Efecto de efluentes de granjas camaronícolas sobre parámetros de la calidad del agua y del sedimento frente a la costa de Sonora, México

Effect of shrimp farm effluent on water and sediment quality parameters off the coast of Sonora, Mexico

Ramón Héctor Barraza-Guardado¹, Luis Rafael Martínez-Córdova¹*, Luis Fernando Enríquez-Ocaña¹, Marcel Martínez-Porchas², Anselmo Miranda-Baeza³, Marco Antonio Porchas-Cornejo⁴

¹ Departamento de Investigaciones Científicas y Tecnológicas de la Universidad de Sonora, Blvd Luis D. Colosio s/n entre Reforma y Sahuaripa, Edificio 7G, Hermosillo, Sonora, México. * Corresponding author. E-mail: lmtz@guaymas.uson.mx

² Centro de Investigación en Alimentación y Desarrollo, Km 0.6 Carr. La Victoria, Hermosillo, Sonora, México.

⁴ Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste, Unidad Guaymas, Guaymas, Sonora, México.

Received March 2014,
accepted November 2014.

RESUMEN

Se evaluó el efecto de las descargas de un parque acuícola sobre los parámetros ambientales de las aguas costeras receptoras. Se tomaron muestras de agua y sedimento del medio a diferentes distancias del punto de descarga (50, 150 y 300 m) cuando las granjas se encontraban al final del ciclo de cultivo (muestreo 1), durante la etapa de operación (muestreo 2) y durante la cosecha prematura de las granjas (muestreo 3). También se recolectaron muestras de agua y sedimento a las mismas distancias de la costa en una zona no impactada. Se observó que durante los muestreos 1 y 2, las descargas tenían un impacto negativo a todas las distancias (50, 150 y 300 m) sobre los parámetros de la calidad del agua (transparencia, concentración de seston [sólidos suspendidos totales, sólidos inorgánicos totales y materia orgánica particulada], clorofila a, N-NO₂^-, N-NO₃^-, N-NH₄+), sobre los parámetros de la calidad del sedimento como nitrógeno total y sobre el índice TRIX. En contraste, no se observaron diferencias significativas al comparar la zona impactada con la no impactada durante el muestreo 3, quizás porque disminuyeron las descargas de aguas residuales casi en su totalidad debido al cierre prematuro de los cultivos. Los resultados sugieren que al final del ciclo de cultivo, la acumulación de nutrientes y materia orgánica rebasa la capacidad de asimilación del medio, mientras que durante el período de receso, el medio es capaz de asimilar el exceso de materia acumulada. Los niveles alcanzados por los parámetros monitoreados no exceden los límites máximos establecidos y el impacto sobre el medio no es severo, pero esto podría representar un factor de riesgo a largo plazo. Además, hay evidencia de que el receso en las operaciones de las granjas resulta benéfico para el medio.

Palabras clave: actividad acuícola, efluentes, granja acuícola, impacto ambiental, impacto ecológico.

The effect of shrimp aquaculture effluents on some environmental parameters of the receiving coastal waters was assessed. Water and sediment samples were taken at different distances from the discharge point (50, 150, and 300 m) when shrimp farms had ceased operations (survey 1), had initiated operations (survey 2), and during the early harvest (survey 3). Water and sediment samples were likewise taken at the same distances from the shore in a non-impacted area. During surveys 1 and 2, the effluents had a negative effect at all three distances (50, 150, and 300 m) on the water quality variables (transparency, seston [total suspended solids, total inorganic solids, particulate organic matter], chlorophyll a, N-NO₂^-, N-NO₃^-, N-NH₄+), on the sediment quality parameters (organic nitrogen), and on the TRIX index. Contrarily, no differences were observed when the impacted and non-impacted areas were compared during survey 3, probably because the effluents had diminished due to the premature harvesting. The results suggest that at the end of the farming period, the nutrient and organic matter load exceeded the assimilation capacity of the ecosystem, whereas during the recess period, the environment was capable of assimilating the excess organic matter accumulated. The levels reached by the monitored parameters did not exceed the limits established and the impact on the ecosystem is not severe, but they could represent a risk factor in the long term. Additionally, there is evidence that the temporary suspension of shrimp farming operations is beneficial for the environment.

Key words: aquaculture, effluents, shrimp farms, environmental impact, ecological impact.

Introducción

La zona costera es de especial importancia ecológica y económica ya que proporciona bienes y servicios directos e indirectos a la sociedad, especialmente a través de actividades productivas tales como la pesca, el turismo, la acuicultura, entre otras. Por ello es importante establecer el valor ecológico de los ecosistemas costeros con el fin de preservar las condiciones ambientales deseadas (Lundin 2000, Wulff et al. 2001). La costa o litoral puede considerarse como una despensa y guardería del mar. Las aguas costeras poco profundas pueden tener una bioproductividad más alta que las zonas más productivas del continente (Rosenberg 1985). Los tres grupos funcionales de productores primarios (fitoplancton, algas bénticas y macrófitas) están presentes en las áreas costeras, pero no necesariamente en el mar abierto. Es sabido que donde hay una alta productividad primaria, existe también una alta productividad secundaria de zooplancton, zoobentos, peces y crustáceos (Hakanson y Boulion 2002).

A pesar de su innegable valor ecológico, la zona costera es también receptora de muchos tipos de impactos ambientales, incluyendo aquéllos generados por contaminantes provenientes de la industria (Dell'anno et al. 2002), la agricultura (Noriega y Araujo 2009), las actividades urbanas (Mearns 1981) y la acuicultura (Primavera 2006, Kern 2011). Las aguas de muchas zonas costeras del mundo se encuentran en un proceso de eutrofización y/o hipernutrificación, el cual tiene consecuencias negativas para la salud de los ecosistemas.

La acuicultura es una actividad de gran importancia económica a nivel mundial como generadora de empleos, divisas y productos alimenticios de un alto valor nutricional y accesibles a un gran sector de la población. Sin embargo, ha sido fuertemente criticada por los grandes problemas ecológicos que puede llegar a ocasionar, especialmente aquéllos relacionados con el impacto ambiental de sus efluentes (Martínez Córdova et al. 2009, Martínez-Porchas y Martínez-Córdova 2012). Estos impactos están mayormente asociados a la elevada carga orgánica y las altas concentraciones de nutrientes en las descargas acuícolas, las cuales a su vez son resultado de inadecuadas prácticas de manejo (sobre todo alimentación y fertilización) de los sistemas de cultivo. Los principales componentes en el agua que son alterados por los efluentes de granjas acuícolas son el nitrógeno y fósforo en ambas fracciones (orgánica e inorgánica), la materia orgánica (principalmente en forma particulada de diferente origen) y los sólidos suspendidos (Casillas-Hernández et al. 2006, Miranda-Baeza et al. 2007).

A nivel mundial se han realizado estudios relacionados con el efecto de descargas acuícolas sobre los cuerpos de agua receptores (Molnar et al. 2014, Nóbrega et al. 2014, Suárez-Abelenda et al. 2014). En México, sólo se han realizado algunos estudios (Páez-Osuna 2001), de los cuales los que corresponden al noroeste del país, que es donde mayormente se ha desarrollado la acuicultura, son escasos (Páez-Osuna et al. 2003, Montaño-Ley y Páez-Osuna 2014).

En el noroeste de México, la actividad acuícola (principalmente el cultivo de camarón) creció en forma extraordinaria en las dos últimas décadas. La producción fue de más de 130,000 t en 2009, lo cual colocó a México como el sexto productor principal a nivel mundial (FAO 2012). El estado de Sonora contribuyó con el 37% de esa producción, y bahía de Kino ha sido la principal zona productora de camarón del estado (CONAPESCA 2011). Este crecimiento generó beneficios económicos y sociales importantes para el estado y la región, pero también generó impactos ambientales que hasta ahora no habían sido evaluados de manera sistemática. Particularmente, el efecto de las descargas sobre la zona costera no había sido debidamente estudiado.

El estado trófico de un ecosistema puede ser definido como la tasa de abastecimiento de materia orgánica al mismo (Nixon 1995). Normalmente se reconocen cuatro categorias del estado trófico: oligotrófico, mesotrófico, eutrófico e hipertrófico (Pinckney et al. 2001). Los cambios de estado trófico pueden expresar procesos del ecosistema, como la eutrofización.

La calidad del sedimento es también un asunto importante de considerar en los estudios sobre impacto ambiental de efluentes. El sedimento puede ser el destino final o temporal de muchos contaminantes como la materia orgánica, los metabolitos nitrogenados y fosforados, y los metales pesados. Algunos de estos componentes pueden ser capturados y sepultados, y permanecer en el sedimento por mucho tiempo. El deterioro de la calidad del sedimento tiene un efecto significativo sobre algunas comunidades bióticas, sobre todo aquéllas que están directamente asociadas al mismo, tales como la fauna bentónica, las macroalgas y los pastos marinos. Algunos procesos biológicos y biogeoquímicos permiten el intercambio entre componentes del sedimento y de la columna de agua, lo cual afecta a otras comunidades bióticas, tales como el fitoplancton y zooplancton (Troot y Alongi 2000). Algunos de los efectos más relevantes de las granjas marinas de peces sobre el sedimento de áreas adyacentes son condiciones altamente reducidas y anóxicas, alta demanda bioquímica de oxígeno, producción de ácido sulfhídrico y disminución o desaparición de la fauna bentónica (Wu y Lam 1994, Martínez-Porchas y Martínez-Córdova 2012).

Con base en la información mencionada, es factible suponer que las descargas de granjas camaronícolas a las aguas costeras de México tendrán un efecto significativo en algunos parámetros de la calidad del agua y del sedimento, tal como se ha registrado en otras áreas del mundo. El objetivo del presente estudio fue evaluar el efecto de las descargas de un parque acuícola (conformado por siete granjas camaronícolas) sobre la calidad del agua y del sedimento en un área costera del estado de Sonora.

Materiales y métodos

El estudio se realizó en la parte central de Sonora, en la región de bahía de Kino, la cual comprende desde la boca del canal del Infiernillo hasta el estero Tastiota (fig. 1). El estudio comprendió dos zonas costeras, una ubicada justo en la descarga de efluentes de granjas camaronícolas y presumiblemente impactada por la actividad acuícola, y la otra libre de descargas y supuestamente no impactada. La zona impactada (28°40'07" N, 111°51'58" W) recibe efluentes de un parque acuícola (aproximadamente 800 ha de cultivo), constituido por siete granjas de camarón que registran una producción anual aproximada de 20001. En general, las granjas manejan densidades de siembra de 15 a 25 camarones por metro cuadrado y tasas de recambio de agua variables (5-30% d^-1), y practican dos ciclos de cultivo al año. Se han registrado flujos de nutrientres de 243 t N año^-1 y 44 t P año^-1 para un sitio contiguo (18 km) (28°46'19" N, 111°51'58" W) a nuestra zona de estudio pero con volúmenes mayores de descarga de aguas residuales (Barraza-Guardado et al. 2013). La zona no impactada (28°56'12" N, 112°05'40" W) se ubica aproximadamente a 42 km al norte de la zona impactada. Ninguna de las dos áreas se encuentra cercana a los posibles aportes de nutrientes de la agricultura, por lo cual su influencia, si la hubiera, sería insignificante ya que estos aportes son actualmente muy escasos debido al represamiento de los ríos Yaqui y Mayo, y la distancia a estas zonas es de más de 100 km. Por otro lado, el aporte de nutrientes por el efecto de las surgencias parece afectar por igual a la zona impactada por la acuicultura como a la no impactada (Santamaría-del-Angel et al. 1994, Lluch-Cota 2000).

En cada una de las zonas se llevaron a cabo tres muestreos: el primero (muestreo 1) en noviembre y diciembre de 2012, a un mes de la finalización de las operaciones de las granjas; el segundo (muestreo 2) en abril y mayo de 2013, cuando iniciaron las operaciones (30-45 días); y el tercero (muestreo 3) en agosto de 2013, cuando las granjas disminuyeron sus descargas debido al manejo de bajo recambio de agua que implementaron y debido al inicio prematuro de las cosechas por problemas de enfermedades. En cada zona se muestrearon tres transectos paralelos a la costa y a distancias de 50 (T1), 150 (T2) y 300 m (T3) mar adentro. En cada transecto se ubicaron tres puntos de muestreo equidistantes entre sí. En la zona impactada, T1 quedó ubicada en la zona de mezcla del efluente con el mar, y T2 y T3 quedaron ubicados cerca de la zona de mezcla; las profundidades variaron de 1.53 a 2.17 m para T1, de 4.8 a 6.4 m para T2 y de 7.8 a 8.17 m para T3. En la zona no impactada, la profundidad varió de 2.0 a 2.6 m para T1, de 3.8 a 4.9 m para T2 y de 5.2 a 6.3 m para T3. Los muestreos se realizaron de las 08:00 a la 12:00 horas sin tomar en cuenta el nivel de la marea, esto para evitar los vientos fuertes que predominan normalmente durante la tarde. Para realizar los muestreos, se utilizó una embarcación con motor fuera de borda de 75 HP.

Para la determinación de clorofila a, nutrientes disueltos y seston, las muestras de agua fueron recolectadas en botellas de plástico de 1 L y transportadas en hielo molido al laboratorio de calidad del agua, donde inmediatamente fueron filtradas y congeladas para su posterior análisis. La concentración de clorofila a fue determinada usando la metodología descrita por Parsons et al. (1984). La concentración de seston (sólidos suspendidos totales, sólidos inorgánicos totales y materia orgánica particulada) fue determinada siguiendo los procedimientos descritos por Strickland y Parsons (1972) y APHA (1992).

Se emplearon técnicas estandarizadas para la determinación de los nutrientes (APHA 1998). Se utilizó el método de reducción de cadmio (intervalo de 0.01 a 0.5 mg L^–1 N-NO3^–) para la cuantificación de nitratos y el método de diazotización (intervalo de 0.002 a 0.300 mg L^–1 N-NO2^–) para los análisis de nitritos. Para determinar el nitrógeno amoniacal, se empleó el método del salicilato (intervalo de 0 a 0.5mgL^–1 N-NH4⁺). Los ortofosfatos fueron determinados por el método de ácido ascórbico (intervalo de 0.02 a 2.5mgL^–1 P-PO4^–).

El nitrógeno total por Kjehldal (NTK) en agua fue determinado mediante el método de digestión con ácido sulfúrico concentrado en un digestor Digesdahl a 440 °C durante 5 min, agregando peróxido de hidrógeno al 50% para finalizar la digestión. El sobrenadante se trató por el método 8075 (HACH), que incluyó como pasó final agregar 1 mL de reactivo de Nessler. La absorbancia fue medida en un espectrofotómetro HACH DR 2800.

Para la determinación de NTK en el sedimento, se tomaron 10 g de muestra y se secaron durante 48 h en una estufa a 60 °C hasta alcanzar un peso constante. Se colocó la muestra en matraces aforados de 100 mL, se agregaron 4 mL de ácido sulfúrico concentrado y se procedió de la misma forma que con las muestras de agua.

Para establecer el estado trófico de ambas zonas estudiadas, se aplicó el índice TRIX con la finalidad de determinar la condición ambiental, la carga orgánica, la carga de nutrientes y la posible tendencia hacia la eutrofización. Este índice multivariado, propuesto por Vollenweider et al. (1988), se expresa mediante la siguiente fórmula:

TRIX = ([Log10((Cl a) x |%DOd| x DIN x SRP) + K])/m

dónde Cl α es la concentración de clorofila a (μgL^–1); |%ODd| es el valor absoluto de la desviación del porcentaje de saturación de oxígeno disuelto (i.e., [100 – %OD]); NID es el nitrógeno inorgánico disuelto, N como [N-NO₃^– + N –NO₂^– + N-NH₄⁺] (μg N L^–1); y PRS es el fósforo reactivo soluble (μg P L^–1). Las constantes K = 1.5 y m = 12/10 = 1.2 son valores de escala introducidos para ajustar el valor del límite más bajo del índice y la extensión de la escala trófica relacionada, de 0 a 10 unidades TRIX.

El índice TRIX cubre los cuatro estados tróficos (Elizalde-Servín 2009) y un intervalo de cuatro estados de la calidad del agua: alta, buena, pobre y mala (Penna et al. 2004, Salas et al. 2008) (tabla 1).

Los datos de la calidad del agua y de los sedimentos fueron sometidos a una prueba de normalidad y homogeneidad de varianza (Conover 1980). Derivado de ello se realizaron pruebas paramétricas de análisis multivariados (MANOVA, por sus siglas en inglés), considerando un nivel de significancia de P < 0.05 para todos los casos.

Resultados

La temperatura, la salinidad, el oxígeno disuelto y la saturación de oxígeno disuelto variaron con respecto a la fecha de muestreo, pero no con respecto a la zona (impactada y no impactada). Sin embargo, los parámetros sólidos suspendidos totales (SST), sólidos inorgánicos totales (SIT), Clorofila a, N-NO₂^-, N-NO₃^-, N-NH₄⁺, NTK, P-PO₄^-, fósforo total e índice TRIX variaron con respecto a la fecha y la zona de muestro. Se registraron concentraciones significativamente mayores en la zona impactada en comparación con la zona no impactada durante los muestreos 1 y 2, es decir, cuando las granjas terminaron e iniciaron sus operaciones. Las concentraciones de SIT y clorofila a fueron mayores en la zona impactada durante todos los muestreos realizados (tabla 2).

Al estudiar por separado las diferentes fechas de muestreo, se detectó que cuando las granjas se encontraban hacia el final de sus operaciones (muestreo 1, tabla 3), hubo un efecto significativo (negativo) de las descargas sobre la mayor parte de los parámetros considerados, particularmente en los primeros 150 m a partir del punto de descarga. Se registró una disminución en la transparencia del agua en la zona impactada. Los SIT y NTK presentaron concentraciones significativamente mayores en la zona impactada que en la no impactada a 50 y 150 m de la costa. Los metabolitos nitrogenados (N-NO₂^-, N-NO₃^-, N-NH₄⁺), los SST, la clorofila a y el índice TRIX también presentaron valores más altos en la zona impactada en comparación con la no impactada a las tres distancias (50, 150 y 300 m).

En el muestreo 2, cuando inició la operación de las granjas (tabla 4), se siguió observando el efecto negativo de las descargas sobre la mayor parte de los parámetros estudiados. Por ejemplo, hubo una disminución en la transparencia del agua en la zona impactada dentro de los primeros 150 m a partir del punto de descarga, y los valores de SST, SIT, NTK, clorofila a, N-NO₃^-, N-NH₄⁺ y P-PO₄^- fueron más altos en la zona impactada que en la no impactada a todas las distancias consideradas (50, 150 y 300 m). En este caso, no se registraron cambios significativos en el índice TRIX para la zona impactada a ninguna distancia.

En el muestreo 3, cuando las granjas habían detenido sus operaciones o habían cosechado (tabla 5), se observó que la mayoría de los parámetros monitoreados fueron estadísticamente similares entre la zona impactada y la no impactada, independientemente de la distancia. Los SST fueron significativamente más altos en la zona no impactada a todas las distancias (50, 150 y 300 m). La materia orgánica particulada, los SIT y P-PO₄^- fueron más altos en la zona no impactada dentro de los primeros 150 m de la costa. Como efectos negativos, solamente se registró una disminución en la transparencia del agua y un aumento en la concentración de NTK del sedimento en la zona impactada dentro de los primeros 150 m a partir del punto de descarga.

Discusión

Además de los metabolitos nitrogenados y sólidos suspendidos, el incremento en el índice TRIX para la zona impactada sugiere que el abastecimiento de materia orgánica a través de los efluentes es superior a la capacidad de asimilación del medio. Se observó que hacia el final del ciclo de cultivo (muestreo 1), el estado trófico del cuerpo de agua receptor pasó de ser oligotrófico a mesotrófico. Este efecto puede asociarse con un alto grado de certeza a la descarga de efluentes, ya que en la zona no impactada tanto el índice TRIX como la mayoría de los parámetros (SST, SIT, clorofila a, N-NO₂^-, N-NO₃^-, N-NH₄⁺, P-PO₄^-, NTK y transparencia) permanecieron comparativamente bajos.

El efecto negativo sobre los parámetros examinados se observó solamente cuando las granjas estaban terminando (muestreo 1) e iniciando (muestreo 2) sus operaciones, pero no en el momento en que las granjas realizaron las cosechas prematuras (muestreo 3). Lo anterior podría asociarse al hecho de que hacia el final del ciclo de cultivo, las granjas habían descargado efluentes al medio por más de siete meses, lo cual implica que el sistema receptor se encontraba sobrecargado. Por otro lado, el hecho de que en el muestreo 3 la mayoría de los parámetros monitoreados fueron similares en la zona impactada y en la no impactada podría deberse a que durante las cosechas prematuras el medio no recibió efluentes, y pudo haber ocurrido un proceso de asimilación del exceso de materia orgánica y nutrientes. Además, cuando se llevó a cabo el último muestreo, las granjas tenían apenas dos meses en operación y todavía no alcanzaban el máximo de suministro de alimento; por lo tanto, probablemente el medio estaba todavía en condiciones de asimilar la carga orgánica e inorgánica. Hedges et al. (1997) demostraron la capacidad del ambiente oceánico para asimilar y/o descomponer la materia orgánica particulada y disuelta de origen terrestre, y argumentaron que esto implica un mecanismo complejo de transporte, oxidación rápida y otras transformaciones.

Otra de las razones de la recuperación del medio se debió a que, en particular durante el ciclo de 2013, la superficie cultivada y consecuentemente el volumen de efluentes disminuyeron significativamente respecto a los ciclos anteriores, principalmente debido a la aparición de epizootias como el síndrome de la muerte temprana. Por ende, algunas de las granjas no alcanzaron a terminar su ciclo y por lo tanto no descargaron efluentes al medio.

Durante los muestreos 1 y 2, el impacto negativo fue más acentuado a 50 m del punto de la descarga; sin embargo, la mayoría de los parámetros fueron afectados negativamente a todas las distancias. Esto sugiere que los efluentes tienen mayor impacto sobre un área de alrededor de 8000 m², aunque se pueden observar efectos negativos, en menor medida, dentro de un área aproximada de 282,600 m². No obstante, los resultados obtenidos en el muestreo 3 podrían representar evidencia de una considerable capacidad de recuperación del medio y de que los recesos operativos de las granjas resultan beneficiosos para las aguas receptoras de los efluentes.

En el caso de los SST, los valores registrados en todos los muestreos estuvieron por debajo de los niveles máximos recomendados internacionalmente (alrededor de 100 mg L^-1, Boyd y Gautier 2000) y de los límites permisibles por la Norma Oficial Mexicana (175 mg L^-1, NOM-001-ECOL-1996) para efluentes acuícolas. No obstante, se pudo apreciar que la descarga constante de efluentes tiene el potencial de modificar el nivel trófico del ecosistema, al menos en el área adyacente al punto de descarga.

Las concentraciones de nitrógeno inorgánico total (N-NH₄+ + N-NO₂^- + N-NO₃^-) y fósforo presentaron valores significativamente mayores en la zona impactada que en la no impactada, aunque los niveles no llegaron a ser considerados como contaminantes (Boyd 2003, Sará 2007). La Norma Oficial Mexicana (NOM-001 -SEMARNAT-1996) no establece límites de nitrógeno y fósforo total para aguas costeras, pero para estuarios establece un límite máximo (como promedio mensual) de 15 mg L^-1 para nitrógeno total y de 5mg L^-1 para fósforo total. No obstante que los niveles de nitrógeno y fósforo estuvieron por debajo de la norma, fueron suficientes como para incrementar de manera significativa la productividad natural de la zona impactada. Los niveles de clorofila a corresponden a un ecosistema moderadamente productivo, típico de zonas costeras con aportes importantes de nutrientes, y aunque es poco probable que represente algún problema de impacto ambiental, no puede descartarse como un factor de riesgo.

Con respecto a la calidad del sedimento, los valores de materia orgánica fueron muy bajos en ambas zonas en los dos primeros muestreos. Las concentraciones de NTK fueron significativamente más altas en la zona impactada, lo cual pudiera atribuirse a la acumulación del material orgánico particulado proveniente del efluente. Biao et al. (2013) encontraron que la concentración de nitrógeno orgánico en los sedimentos de un estuario receptor de efluentes de granjas camaronícolas aumentó del 5% al 30% en los últimos 40 años. Los valores documentados a la fecha son de 0.07% (700 mg kg^-1), menores que los que se registraron en el presente estudio. Considerando lo anterior, el hecho de que una descarga de efluentes hacia el mar abierto ocasione valores altos de NTK y tenga un efecto sobre el nivel trófico del medio es un asunto al cual se le debe de dar la debida importancia.

Los resultados obtenidos en este estudio son coincidentes con los registrados para bahía de Guaymas (Elizalde-Servín 2009, Osuna-Ramírez 2010), bahía Kunkaak (Montijo-Angulo 2011) y bahía San Francisco (Rosales-Flores 2012) en Sonora, los cuales también mantienen condiciones de oligotrofia a mesotrofia y una alta calidad del agua. Asimismo, nuestros resultados son consistentes con los de Reynaga-Franco (2009), quienes analizaron los parámetros de la calidad del agua y el estado trófico de tres lagunas costeras semiáridas de Sonora y registraron valores del índice TRIX de <3.0 unidades en primavera y en verano, lo cual indica un estado oligotrófico.

Barraza-Guardado et al. (2013), en un estudio sobre la influencia de descargas camaronícolas en bahía Kino y una laguna costera aledaña (Sonora), obtuvieron valores de SST de 233.3 mg L^-1 en el efluente, 56.2 mg L^-1 en la bahía y 52.7 mg L^-1 en la laguna. En todos los casos, estos valores son mayores que los obtenidos en el presente estudio, presumiblemente debido a que el volumen de los efluentes que estos autores analizaron fue mayor porque provinieron de un parque acuícola con mayor capacidad de producción.

Es importante que se sigan realizando este tipo de estudios considerando otros factores, como los modelos de dispersión de los contaminantes (Symonds 2011), uso de trazadores (Mee y Readman 1993) para ver las rutas y el destino de los mismos, y aspectos adicionales que ayuden a explicar de mejor manera el efecto real de las descargas contaminantes sobre la zona costera.

Agradecimientos

Deseamos agradecer el apoyo financiero por parte del Instituto Nacional de Pesca (INAPESCA) y la Coordinadora Nacional de las Fundaciones Produce, AC (COFUPRO, México).

Referencias

[APHA] American Public Health Association. 1992. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. Clescer L, Greenberg AE, and Trussell RR (eds.), 17th ed. Washington, DC, pp 9-61.         [ Links ]

[APHA] American Public Health Association. 1998. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. American Public Health Association, Washington, DC, 1268 pp.         [ Links ]

Barraza-Guardado RH, Arreola-Lizárraga JA, López-Torres MA, Casillas-Hernández R, Miranda-Baeza A, Magallón-Barrajas F, Ibarra-Gámez C. 2013. Effluents of shrimp farms and it influence on the coastal ecosystems of Bahía de Kino, Mexico. Sci. World J., article ID 306370, 8 pp.         [ Links ]

Biao H, Wua Y, Unger D, Dua J, Herbeck LS, Zhang J. 2013. Impact of the conversion of mangroves into aquaculture ponds on the sedimentary organic matter composition in a tidal flat estuary (Hainan Island, China). Cont. Shelf Res. 57: 82-91.         [ Links ]

Boyd CE. 2003. Guidelines for aquaculture effluent management at the farm-level. Aquaculture 226: 101-112.         [ Links ]

Boyd CE, Gautier D. 2000. Effluent composition and water quality standards. Glob. Aquacult. Adv. 3: 61-66.         [ Links ]

Casillas-Hernández R, Magallón-Barajas F, Portillo CG, Páez-Osuna F. 2006. Nutrient mass balance in semi-intensive shrimp ponds from Sonora, Mexico, using two feeding strategies: trays and mechanical dispersal. Aquaculture 258: 289-298.         [ Links ]

[CONAPESCA] Comisión Nacional de Acuacultura y Pesca. 2011. Estadístico de pesca y acuacultura. Comisión Nacional de Acuacultura y Pesca, Mazatlán, Sinaloa, México, 305 pp.         [ Links ]

Conover WJ. 1980. Practical Nonparametric Statistics. Wiley, New York, 583 pp.         [ Links ]

Costanzo SD, O'Donohue MJ, Dennison WC. 2004. Assessing the influence and distribution of shrimp pond effluent in a tidal mangrove creek in north-east Australia. Mar. Pollut. Bull. 48: 514-525.         [ Links ]

Dell'Anno A, Mei ML, Pusceddu A, Danovaro R. 2002. Assessing the trophic state and eutrophication of coastal marine systems: A new approach based on the biochemical composition of sediment organic matter. Mar. Pollut. Bull. 44: 611-622.         [ Links ]

Dos Santos Simoes F, Moreira AB, Bisinoti MC, NobreGimenez SM, Santos Yabe MJ. 2008. Water quality index as a simple indicator of aquaculture effects on aquatic bodies. Ecol. Indicat. 8: 476-484.         [ Links ]

Elizalde-Servín CI. 2009. Evaluación de la calidad del agua de la bahía de Guaymas, Sonora, con y sin aportes de aguas residuales. México. MSc thesis, Instituto Tecnológico de Guaymas, Sonora, Mexico, 51 pp.         [ Links ]

[FAO] Food and Agriculture Organization. 2012. The State of World Fisheries and Aquaculture. Food and Agriculture Organization, Rome, Italy.         [ Links ]

Hakanson L, Boulion V. 2002. The Lake Foodweb: Modelling Predation and Abiotic/biotic Interactions. Backhuys Publishers, Leiden, 344 pp.         [ Links ]

Hedges JI, Keil RG, Benner R. 1997. What happens to terrestrial organic matter in the ocean? Org. Geochem. 27: 195-212.         [ Links ]

Kern K. 2011. Governance for sustainable development in the Baltic. Sea region. J. Baltic Stud. 42: 21-35.         [ Links ]

Lluch-Cota SE. 2000. Coastal upwelling in the eastern Gulf of California. Oceanol. Acta 23: 731-740.         [ Links ]

Lundin LC. 2000. The Waterscape. Sustainable water management in the Baltic Sea basin. Baltic Univ. Prog., Uppsala University, Uppsala.         [ Links ]

Martínez-Córdova LR, Martínez-Porchas M, Cortés-Jacinto E. 2009. Camaronicultura mexicana y mundial: ¿Actividad sustentable o industria contaminante? Rev. Int. Contam. Ambient. 25: 181-196.         [ Links ]

Martínez-Porchas M, Martínez-Córdova LR. 2012. World aquaculture: Environmental impacts and troubleshooting alternatives. The Scientific World Journal, article ID 389623, 9pp.

Mee LD, Readman JW. 1993. Técnicas nucleares e isotópicas para la investigación de la contaminación marina. Crónicas, Boletín del OIE 2: 2-7.         [ Links ]

McIntosh D, Fitzsimmons K. 2003. Characterization of effluent from an inland, low salinity shrimp farm: What contribution could this water make if used for irrigation. Aquacult. Eng. 27: 147-156.         [ Links ]

Mearns AJ. 1981. Effects of municipal discharges on open coastal ecosystems. Elsevier Oceanogr. Ser. 27: 25-66.         [ Links ]

Miranda-Baeza A, Voltolina D, Brambila-Gámez MA, Frías-Espiricueta M, Simental J. 2007. Effluent characteristics and nutrient loading of a semi-intensive shrimp farm in NW Mexico. Vie Milieu 57: 21-27.         [ Links ]

Molnar N, Marchand C, Deborde J, Patrona LD, Meziane T. 2014. Seasonal pattern of the biogeochemical properties of mangrove sediments receiving shrimp farm effluents (New Caledonia). J. Aquacult. Res. Develop. 5: 262.         [ Links ]

Montaño-Ley Y, Páez-Osuna F. 2014. Assessment of the tidal currents and pollutants dynamics associated with shrimp aquaculture effluents in SAMARE coastal lagoon (NW Mexico). Aquacult. Res. 45: 1269-1282.         [ Links ]

Montijo-Angulo JA. 2011. Caracterización de la calidad de agua en dos ambientes costeros con potencial acuícola en el estado de Sonora. MSc thesis, Instituto Tecnológico de Guaymas, Sonora, Mexico, 56 pp.         [ Links ]

Nixon SW. 1995. Coastal marine eutrophication: A definition, social causes, and future concerns. Ophelia 41: 199-219.         [ Links ]

Nóbrega GN, Otero XL, Macías F, Ferreira TO. 2014. Phosphorus geochemistry in a Brazilian semiarid mangrove soil affected by shrimp farm effluents. Environ. Monitor. Assess. 186: 5749-5762.         [ Links ]

Noriega C, Araujo M. 2009. Nitrogen and phosphorus loading in coastal watersheds in northeastern Brazil. J Coast. Res. Spec. Iss. 56: 871-875.         [ Links ]

Osuna-Ramírez R. 2010. Condición ambiental de un ecosistema costero receptor de aguas residuales de la producción de harina de pescado en Guaymas, Sonora, México. MSc thesis, Instituto Tecnológico de Guaymas, Guaymas, Sonora, 54 pp.         [ Links ]

Parsons TR, Maita Y. Lalli CM. 1984. A Manual of Chemical and Biological Methods for Seawater Analysis. Pergamon Press, New York, 173 pp.         [ Links ]

Páez-Osuna F. 2001. Flujos y balances de masas de nutrientes en estanques camaronícolas. In: Páez-Osuna F (ed.), Camaronicultura y Medio Ambiente. Instituto de Ciencias del Mar y Limnología, Universidad Nacional Autónoma de México, pp. 176-192.         [ Links ]

Páez-Osuna F, Gracia-Gasca A, Flores-Verdugo F, Lyle-Fritch ML, Alonso-Rodríguez R, Roque A, Ruiz-Fernández AC. 2003. Shrimp aquaculture development and the environment in the Gulf of California ecoregion. Mar. Pollut. Bull. 46: 806-815.         [ Links ]

Penna N, Capellacci S, Ricci F. 2004. The influence of the Po River discharge on phytoplankton bloom dynamics along the coastline of Pesaro (Italy) in the Adriatic Sea. Mar. Pollut. Bull. 48: 321-326.         [ Links ]

Pettine M, Casentini B, Fazi S, Giovanardi F, Pagnotta R. 2007. A revisitation of TRIX for trophic status assessment in the light of the European Water Framework Directive: Application to Italian coastal waters. Mar. Pollut. Bull. 54: 1413-1426.         [ Links ]

Pinckney JL, Paerl HW, Tester P, Richardson TL. 2001. The role of nutrient loading and eutrophication in estuarine ecology. Environ. Health Perspect. 109: 699-706.         [ Links ]

Primavera JH. 2006. Overcoming the impacts of aquaculture on the coastal zone. Ocean Coast. Manag. 49: 531-545.         [ Links ]

Reynaga-Franco F. 2009. Análisis comparativo de parámetros del agua y estado trófico de tres lagunas costeras del estado de Sonora, México. Instituto Tecnológico del Valle del Yaqui, Bacum, Sonora, 46 pp.         [ Links ]

Rosales-Flores K. 2012. Efecto de un cultivo de camarón (Litopenaeus vannamei) en jaulas sumergibles sobre la calidad del agua y sedimento en la Bahía de San Francisco, Guaymas, Sonora, México. BSc thesis, Instituto Tecnológico de Bahía de Banderas, Nayarit, México, 76 pp.         [ Links ]

Rosenberg R. 1985. Eutrophication: the future marine coastal nuisance? Mar. Pollut. Bull. 16: 227-231.         [ Links ]

Salas F, Texeira H, Marcos C, Marques JC, Pérez-Ruzafa A. 2008. Applicability of the trophic index TRIX in two transitional ecosystems: the Mar Menor lagoon (Spain) and the Mondego estuary (Portugal). ICES J. Mar. Sci. 65: 1442-1448.         [ Links ]

Sánchez E, Colmenarejo MF, Vicente J, Rubio A, García MG, Travieso L, Borja R. 2007. Use of the water quality index and dissolved oxygen deficit as simple indicators of watersheds pollution. Ecol. Indicat. 7: 315-328.         [ Links ]

Santamaría-del-Angel E, Álvarez-Borrego S, Müller-Karger FE. 1994. Gulf of California biogeographic regions based on coastal zone color scanner imagery. J. Geophys. Res. (Oceans) 99: 7411-7421.         [ Links ]

Sarà G. 2007. A meta-analysis on the ecological effects of aquaculture on the water column: dissolved nutrients. Mar. Environ. Res. 63: 390-408.         [ Links ]

Strickland JDH, Parsons TR. 1972. A Practical Handbook of Seawater Analysis. Fish. Res. Board Canada 167: 310 pp.         [ Links ]

Suárez-Abelenda M, Ferreira TO, Camps-Arbestain M, Rivera-Monroy VH, Macías F, Nuto Nóbrega G, Otero XL. 2014. The effect of nutrient-rich effluents from shrimp farming on mangrove soil carbon storage and geochemistry under semi-arid climate conditions in northern Brazil. Geoderma 213: 551-559.         [ Links ]

Symonds AM. 2011. A comparison between far field and near field dispersion modeling on fish farm particulate wastes. Aquacult. Res. 42: 73-85.         [ Links ]

Thuyet DB, Luong-Van J, Austin CM. 2012. Impact of shrimp farm effluent on water quality in coastal areas of the world heritage-listed Ha Long Bay. Am. J. Environ. Sci. 8: 104-116.         [ Links ]

Troot LA, Alongi DM. 2000. The impact of shrimp pond effluent on water quality and phytoplankton biomass in a tropical mangrove estuary. Mar. Pollut. Bull. 40: 947-951.         [ Links ]

Vollenweider RA, Giovanardi F, Montanari G, Rinaldi A. 1998. Characterization of the trophic conditions of marine coastal waters with special reference to the NW Adriatic Sea: Proposal for a trophic scale, turbidity and generalized water quality index. Environmetrics 9: 329-357.         [ Links ]

Wu RSS, Lam KS. 1994. Impact of marine fish farming on water quality and bottom sediment: A case study in the sub-tropical environment. Mar. Environ. Res, 38: 115-145.         [ Links ]

Wulff F, Rahm L, Hallin AK, Sandberg J. 2001. A nutrient budget model of the Baltic Sea. In: Wulff F, Rahm L, Larsson P (eds.), A Systems Analysis of the Baltic Sea, Ecological Studies 148, Springer-Verlag, Berlin, pp. 353-372.         [ Links ]