación que comparte Jiquilpan. Tecolotlán es el único que mantuvo una disponibilidad mayor al volumen concesionado (véanse Tabla 2 y Figura 2f).

Destaca otro aspecto importante, el comportamiento lineal de la recarga media anual y la descarga natural comprometida, que representa el aporte al flujo base de los ríos y arroyos para garantizar su conservación. Ya que el volumen de estas variables permaneció constante a lo largo del tiempo, o no estaba considerado en el cálculo de la disponibilidad, como en el caso de la descarga natural comprometida en Autlán y Jiquilpan (véase Figura 2).

Evolución de las concesiones en el tiempo

Los registros y movimientos de concesiones han ido creciendo en la cuenca del río Ayuquila-Armería. En una primera etapa, de 1995 a 1999, la actividad se concentró por primera vez, en el registro de derechos de las extracciones existentes y, en una segunda, a partir del año 2000, la actividad registral disminuyó y aumentó el registro de movimiento y trasmisiones de derechos (^{Pineda et al., 2014, p. 204}). En una tercera etapa, a partir de 2007-2008 hubo incrementos muy importantes en el número de concesiones y volúmenes concesionados (véase Figura 3), los cuales están relacionados con los usos agrícola y público urbano.

Fuente: elaboración propia, con información del ^{REPDA (2015)}.

Figura 3 Número de títulos (a) y volumen concesionado (b) acumulados por acuífero, 1994-2015 

Uso de agua subterránea

Los usos principales del agua subterránea en estos acuíferos son el agrícola, público urbano y múltiple, consumen 63, 17 y 12% del volumen total concesionado, respectivamente. Los dos primeros representan 80% del total y más de 56% del total concesionado en cada acuífero. En conjunto, los usos acuícola, pecuario, industrial y de servicios constituyen 7% del volumen total concesionado.

Los acuíferos ATP, Autlán, Jiquilpan, Tapalpa y Tecolotlán destinan a la agricultura más de 50% de su volumen concesionado, mientras que los ATP y Colima asignan 36 y 15% para uso público urbano (véanse Figura 4a y 4b).

Fuente: elaboración propia, con información del ^{REPDA (2015)}.

Figura 4 Volumen concesionado por acuífero para uso agrícola (a) y público urbano (b), 1994-2015 

Ambos usos han crecido de manera continua a lo largo del tiempo, con algunos aumentos importantes en el uso agrícola en los acuíferos Colima, ATP y Autlán, a partir del 2007 (véase Figura 4a); sin embargo, el uso público urbano presenta incrementos abruptos en Colima, ATP y Autlán, a partir de 2008 (véase Figura 4b). Éstos se relacionan con el otorgamiento de concesiones para los cultivos de maíz, pasto, caña de azúcar, agave, papa y avena, que son los más importantes (^{Rodríguez-Aguilar, 2017, p. 40}); resalta el otorgamiento de concesiones con más de un millón Hm³/año, tanto para el uso público urbano de las principales juntas municipales, como para empresas agrícolas dedicadas al cultivo de hortalizas, aguacate y, en fecha más reciente, uva de mesa e higo (^{El Informador, 2018}), que no son comunes en la región.

Presión antropogénica sobre el agua subterránea

El número de concesiones y el volumen concesionado se utilizaron como indicadores de presión antropogénica sobre el agua subterránea. Las zonas con presión alta respecto a la cantidad de concesiones se encuentran en los acuíferos Colima y ATP, mientras que en los de Autlán, Tapalpa, Tecolotlán y Unión de Tula presentan grandes zonas de presión media (véase Figura 5a). En cuanto al volumen de extracción concesionado, la zona de presión alta solo se registró en el acuífero ATP, en tanto que las de presión media se ubicaron en los de ATP, Colima y Autlán, lo que coincide con algunas de las áreas urbanas principales (véase Figura 5b).

Fuente: elaboración propia, con información del ^{REPDA (2015)}.

Figura 5 Zonas de presión antropogénica de acuerdo con el número de concesiones (a), volumen concesionado (b) y presión total combinada (c) 

El mapa de presión total combinada muestra las zonas de presión alta y media en los acuíferos ATP y Colima, que representan 24 y 30% de su superficie; en el de Autlán, 10% de la superficie presentó un grado de presión media y 90% una presión baja o nula (véase Figura 5c). Estos mapas permiten identificar las zonas donde se prevé que surjan conflictos por el uso del agua entre los sectores, y que son estas zonas donde se presenten primero los daños por la explotación intensiva del agua. Sin embargo, estas son áreas de oportunidad para mejorar la gestión de agua subterránea, mediante el análisis del sobreconcesionamiento y el diseño de redes de monitoreo para medir los cambios en cuanto a su cantidad y calidad por la extracción intensiva, y compararlos con las zonas de menor presión.

Asignación del agua

Del volumen total concesionado en los acuíferos (382 Hm³/año), 70% está asignado a los de Colima y 30 a los de Jalisco. Los usos predominantes son el agrícola y el público urbano, y representan 63 y 17% del volumen total concesionado, y el destinado a la agricultura está por encima de la media nacional (36%) y la mundial (43). El de uso público urbano está por debajo de la media nacional (22%) y mundial (36) (CONAGUA, 2016a, p. 71; ^{Döll et al., 2012, p. 143}), aunque muestra un crecimiento rápido, pues se ha incrementado en 85 y 100%, respectivamente, de 1994 a 2015. Esto se atribuye a las políticas de desarrollo del campo y a las tendencias de migración hacia las localidades urbanas (^{DOF, 2016, p. 26}).

Las zonas con mayor presión antropogénica sobre el agua subterránea se ubicaron en la parte baja y salida de la cuenca, dentro de los acuíferos Colima y ATP, que coincide con las localidades urbanas con mayor densidad poblacional y más actividad económica, como la ciudad de Colima y la zona conurbada de Villa de Álvarez y Comala o el valle de Armería-Tecomán (^{DOF, 2016, p. 26}). Es aquí donde se prevén mayores posibilidades de que surjan conflictos, pues los incrementos en el uso público urbano acrecentará la competencia con el agrícola, lo que podría limitar seriamente la producción de alimentos (^{Hanjra y Qureshi, 2010, p. 367}).

Quizá el valle de Armería-Tecomán, en el acuífero ATP, sea un ejemplo claro de disputa por el agua entre las áreas urbanas y los distritos de riego, pues ahí se ubican dos de las unidades más grandes del distrito de riego 053, y algunas de las cabeceras municipales con mayor población en Colima. Hay problemas de abasto de agua potable y para riego, ya que el volumen de agua superficial que reciben, a través del río Armería, se reduce mucho por la extracción que se realiza algunos kilómetros más arriba, y el volumen de agua subterránea enfrenta una reducción por la explotación del acuífero para abastecer a Manzanillo (perteneciente al de Jalipa-Tapeixtles), a través de una batería de pozos y un acueducto de 50 km de longitud, que conduce 250 l/s (^{Mora, 2015}). El ATP, al ser el único acuífero costero cuyas aguas descargan al mar, presenta mayor riesgo por la intrusión salina. La extracción intensiva del agua subterránea puede provocar el descenso de los niveles freáticos, y permitir el avance de la cuña salina de forma generalizada o localizada, y eliminar la posibilidad de seguir utilizando volúmenes importantes de agua subterránea (^{Pulido-Bosch, 2001, p. 119}).

Disponibilidad, manejo de la oferta y el papel del REPDA

La función registral del REPDA ha oscilado entre la centralización y la descentralización, pues cuenta con un sistema de registro nacional y otro regional. Cada mes, en las oficinas regionales se recopila, captura y envía la información de los títulos registrados al sistema nacional para su incorporación. Este proceso ha generado un desfase y diferencias en el contenido de la información, reflejado en las discrepancias en el número de registros contenidos en las bases de datos del REPDA de la región hidrológica 16, enviado a los autores por la Gerencia del Registro Público de Derechos de Agua (5 177) y la Dirección del Registro Público de Derechos de Agua (3 173) del Organismo de Cuenca Lerma Santiago, lo cual genera incertidumbre sobre el número total de concesiones otorgadas, al observarse una diferencia de cerca de 2000 concesiones entre las bases de datos.

También es importante la calidad de la información contenida en la base de datos del REPDA, en cuyos registros se encontró que: a) 8% de ellos presentó errores de localización, ubicaba la concesión fuera del límite del acuífero donde se solicitó, en otro estado, país o incluso en el mar; b) 11% no contaba con fecha de vencimiento de la concesión; c) 36% no tenía un medidor de consumo y d) 25% se encontraba vencido, en 2015. Esto contribuye a la falta de certeza en la información estadística del REPDA, que se traduce en mayor incertidumbre sobre el volumen real concesionado en los acuíferos, lo cual, a su vez, influye directamente en la estimación de la disponibilidad. Una gestión adecuada del agua por cuenca o acuífero requiere verificación y depuración de la información en la base de datos del REPDA, además de un sistema eficiente para su administración y manejo, que permita conocer los volúmenes concesionados y de disponibilidad en tiempo real.

Una de las ventajas principales de contar con un sistema de derechos concesionados, basado en la administración pública, es la posibilidad que tiene la agencia pública de elaborar la planificación del recurso hídrico, de acuerdo con principios de eficiencia, equidad y sostenibilidad (^{Méndez, 2008, p. 173}). Sin embargo, en la práctica, las concesiones en estos acuíferos se otorgan sin planeación ni implementación de acciones que denoten una autoridad para controlar el uso del agua subterránea. Ejemplo de esto son los incrementos en el número de concesiones y volumen concesionados de 2007 a 2015. En los acuíferos Autlán y Jiquilpan, de 2013 a 2015, se concesionó más de 100% de la disponibilidad anterior; provocando una situación de déficit en tan solo dos años. De tal manera que las concesiones son un mero registro, reconocimiento o legalización de los usos que ya se realizan y no se emplean como instrumento de gestión para limitar y moderar la extracción del agua subterránea (^{Pineda et al., 2014, p. 220}). Sin embargo, en otras situaciones, las concesiones y su reglamentación se aplican de manera tajante para algunos usuarios, mientras que a otros se les exime, lo que genera conflictos entre la sociedad y la autoridad estatal. Esto se manifestó a partir de la promulgación de los Decretos de Reserva de Agua en diversas cuencas del país, publicados el 6 de junio de 2018, con los que se pretende extinguir las concesiones que no fueron renovadas a tiempo, y reconocer solo las vigentes. Es así que ahora hay 50 000 concesiones “caducas” sobre todo en ejidos, comunidades y pueblos que no imaginaban que sus derechos de agua debían renovarse. Estos decretos permitirán que la CONAGUA garantice los volúmenes de agua que necesitan las empresas mineras, petroleras y privatizadoras de sistemas urbanos de agua, a costa de los derechos de agua de núcleos agrarios o comunidades indígenas y rurales (^{Fondo para la Comunicación y la Educación Ambiental, 2018}).

La falta de gestión y control ha ocasionado el sobreconcesionamiento de los acuíferos provocando que se extraiga más agua de la que se recarga, como en el acuífero Autlán (^{CONAGUA, 2018, p. 56}); situación utilizada por dicha dependencia para catalogar a los acuíferos como “sobreexplotados”. Aunque este término carece de definición técnica y jurídica en las leyes mexicanas y su uso se considera inadecuado, pues implica conocer con exactitud los volúmenes de recarga y descarga del agua subterránea, que no son evaluados de manera precisa (^{Hatch, 2017, p. 158}). El término puede ser útil para señalar algunos de los efectos negativos del desarrollo de los acuíferos, que son preocupantes para determinado grupo social, y sobre los cuales se deben aplicar acciones para corregirlos (^{Custodio, 2002, p. 260}). Sin embargo, se recomienda usar el término desarrollo intensivo de aguas subterráneas para señalar cuando se extrae una gran fracción del recurso renovable interanual de los acuíferos que, en contrapartida, modifica considerablemente su régimen hidrológico, causa impactos ecológicos, políticos o socioeconómicos significativos, además de producir cambios importantes en la interacción río-acuífero (^{Llamas y Custodio, 2002, p. 224}). Lo que sí se entiende es que la supuesta sobreexplotación proviene de prácticas administrativas ineficientes e insostenibles de aprovechamiento del agua (^{Carrillo et al., 2016, p. 8}).

Método del balance hídrico y la disponibilidad de agua subterránea

La disponibilidad del agua subterránea es el criterio principal para otorgar las concesiones, sin embargo, no se analiza su variabilidad espacial y temporal dentro de los acuíferos; sino que solo se sigue la demanda de agua. Tampoco considera los aspectos sociales o culturales, ni las necesidades futuras de una región; muchas veces se privilegian las preocupaciones políticas o económicas sobre las necesidades sociales o ambientales. Lo que ha propiciado manifestaciones y protestas de inconformidad de la población en defensa de su territorio y recursos, desde Baja California hasta Quintana Roo (^{Reyes, 2017, p. 4}).

El método balance hídrico no considera la heterogeneidad espacial de las propiedades hidráulicas del marco geológico, como la porosidad, el coeficiente de almacenamiento, la conductividad hidráulica y el espesor de la unidad acuífera o la presencia de límites hidráulicos naturales relacionadas con la disponibilidad de agua subterránea (^{Price, 2003, p. 150}). El cálculo de la recarga mantiene un alto grado de incertidumbre; ya que no solo depende de la tasa de recarga, la cual es variable en el tiempo y en el espacio, sino que en ella también incide el cambio de uso de suelo y la extensión de la superficie sobre la que se estima, la cual es poco clara, en especial cuando hay flujos horizontales y verticales provenientes de otros acuíferos (^{Carrillo-Rivera, 2000, p. 519}; ^{Custodio, 2002, p. 258}).

Puesto que cada vez hay menos presupuesto e infraestructura para medir los parámetros ambientales (evapotranspiración, precipitación o escurrimiento) y el consumo, el valor publicado de los parámetros para calcular la disponibilidad solo es aproximado (^{Carrillo-Rivera et al., 2016, p. 5}). Esto se ve reflejado en el valor de la recarga utilizado en el cálculo de la disponibilidad, el cual permaneció constante de 2003 a 2015 (véase Figura 5), y en algunos casos se deriva de estudios realizados hace más de 28 años (^{CONAGUA, 2002, p. 15}). Considerar que las tasas de recarga de los acuíferos son constantes en el tiempo, sin tomar en cuenta las oscilaciones globales en el clima y la precipitación es un paradigma que puede llevar a una sobreestimación o subestimación del volumen de agua, pues dichas tasas son sensibles a esas condiciones (^{Vaccaro, 1992}; ^{Hiscock, 2006}). Así parece poco probable que el volumen de recarga no haya variado a lo largo del tiempo, si se toman en cuenta las variaciones climáticas de México a partir de la década de 1980, como la ocurrencia de los fenómenos de La Niña y El Niño (^{Magaña, Pérez y Conde, 1998}), lo que pone en duda los valores utilizados.

Otro aspecto importante en el cálculo de la disponibilidad es la ausencia de un volumen de descarga natural comprometida, como en los acuíferos Autlán y Jiquilpan, lo cual refleja la falta de información y una metodología clara para estimar el caudal base de descarga de los acuíferos. Si no se considera este caudal mínimo de descarga de un acuífero para proteger las condiciones ambientales y el equilibrio ecológico de los sistemas dependientes del agua subterránea como ríos y humedales, no se puede garantizar que la extracción sea sustentable, es decir, que no se extraiga más agua de los umbrales necesarios para que los ecosistemas se mantengan sanos, y se conserve el ciclo hidrológico de la relación agua superficial-agua subterránea (^{Carabias, Landa, Collado y Martínez, 2005, p. 197}; ^{Llanos y Fernández, 2017. p. 34}), especialmente durante el periodo de estiaje, cuando es más intensa la competencia entre los agricultores y los ecosistemas naturales.

Otro aspecto de gran relevancia en la gestión del agua subterránea es la conceptualización y delimitación de los acuíferos. Los límites laterales y verticales se definen convencionalmente para fines de evaluación y administración del agua subterránea. Estos acuíferos administrativos son áreas imaginarias, que están fuera de sus límites y naturaleza geológica, hidráulica, de vegetación y suelo, de la trayectoria, dimensión, velocidad y jerarquía de los sistemas de flujo (^{Carrillo-Rivera et al., 2016, p. 7}). En la LAN, la delimitación actual de los acuíferos está concebida como una especie de receptáculo semejante a una cubeta que contiene agua sin movimiento aparente (lista para ser aprovechada), y que se encuentra acomodada en planos horizontales, uno detrás de otro en todo el territorio nacional (^{Hatch, 2017, p. 158}). Esta visión no contribuye a que se analice la dinámica del agua subterránea desde un panorama completo en el sistema; sino tan solo en porciones imaginarias pequeñas, ocultando el hecho de que el agua subterránea fluye de un acuífero a otro, que cada uno cuenta con zonas de recarga y descarga, y que la calidad fisicoquímica del agua varía en relación con los componentes ambientales (^{Peñuela et al., 2016, p. 151}).

Al sobreponer las concesiones con el mapa geológico de la cuenca (^{Servicio Geológico Mexicano, 2016}), se observó que 51% del volumen concesionado proviene de los depósitos aluviales del holoceno y 25% de la unidad lahar-piroclásto, que conforman la base de los volcanes Nevado de Colima y el Volcán de Fuego. Aunque es bien sabido que el agua no reconoce límites políticos, esta unidad lahar-piroclásto está dividida en cuatro acuíferos, dos en Jalisco y dos en Colima, donde el límite entre las dos entidades sigue la división estatal.

De estos acuíferos, Autlán y Ciudad Guzmán, en Jalisco, y Alzada-Tepames, en Colima, presentan un déficit de -6.0 Hm³/año, -26.9 Hm³/año y -0.1 Hm³/año respectivamente; mientras que el acuífero Colima aún mantiene un disponibilidad de 1.8 Hm³/año (^{DOF, 2018, pp. 13-14}). Situación que obliga a suspender el otorgamiento de concesiones en tres cuartas partes de la unidad hidrogeológica, en tanto que en otra aún es posible incrementar la extracción. El hecho de que una unidad hidrogeológica homogénea, como la de lahar-piroclásto, se divida en cuatro acuíferos ya es un antecedente para conflictos futuros, sobre todo cuando hay más de una institución que gestiona el agua con bases de datos distintas, lo que complica el proceso de gestión y la toma de decisiones (^{Carrillo-Rivera et al., 2016, p. 7}).

De acuerdo con la LAN, los decretos para el establecimiento de zonas de veda se pueden expedir en casos de sobreexplotación, sequía o escasez extrema, en situaciones motivadas por contaminación o aprovechamiento de las aguas nacionales superficiales o del subsuelo. Si se toma el criterio de sobreexplotación en los términos de la CONAGUA, en Autlán sería necesario establecer una zona de veda para restringir la autorización de concesiones adicionales en toda la superficie, aunque los efectos negativos de la extracción intensiva se espera se presenten en 10% de la superficie del acuífero. El conocimiento de los sistemas de flujo y su funcionamiento permitiría estimar la capacidad de respuesta a la extracción, y con ello ajustar y actualizar las concesiones y asignaciones a la oferta real de agua subterránea, a los impactos ambientales involucrados “por controlar”; además de actualizar y puntualizar los decretos de veda, reserva y zonas reglamentadas (^{Carmona-Lara, Carrillo-Rivera, Hatch-Kuri, Huízar-Álvarez y Ortega-Guerrero, 2017, p. 29}).

La teoría de los sistemas de flujo permite representar al ambiente hidrogeológico bajo un modelo conceptual, que integra parámetros geológicos, hidrológicos, edáficos, de vegetación y geomorfológicos, que determinan el régimen de flujo de agua subterránea, el cual ocasiona manifestaciones contrastantes en superficie entre las zonas de recarga y descarga (^{Tóth, 2009, p. 93}). La definición de estas zonas, mediante indicadores superficiales, junto con el análisis de la calidad química del agua, contenido isotópico, así como las propiedades y cargas hidráulicas para definir las trayectorias de los flujos involucrados permiten conocer el funcionamiento del agua subterránea (^{Peñuela-Arévalo y Carrillo-Rivera, 2013, p. 31}). Este conocimiento debe reflejarse en políticas públicas para lograr la sustentabilidad del agua subterránea (^{Carmona et al., 2017, p. 7}).

Marco normativo y sus efectos en la extracción de agua subterránea

Existen grandes contradicciones entre las prácticas que se fomentan por la reglamentación de las concesiones y la necesidad de conservar el agua, pues la CONAGUA está subordinada a lo que dice la ley, la cual no establece restricciones por temporalidad y variabilidad espacial de la disponibilidad o las tasas máximas tolerables de extracción de un acuífero. La seguridad jurídica que se menciona en el otorgamiento de las concesiones puede ser efectiva frente a otros demandantes, pero no cuando se trata de limitaciones en la disponibilidad natural del recurso (^{Pineda et al., 2014, p. 202}). Estos aspectos favorecen a los usuarios y no a la autoridad para el control del agua subterránea.

La ley también establece que los concesionarios deben limitar sus extracciones al volumen autorizado, contar con un medidor para la extracción y hacer un uso eficiente del agua. Sin embargo, no se establecen disposiciones para que los usuarios ahorren o conserven las fuentes de suministro tratando de utilizar volúmenes menores a los que les fueron concesionados (^{Pineda et al., 2014, p. 202}). Este principio de razonabilidad y uso eficiente del agua subterránea no es un criterio suficientemente claro para los usuarios. En el sistema de producción actual, basado en maximizar el valor presente neto de los beneficios que genera la extracción en el tiempo, se ignora la dinámica natural de los sistemas de flujo del agua subterránea, que puede provocar el descenso continuo y prolongado de los niveles freáticos. Este abatimiento puede perjudicar la sustentabilidad hídrica de una región, y reducir el acceso al agua subterránea, lo que ocasionaría una desigualdad en el acceso y aumentaría la posibilidad de conflicto entre los usuarios. Así, ellos no advierten los costos de oportunidad por usar menos agua; pues el recurso que no extraigan hoy, no necesariamente estará disponible para el futuro, y puede ser utilizado por otros usuarios, en lugar de contar con un beneficio por el ahorro logrado.

Es necesario incorporar en la ley la expresión de “rendimiento sostenible y sustentable”, entendida como la cantidad anual máxima de agua subterránea que se puede extraer de un acuífero, sin causar efectos adversos en un periodo base que represente condiciones a largo plazo, e incluya cualquier excedente temporal. Además del concepto de “daño al ambiente”, para salvaguardar su cantidad, calidad y la preservación de los acuíferos de los efectos adversos generados por la extracción fuera de los límites señalados en las autorizaciones, permisos y concesiones (^{Carmona et al., 2017, pp. 26 y 27}).