VII-Mazzeo-Argentina-2 CONTAMINACIÓN DEL AIRE EN EL GRAN

VII-Mazzeo-Argentina-2
CONTAMINACIÓN DEL AIRE EN EL GRAN BUENOS AIRES POR NOX Y CO
EMITIDOS EN LA CIUDAD DE BUENOS AIRES
Mazzeo N.A.
Doctor en Ciencias de la Atmósfera (Universidad de Buenos Aires). Profesor de la
materia Contaminación del Aire en Maestrías Ambientales y Cursos de Postgrado
en diversas Universidades. Miembro de la Carrera del Investigador Científico y
Tecnológico del Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas
(CONICET).
Pineda Rojas A.L.
Licenciada en Ciencias Oceanográficas (Universidad de Buenos Aires). Ha
realizado varios cursos de postgrado-doctorado en el tema de la dispersión
atmosférica de contaminantes. Es docente auxiliar de la Universidad de Buenos
Aires y Becaria de Postgrado del Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y
Técnicas (CONICET).
Venegas L.E.
Doctora en Ciencias de la Atmósfera (Universidad de Buenos Aires). Profesora
Adjunta en la Facultad de Ciencias Exactas y Naturales (Universidad de Buenos
Aires). Investigadora Independiente del Consejo Nacional de Investigaciones
Científicas y Técnicas (CONICET).
Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas
Departamento de Ciencias de la Atmósfera y los Océanos. Facultad de Ciencias Exactas y
Naturales. Universidad de Buenos Aires. Ciudad Universitaria. Pab.2 - 1428-Buenos Aires.
Argentina. Tel.: (+54)11-4576-3356(int.16) - Fax: (+54)11-4576-3364(int.12).
e-Mail: [email protected]
RESUMEN
Se presenta el desarrollo de una metodología para estimar el transporte de contaminantes emitidos
al aire en una ciudad a través de los bordes de la misma hacia las zonas vecinas. Asimismo, se
evalúa el impacto ambiental atmosférico producido por estos contaminantes en las áreas
colindantes. En los cálculos se aplican modelos de dispersión atmosférica para fuentes de emisión
areales y puntuales. Esa metodología se aplica a la estimación de las masas de óxidos de
nitrógeno (NOx) y monóxido de carbono (CO) emitidos desde las fuentes localizadas en la ciudad
de Buenos Aires y transportados hacia el Gran Buenos Aires y el Río de la Plata. Se obtiene que
las mayores masas anuales de esos contaminantes son transportadas hacia el Río de la Plata (al
nordeste de la ciudad). El menor caudal de NOx es transferido hacia los distritos de Lomas de
Zamora-Lanús (ubicados al sur-sureste del área urbana) y la menor masa anual de CO es
transportada hacia el distrito de Avellaneda (situado al sureste de Buenos Aires). Se discuten los
principales factores que influyen sobre los resultados obtenidos. También, se calculan las
concentraciones de NO2 y de CO (originados por las emisiones procedentes de la ciudad de
Buenos Aires) en aire en el nivel del suelo en el Gran Buenos Aires. Las mayores concentraciones
en aire en el nivel del suelo de NO2 y de CO, generados por las fuentes localizadas en la ciudad de
Buenos Aires y transportados hacia su entorno, se presentan en los distritos de Vicente López
(ubicado en el noroeste de la ciudad), San Martín y Tres de Febrero (localizados al oeste de la
ciudad de Buenos Aires).
PALABRAS CLAVE: Óxidos de nitrógeno; monóxido de carbono; ciudad de Buenos Aires; Gran
Buenos Aires; impacto atmosférico.
INTRODUCCIÓN
Los seres humanos se transforman en residentes urbanos a un ritmo acelerado. Cada día,
aproximadamente 180000 personas en el mundo dejan el campo y se trasladan a áreas urbanas.
Todo hace suponer que en el futuro, las ciudades serán los principales lugares de residencia de la
población. Durante siglos, la concentración urbana fue impulsada por la creciente necesidad
humana de progreso. Una agricultura más productiva, casi siempre estuvo representada por
grandes granjas, con mayor tecnología y menos personas trabajando la tierra. Las fábricas fueron
requiriendo personal de trabajo residiendo más cerca de ellas. Esto posibilitó la creación de pueblos
y ciudades. A su vez, el intercambio comercial aumentó la demanda de transporte, y se urbanizaron
las economías rurales. Por otra parte, el rápido crecimiento urbano acarrea problemas ambientales.
La superpoblación y la vivienda precaria constituyen los principales escollos para quienes viven en
barrios pobres. Esto se agrava debido al poco acceso a los servicios sanitarios básicos y al agua
potable. En las urbes modernas, que dejaron atrás las razones industriales que justificaban su
existencia, la nueva tecnología, la globalización y las políticas públicas son algunas de las fuerzas
que pueden fortalecerlas o debilitarlas. La razón original de la existencia de las grandes ciudades
está desapareciendo. Por ejemplo, en el Siglo XX, el costo del transporte de mercadería disminuyó
el 90% en términos reales, eliminando la necesidad de que las regiones tengan sus propios centros
de manufactura y distribución de productos. Para algunos expertos, el éxito de una ciudad moderna
tendría dos características esenciales. La primera, es que la digitalización creó una elite muy
especializada que parece querer congregarse aún más: los que trabajan en sectores de alto nivel
de digitalización e informatización, como los proveedores de servicios financieros y de software,
viven en áreas pequeñas y muy desarrolladas. La otra razón, es que la gente se traslada a las
ciudades para divertirse. La relación entre el costo de la vivienda y el salario real en las ciudades
creció notablemente, lo que sugiere que quienes eligen vivir en las grandes ciudades lo hacen por
razones ajenas a sus ingresos.
En las ciudades existe gran concentración de vehículos, que en muchos casos proceden de su
entorno. Por otra parte, hay una gran densidad de población, comercios, pequeñas industrias y
Centrales Térmicas de Generación de Electricidad. Estas actividades generan contaminantes que
son emitidos a la atmósfera. Esos contaminantes inciden sobre la calidad del aire de las propias
ciudades y de su entorno. Esta contaminación transferida a través de los límites urbanos forma
parte de la contaminación regional y puede ser interpretada como una componente importante de la
contaminación de fondo de cada área considerada.
El Área Metropolitana de Buenos Aires es una de las veintiuna megaciudades existentes en el
mundo. En la ciudad de Buenos Aires, que forma parte de esta área conjuntamente con otros 24
distritos que componen el Gran Buenos Aires, se emiten al aire, contaminantes procedentes de
millares de fuentes distribuidas en toda su superficie urbana. Una masa de esos contaminantes es
transportada e impacta en el Río de la Plata y los Distritos del Gran Buenos Aires.
En este trabajo se presenta el desarrollo de una metodología destinada a evaluar el transporte y el
impacto que los contaminantes emitidos en áreas urbanas causan en su entorno. Se calculan las
masas anuales de NOx y de CO generados en la ciudad de Buenos Aires que son transportadas
hacia el Río de la Plata y hacia los diferentes distritos pertenecientes al Gran Buenos Aires.
Asimismo, se calculan las concentraciones de NO2 y de CO en aire a nivel del suelo en el Gran
Buenos Aires (GBA) producidas por las emisiones de las fuentes localizadas en la ciudad. En las
evaluaciones realizadas, se aplicaron los modelos de dispersión atmosférica urbano DAUMOD
(Mazzeo y Venegas, 1991; Venegas y Mazzeo, 2006) y CALPUFF (Scire y otros, 1999), y el
inventario de emisiones de NOx y de CO a la atmósfera de la ciudad (Mazzeo y Venegas, 2003)
cuya resolución espacial es de 1 km2.
METODOLOGÍA DESTINADA A CALCULAR EL TRANSPORTE DE CONTAMINANTES
EMITIDOS EN UNA CIUDAD HACIA SU ENTORNO
El modelo de dispersión atmosférica urbana DAUMOD
El modelo de dispersión atmosférica urbana DAUMOD puede ser utilizado para estimar la
concentración de fondo en aire en áreas urbanas, está basado en la condición límite inferior de la
ecuación semi-empírica de difusión e incorpora una expresión de la variación con la distancia de la
altura del límite superior de la pluma de contaminantes. En el desarrollo del modelo DAUMOD
(Mazzeo y Venegas, 1991), se consideró un volumen de aire semi-infinito limitado por los planos
x=0 y z=0, con el eje x en la dirección del viento medio y el eje z en la vertical. De acuerdo con
Gifford (1970), en condiciones estacionarias la concentración [C(x,z)] de contaminantes emitidos
desde una fuente areal ubicada en superficie, satisface la siguiente ecuación semi-empírica
bidimensional de dispersión (ver Arya, 1999):
∂ C(x, z)
∂ 
∂ C(x, z) 
=
K(z)

∂ x
∂z 
∂ z 
u(z)
(1)
donde C(x,z) es la concentración de contaminantes en el aire, u es la velocidad del viento y K es la
difusividad turbulenta vertical. La ecuación (1) es válida en condiciones estacionarias y cuando la
difusión turbulenta en la dirección x es menor que la advección atmosférica en esa dirección.
Si el efluente es emitido continuamente desde una fuente ubicada en superficie, la condición límite
inferior se puede expresar mediante:
K(z)
∂ C(x,z)
= −Q
∂z
en z= 0
(2)
donde Q es el caudal másico de la fuente (masa por unidad de área y de tiempo).
Otra suposición básica es que a la distancia (x), el tope límite del modelo (h) coincide con el límite
superior de la pluma de contaminantes. De esta manera,
C(x, h(x)) = 0
(3)
Por lo tanto, no existe transporte de masa a través del límite superior de la pluma, condición que
puede ser expresada de la siguiente forma:
K(z)
∂ C(x,z)
=0
∂z
en z = h
(4)
Las variaciones verticales de la velocidad del viento y de la difusividad turbulenta en la capa de
superficie pueden ser expresadas mediante las siguientes ecuaciones (ver Arya, 1999):
u(z) =
u*  z 
 z 
ln  + ψ 
k   z 0 
 L 
(5)
K(z) =
k u * (z + z 0 )
φ( z )
L
(6)
donde u* es la velocidad de fricción, z0 es la longitud de rugosidad, k es la constante de von
Karman (k=0.41), L es la longitud de Monin-Obukhov y las funciones Φ y ψ están dadas por
(Wieringa, 1980, Gryning et al., 1987)
φ( z ) = 1 + 6.9 z
L
L
para z/L ≥ 0
(7)
φ( z ) = 1 − 22 z
L
L
z
z
ψ
= 6.9
L
L
−1 z
z
ψ
= 1− φ
L
L
para z/L < 0
(8)
para z/L ≥ 0
(9)
para z/L < 0
(10)
( )
( )
(
)−1/4
( )
La variación vertical de la concentración de contaminantes en el aire puede ser expresada por la
siguiente función polinomial:
C(x, z) = C(x,0)
( )
6
α
∑ A zh
α
α=0
(11)
los coeficientes Aα dependen de las condiciones de estabilidad atmosférica (Mazzeo y Venegas,
1991; Venegas y Mazzeo, 2002). Los coeficientes Aα fueron evaluados ajustando formas
funcionales polinómicas (expresión (11) a los valores obtenidos a partir de la variación vertical de
los contaminantes dada por la siguiente expresión exponencial general (Pasquill and Smith, 1983;
Arya, 1999):
S

 z  



C(x, z) = C(x,0) exp− 4.605 

 z  

 m


(12)
donde S es un factor “de forma” que depende de las condiciones de estabilidad atmosférica y de la
rugosidad de la superficie (Gryning et al., 1987) y zm es la altura a la cual se verifica C(zm) = 0.01
C(0). La altura zm es generalmente considerada como el límite superior de la pluma de
contaminantes, de manera que puede suponerse que h=zm. Considerando diferentes condiciones
de estabilidad atmosférica, se obtienen los coeficientes (A0, A1,….A6) correspondientes a los
polinomios de grado 6 (ecuación (11)). En todos los casos, las curvas dadas por la ecuación (12)
han sido ajustadas a formas polinómicas (ecuación (11)) con excelentes coeficientes de
determinación (≈ 1.0) (más detalles de estos resultados se presentan en Mazzeo y Venegas, 1991).
Sustituyendo las expresiones (6) y (11) en (2) e integrando se obtiene la siguiente ecuación:
C(x,0) =
Q h (x)
A
1
ku*z
(13)
o
C(x,0) puede ser estimado a partir de la ecuación (13) si se conoce la forma de h(x).
Para obtener la variación de h con la distancia en la dirección x se considera la siguiente ecuación
de continuidad de la masa de contaminantes (Pasquill y Smith, 1983):
x
∫
h
∫
Q dx = u(z) C(x,z) dz
0
(14)
z0
Considerando las ecuaciones (5) y (11), junto con la condición límite dada por (3) [C(x,h)=0] puede
obtenerse la siguiente ecuación, teniendo en cuenta que la emisión Q se mantiene uniforme en el
área:
x
z
0
=
2


z
 h 
h
F 0 ; 



h L
A k 2  z 0 


1
1
(15)
La forma funcional de F(z0 /h; h/L) no es simple (la versión completa de la expresión se presenta en
Mazzeo y Venegas, 1991). Sin embargo, los valores de (h/z0) estimados a partir de la expresión
(15) pueden ser ajustados con gran exactitud a funciones potenciales de la forma (Mazzeo y
Venegas, 1991):
 x
h
= a 
z
z
0
 0




b
(16)
donde los coeficientes a y b son funciones de z0/L (Venegas y Mazzeo, 2002, 2006).
Combinando las ecuaciones (13) y (16) se obtiene:
 x

C(x,0) =

A k u  z 0
1
*
aQ




b
(17)
correspondiente a una fuente areal semi-infinita que emite continuamente con intensidad uniforme
(Q). La expresión de C(x,0) originada por una fuente continua finita de intensidad Q, ubicada entre
x= 0 y x= x1, puede obtenerse a partir de la ecuación (17) a la que se le resta la expresión
correspondiente a la concentración de contaminantes aportada por una fuente continua semi-infinita
de intensidad Q, que se extiende para x > x1,
C(x,0)
a Q xb −

=
A k
1
(x − x ) b 
1 
b
z
u
0
*
(18)
En un área urbana, puede considerarse que existe una distribución horizontal de fuentes areales de
emisión con intensidades Q(x) de acuerdo con un reticulado específico. Si el caudal másico de
emisión de contaminantes es constante dentro de cada retículo y está dado por Qi con i=0, 1, 2,...N,
la variación de la concentración con la distancia x, para x > xi (i =0, 1, 2,...N) puede obtenerse
mediante:
b

N

x − x
a Q x b + ∑ Q − Q
 0
i
i−1
i 
i= 0


C(x,0) =
b
A kz
u*
i
0
(
)(
)
(19)
En la aplicación del DAUMOD se requiere un viento constante y estacionario durante el período de
una hora. A partir de las aplicaciones de la ecuación (19), se ha observado que las concentraciones
estimadas en cualquier receptor tienen su origen principalmente en las fuentes ubicadas en el
retículo donde se encuentra el receptor. Este resultado se debe principalmente a que las
distribuciones de las fuentes areales en las ciudades varían generalmente en forma gradual y
suave, y las contribuciones de las fuentes areales ubicadas en los retículos ubicados en la dirección
contraria al viento disminuyen rápidamente con la distancia al receptor. Esta suposición fue
denominada la “hipótesis de la pluma estrecha” y fue utilizada en otros modelos de dispersión
atmosférica urbana (Gifford y Hanna, 1973, Arya, 1999).
El modelo DAUMOD fue evaluado comparando los valores calculados con los datos de
concentración medidos en varias ciudades. Los resultados de las comparaciones realizadas con
mediciones llevadas a cabo en Bremen (Alemania), Frankfurt (Alemania) y Nashville (EE.UU.) se
presentan en Mazzeo y Venegas (1991), y en Copenhague (Dinamarca) se encuentran en Venegas
y Mazzeo (2002). La validación del DAUMOD para estimar las concentraciones de contaminantes
en aire en la ciudad de Buenos Aires se presentan en Mazzeo y Venegas (2004) y Venegas y
Mazzeo (2006). También, el DAUMOD fue evaluado para calcular las concentraciones de material
particulado en Buenos Aires (Venegas y Martin, 2005). Los resultados de la evaluación muestran
que la capacidad del DAUMOD para reproducir los datos observados de las concentraciones
correspondientes a períodos cortos de promedio (horario y diario) es buena y que mejora cuando la
estimación se aplica a períodos más grandes de promedio (meses y años).
El modelo de dispersión atmosférica CALPUFF
El modelo de dispersión atmosférica CALPUFF (Scire y otros, 1999) es uno de los tres principales
componentes del Sistema de Modelado CALPUFF. Los otros dos componentes son: CALMET
(preprocesador meteorológico) y CALPOST (tabulador que resume los resultados de la simulación
realizada). Además de estos tres componentes principales el Sistema puede ser interconectado con
cuatro modelos externos: el Penn State/NCAR Mesoscale Model (que pronostica el campo del flujo
de aire), el Colorado State University Mesoscale Model (que simula el campo del flujo de aire
resultante del calentamiento diferencial y de los efectos de la rugosidad del terreno), el CALGRID
(modelo euleriano de transporte y dispersión de sustancias fotoquímicas) y el KSP (modelo
lagrangiano multi-capa y multi-contaminante que simula la dispersión y depósito de partículas).
También, conjuntamente con el CALPOST es posible utilizar el PRTMET para el postprocesamiento de los datos obtenidos que permite desplegar las partes preselecciondas de los
datos meteorológicos producidos por el CALMET.
El CALPUFF es un modelo de dispersión gaussiano de nube que incluye remoción química,
depósito húmedo y seco, algoritmos para terreno complejo, módulo del efecto de los edificios sobre
la nube de contaminantes, condiciones de fumigación y otros efectos específicos. Como todo
modelo de nube representa una pluma continua de contaminantes mediante un número discreto de
paquetes de contaminantes. La contribución total en un receptor es la suma de las contribuciones
de todos los paquetes de nubes promediados para todos los tiempos de muestreo en un
determinado intervalo de tiempo.
La ecuación básica de la concentración de contaminantes en una nube para un receptor
determinado es la siguiente:
C=

Q


G exp− d /  2σ 2   exp− d /  2σ 2 
a
x
c
y


2πσ σ





x y
(20)
donde G es el término vertical de la ecuación gaussiana, dado por:
G=
∞
2

2
2 
∑ exp−  H + 2nh  /  2σ 
  z 
(2π )1/2 n = −∞   e

(21)
C es la concentración de contaminantes a nivel del suelo, Q es la masa de contaminantes de una
nube, σx, σy y σz son las desviaciones estándar de la distribución gaussiana de los contaminantes en
las direcciones del viento (x), transversal al viento (y) y vertical (z), da y dc son las distancias entre el
centro de la nube y el receptor en las direcciones x e y, respectivamente, He es la altura efectiva del
centro de la nube y h es la altura de la capa de mezcla.
Para una nube simétrica, σx = σy y la ecuación (20) se reduce a:
C(x ) =

Q(s)


G(s )exp− R 2 (s)/  2σ 2 (s ) 
y
2



2π σ (s)
y
(22)
donde R es la distancia desde el centro de la nube al receptor y s es la distancia recorrida por la
nube. Integrando la ecuación (22) con la distancia recorrida, durante el tiempo de muestreo, resulta
la concentración promediada temporalmente (Cm):
1
Cm =
ds
s + ds
o
∫
so
Q(s)
2
G(s)exp − R 2 (s )/ 2σ y (s) ds
2
2π σ y (s)
[
(
)]
(23)
donde s0 es el valor de s al comienzo del tiempo de muestreo.
La integración de la ecuación (23) puede ser expresada utilizando funciones error y exponencial:
G
[Q(s o )I1 + [Q(s o + ds) − Q(s o )]I2 ]
(24)
Cm =
2
2π σ y
con
 b 
 b2 c    a + b 
 π  1/2
 − erf 

−  erf 
I1 =   exp
1/2 
1/2  
 2a 
 2a 2    (2a ) 
 (2a ) 
(25)
 1
 b2 
 b2 c  
b 2  
 bI  1
I2 = − 1  + exp
−  exp  − exp−  a + 2b +  
a  
 a  2
 2a 
 2a 2  
 2
(26)
a = (dx2+dy2) / σy2
b = [dx (x1-xr) + dy (y1-yr)] / σy2
c = [(x1-xr)2 + (y1-yr)2] / σy2
(27)
(28)
(29)
donde x1 e y1 son las coordenadas del centro de la nube, xr e yr son las coordenadas del receptor.
Las desviaciones estándar de la nube de contaminantes son estimadas utilizando cinco opciones:
a) los valores de mediciones de parámetros turbulentos de la atmósfera, b) los valores de variables
micrometeorológicas, c) los coeficientes de Pasquill-Gifford (Pasquill y Smith, 1983) para áreas
rurales y de McElroy-Pooler (Arya, 1999) para áreas urbanas, d) los coeficientes mencionados en
c), excepto los coeficientes de Pasquill-Gifford que son estimados utilizando las ecuaciones del
MESOPUFFII y e) los valores utilizados en el CTDM para condiciones estables y neutra, y los
calculados en la opción c) para condiciones inestables.
El modelo CALPUFF utiliza algoritmos especiales para simular el comportamiento de los
contaminantes emitidos en la capa límite convectiva. El CALPUFF emplea distintas alternativas
para el cálculo de la altura efectiva de la emisión debida a los efectos del empuje térmico y del
impulso. Para considerar el volcado de los contaminantes por el efecto de las edificaciones se
utilizan algoritmos basados principalmente en los tratamientos de Huber y Snyder (1982) y de
Schulman y Hanna (1986). El modelo CALPUFF incluye algoritmos para estimar la dispersión de
contaminantes sobre superficies libres de agua y en zonas costeras. Adicionalmente, es incluido un
módulo para simular la dispersión atmosférica en terreno complejo.
El CALPUFF presenta un tratamiento especial para la inclusión del depósito “seco” (utiliza el
método de las resistencias para representar la velocidad de depósito de los contaminantes) y del
depósito “húmedo” (usa las estimaciones de lavado originados por la lluvia y que permite extraer
contaminantes de las nubes y del aire ubicado debajo de las nubes). El CALPUFF puede
representar los efectos de las transformaciones químicas lineales. Este modelo puede modelar los
olores y se puede utilizar para fuentes areales y lineales. También el CALPUFF puede ser aplicado
para evaluar cambios en la visibilidad de una región.
Transporte de contaminantes emitidos en una ciudad hacia su entorno
Para calcular los transportes de contaminantes emitidos desde las fuentes localizadas en una
ciudad los distritos vecinos, se procede a dividir la ciudad en retículos cuadrados. La masa de
contaminantes transportada durante un determinado tiempo (Fk) a través del límite de la ciudad
hacia la zona k (el río o un distrito vecino), puede estimarse mediante la siguiente expresión:
M 
k
F = ∑  ∆l
k
j = 1


h

∫ C(x,z) un (z) dz 

z
0
j
(30)
donde el límite entre la ciudad y la zona k está formado por Mk retículos, C(x,z) representa la
variación vertical de las concentraciones de contaminantes en aire en cada retículo j que limita con
la zona k (x no varía en el retículo j), un(z) es la variación vertical de la intensidad de la componente
del viento normal al límite de la ciudad en el retículo j y ∆l es la extensión horizontal del límite de la
ciudad en el retículo j.
Para fuentes areales, de acuerdo con el modelo DAUMOD, reemplazando la ecuación (19) en la
ecuación (11) se obtiene la siguiente expresión de la concentración de contaminantes en aire
(C(x,z)):
b

N

a Q x b + ∑ Q − Q
x−x
 0
i
i−1
i  
α
i
0
=

  6 A  z  
C(x,0) = 
 
∑
α
α = 0
h 
A kz b u*


i
0
)(
(
)
(31)
Asimismo, la componente de la velocidad del viento normal al límite de la ciudad en cada retículo,
un, puede obtenerse proyectando el vector flujo del aire sobre la perpendicular al límite de la ciudad
en cada retículo. Conociendo la velocidad del viento (u), la dirección (θ) del vector flujo del aire
medida respecto del norte y la dirección (ω) del vector normal a la cara exterior del límite de la
ciudad medida también respecto del norte, resulta un(z) = u(z) cos(θ–ω). El transporte de masa
desde la ciudad hacia su entorno se produce siempre que cos(θ–ω) > 0. Se consideró que u(z)
varía de acuerdo con la ecuación (5) hasta z ≤ z1 (con z1=100m) y u(z)=u(100m)=cte para z>z1.
Reemplazando las formas de C(x, z) y de un(z) en la ecuación (30) y resolviendo la integral
analíticamente, se obtiene la siguiente expresión para Fk:
u Mk 
6 A I 
α α
F = * ∑  C(x,0) cos(θ − ω) h ∆l ∑


k k
α
α = 0 + 1 j
v j = 1
(32)
donde Iα está dado por
  h
α
[1 − ςα0 +1 ] + fα
ln  +
α
+
z
1
  0
Iα = 
α
  z 1 
α +1
α +1
ln z  + α + 1 [ς 1 − ς 0 ] + g1α + g 2 α
  0
h ≤ z1
h > z1
con

h  α + 1 
ς α + 1 − 1 + 6.9 
 1 − ς α + 2 
0

L  α + 2  
 0


5


5
f =
+ α −n
α  (α + 1) α α! hn (1 − γ h) + α − n 
 1− γ z  4
n
0
4
1 − ς 

 α +1 ∑
0  1− γ h 


γ1 + α − n
n = 0 n!
h








h  α +1  α + 2
6.9 
− ςα + 2 
 ς

0
L  α + 2   1

g =
1
1α 
α + 1

1 − 1 − γ z1 4  1 − ς1



(
)
z

ς α + 1 − ς α + 1 + 6.9 1 1 − ς α + 1

0
1
1
L 



5
g
=
n
+α−n
2 α  (α + 1) α α! z 1 − γ z 4
1
1
∑
 α +1
γ1 + α − n
n = 0 n!
h

(
)
con γ=22/L, ζ0=z0/h y ζ1=z1/h.
z
0 ≥0
L
α−n  5

 ∏  + α − n − m 
4


m = 0
para
para
−1
z
0 <0
L
z
0 ≥0
L
z
0 <0
L
z
0 ≥0
L
5


−1
  z n  1 − γ z  4 + α − n   α − n

0
  ∏  5 + α − n − m 
1 −  0  

  z   1 − γ z 
4

1
 m = 0
  1 


z
0 <0
L
En cada retículo, C(x,0) se estima mediante la ecuación (31) y la altura h se obtiene a partir de la
expresión (16).
Para fuentes puntuales se utilizó las ecuaciones (24) a (29) para estimar las concentraciones de
contaminantes en aire a nivel del suelo en los receptores necesarios para aplicar la ecuación (5)
hasta z ≤ z1 (con z1=100m) y u(z)=u(100m)=cte para z>z1, y la ecuación (32), para obtener los flujos
de contaminantes transportados a través de los límites de la ciudad.
APLICACIÓN DE LA METODOLOGÍA A LA ESTIMACIÓN DEL TRANSPORTE Y DEL IMPACTO
DE NOx Y CO EMITIDOS EN LA CIUDAD DE BUENOS AIRES EN SU ENTORNO
La ciudad de Buenos Aires y su entorno
La ciudad de Buenos Aires (34º35’S – 58º 26’W), capital de la República Argentina, está localizada
sobre la costa oeste del Río de la Plata. Tiene una extensión de 203km2 y 2778138 habitantes. La
ciudad (ver Figura 1) está rodeada por el Gran Buenos Aires (GBA) (con 24 distritos) cuya
superficie es 3627 km2 con una población de 8684437 habitantes. El Area Metropolitana de Buenos
Aires (AMBA) está formada por la ciudad de Buenos Aires y el Gran Buenos Aires. El terreno en el
que está localizado el AMBA es llano con variaciones de altura inferiores a 30m. El Río de la Plata
es un estuario estrecho que cubre aproximadamente 35000 km2. Este estuario posee una longitud
de 320km, y su ancho varía entre 38km en la región superior y 230km en la inferior. Frente a la
ciudad de Buenos Aires el ancho del río es aproximadamente 42km. Las temperaturas medias del
agua del Río de la Plata varían entre 12º C en invierno y 24º C en verano. El clima de la planicie del
Río de la Plata es templado. La ciudad es cálida y húmeda durante los meses de diciembre a
febrero. La temperatura máxima media en este período es 27 ºC. Las condiciones atmosféricas del
otoño y de la primavera son cambiantes, con temperaturas fluctuantes. Los meses de invierno
(junio a agosto) son templados y húmedos, con una temperatura mínima media de 6 ºC. La
temperatura media anual del aire en la ciudad es 18 ºC y entre 15-16 ºC en su entorno. En la ciudad
ocurren heladas entre junio y agosto, y la ocurrencia de nevadas es muy rara. La precipitación
anual varía entre 900mm y 1600mm, influenciada por vientos que transportan humedad desde el
Océano Atlántico. Las lluvias son más intensas en marzo. Los vientos, generalmente, son de baja
velocidad. Los vientos fuertes son más frecuentes entre septiembre y marzo, cuando se registra la
mayor frecuencia de tormentas. Los vientos que transportan aire “limpio” desde el Río hacia la
ciudad tienen una frecuencia anual del 58%, y se verifica el 3% de calmas.
4
3
8
9
2
5
6
11
13
12
10
BUENOS
AIRES
14
21
15
16
22
23
18
17
10 km
Río de la Plata
1
7
24
19
20
Figura 1: La ciudad de Buenos Aires y los
distritos que integran el Gran Buenos Aires
(GBA). Distritos del GBA: 1: Vicente López; 2:
San Isidro; 3: San Fernando; 4: Tigre; 5: San
Martín; 6: Tres de Febrero; 7: San Miguel; 8:
Malvinas Argentinas; 9: José C. Paz, 10:
Morón; 11: Hurlingham; 12: Ituzaingó; 13:
Moreno; 14: Merlo; 15: La Matanza; 16:
Ezeiza; 17: Esteban Echeverría; 18: Lomas de
Zamora; 19: Almirante Brown; 20: Florencio
Varela; 21: Lanús; 22: Avellaneda; 23:
Quilmes; 24: Berazategui
En la ciudad de Buenos Aires hay tres Centrales Térmicas de Generación de Electricidad ubicadas
en la región costera y algunas pequeñas industrias. Sin embargo, en el entorno de la ciudad hay
instaladas industrias textiles, químicas, petroquímicas, del cuero, etc. En las calles de la ciudad
circulan diariamente más de dos millones de automotores. Mazzeo y Venegas (2003) realizaron el
primer inventario de emisiones de CO y de NOx para la ciudad de Buenos Aires. Este inventario
incluyó las siguientes fuentes: a) areales, con las siguientes actividades: residencias, comercio,
pequeñas industrias, operaciones de aviones en el Aeropuerto Jorge Newbery localizado en la
ciudad, tránsito vehicular (automóviles particulares, camiones, camionetas, taxis, buses) y b)
puntuales: chimeneas de las tres Centrales Térmicas. Debido a que estas Centrales utilizan gas
natural como combustible durante gran parte del año y sólo en alrededor de 20 días invernales
consumen fuel-oil, son responsables de menos del 0.02% de la emisión total anual de CO en la
ciudad. Por esta razón, en este trabajo se consideran las emisiones de NOx procedentes de las
fuentes areales y puntuales (chimeneas de la Centrales Térmicas de Generación de Electricidad) y
de CO provenientes sólo de fuentes areales. En la Figura 2 se presentan las contribuciones
relativas a las emisiones de NOx y de CO al aire de las diferentes fuentes localizadas en la ciudad
de Buenos Aires.
Comercios
0.69%
Residencias
3.44%
Pequeñas
Industrias
0.50%
Transporte
de pasajeros
9.94%
Vehículos (*)
96.45%
Vehículos (*)
33.02%
Transporte
de pasajeros
2.98%
Centrales
Térmicas
51.68%
Aviones
0.73%
Pequeñas
Industrias
0.03%
Aviones
0.33%
Centrales
Térmicas
0.02%
Residencias
0.16%
Comercios
0.03%
Figura 2: Contribuciones relativas de diferentes categorías de fuentes a la emisión anual de
a) NOx (expresados como NO2) y b) CO en la ciudad de Buenos Aires. (*) automóviles
particulares, taxis, camionetas, camiones
La calidad del aire en la ciudad de Buenos Aires ha sido objeto de algunos estudios realizados en
los últimos años empleando distintas metodologías: análisis de datos obtenidos durante algunas
campañas de medición de contaminantes en el aire urbano (Bogo y otros, 1999, 2001, 2003;
Venegas y Mazzeo, 2000, 2003; Mazzeo y Venegas, 2002, 2004; Mazzeo y otros, 2005; Bocca y
otros, 2006) y aplicando modelos de dispersión atmosférica (Venegas y Mazzeo, 2005, 2006). En el
Gran Buenos Aires, las mediciones de calidad del aire realizadas son muy pocas (Fagundez y
otros, 2001, Agencia de Cooperación Internacional del Japón en Argentina y Secretaría de
Desarrollo Sustentable y Política Ambiental, 2002). Se encuentra en elaboración un inventario de
emisiones de contaminantes a la atmósfera en la región del Gran Buenos Aires.
Transporte de NOx y de CO emitidos en la ciudad de Buenos Aires hacia su entorno
En este trabajo se utilizaron los datos horarios correspondientes a un año de observaciones
realizadas en la estación meteorológica ubicada en el Aeropuerto Jorge Newbery de la ciudad de
Buenos Aires y la información del inventario de emisiones de NOx y de CO para la ciudad de
Buenos Aires elaborado por Mazzeo y Venegas (2003). En los modelos utilizados no se incluyeron
los módulos de transformaciones químicas de contaminantes en la atmósfera. Se consideró que
para tiempos suficientemente grandes como los incluidos las evaluaciones realizadas, todos los
óxidos de nitrógeno emitidos se transformaron en dióxido de nitrógeno (Janssen y otros, 1988;
Karppinen y otros, 2000).
Aplicando la ecuación (32) se calcularon los valores de las masas de NOx y de CO emitidos en la
ciudad de Buenos Aires y transportadas anualmente hacia cada uno de los distritos vecinos y hacia
el Río de la Plata.
En la Figura 3 están representados los valores de la masa de NOx y de CO generados en la ciudad
y transferida anualmente hacia los distritos colindantes y el Río de la Plata. Se observa que las
mayores transferencias de NOx y de CO dirigen hacia el Río de la Plata (19900 ton NOx y 77700 ton
CO) y las menores hacia Lomas de Zamora-Lanús (3100 ton NOx) y Avellaneda (18200 ton CO).
Diferentes factores influyen sobre el valor del caudal de NOx y de CO transferido desde la ciudad
hacia su entorno. Por ejemplo, la extensión del límite entre el Río de la Plata y la ciudad es entre 2
y 4 veces mayor que la de los otros límites y el número anual de veces con flujo efectivo hacia el
Río es entre 1.2 y 1.5 la cantidad de situaciones con flujo significativo hacia los distritos vecinos.
Por otra parte, la velocidad media de la componente del viento indicadora del transporte de NOx y
de CO hacia el Río de la Plata, es aproximadamente 3.7 veces menor que la que transporta
contaminantes hacia San Martín y 1.3 menor que la que transporta NOx y CO hacia Lomas de
Zamora-Lanús y hacia Avellaneda. Asimismo, la concentraciones medias anuales estimadas de
NOx y de CO en aire a nivel del suelo en los límites de la ciudad está condicionada principalmente
por la distribución espacial de las emisiones de esos contaminantes en la ciudad (Mazzeo y
Venegas, 2003).
Río de la Plata
20000 ton CO
Figura 3: Masas de NOx y CO transferidas
anualmente desde la ciudad de Buenos Aires
hacia el Gran Buenos Aires y el Río de la Plata
5000 ton NOX
Impacto del NO2 y del CO emitidos en la ciudad de Buenos Aires en la calidad del aire del
Gran Buenos Aires
Para calcular las concentraciones en aire a nivel del suelo de NO2 y de CO (emitidos desde las
fuentes ubicadas en la ciudad de Buenos Aires) en áreas del Gran Buenos Aires se aplicaron los
modelos de dispersión atmosférica DAUMOD y CALPUFF utilizando los datos meteorológicos
horarios obtenidos durante un año de observación y de emisiones de NOx y de CO en la ciudad de
Buenos Aires. Se estimaron las distribuciones espaciales de la concentración media anual de NO2 y
de la concentración (tiempo de promedio: 8 horas) de CO (C8h) en aire a nivel del suelo.
Concentraciones de NO2 en aire
La distribución horizontal de las concentraciones medias anuales de NO2 en aire en el nivel del
suelo en el Área Metropolitana de Buenos Aires se presenta en la Figura 4. Se observa la influencia
de las direcciones de viento más frecuentes (Figura 5) sobre esta distribución. Los distritos con
mayor impacto del dióxido de nitrógeno procedente de Buenos Aires son Vicente López, San
Martín y Tres de Febrero. Esto concuerda con la mayor frecuencia anual de vientos que provienen
del este-sudeste (Figura 5).
o
Rí
N
de
NNW
20
NNE
15
la
NW
NE
Pl
at
a
10
WNW
ENE
5
W
E
0
WSW
ESE
SE
SW
SSW
SSE
S
Figura 4: Isopletas de concentración (µg/m3)
media anual de NO2
Figura 5: Rosa de vientos
En las Figuras 6 y 7 se presentan las fracciones porcentuales de la superficie de cada Distrito
afectadas por valores de concentraciones anuales de NO2 en aire mayores que 80µg/m3, 50µg/m3 y
10µg/m3 y el número de habitantes de cada Distrito del GBA expuestos a las mismas,
respectivamente. Vicente López (2.2 km2-15600 hab.), San Martín (1.7 km2-12300 hab) y Tres de
Febrero (4.6 km2-34000 hab) son afectados por concentraciones anuales de NO2 mayores que
80µg/m3. Este valor representa el 80% del estándar de calidad de aire para la Provincia de Buenos
Aires (a la que pertenecen los Distritos del Gran Buenos Aires). Esto indica que, luego del impacto
producido por el NO2 procedente de la ciudad de Buenos Aires, sólo queda el 20% del estándar
como reserva ambiental de la atmósfera de esos tres Distritos, para absorber la contaminación
generada por las emisiones propias y la de los Distritos vecinos (excluida la ciudad de Buenos
Aires). Todos los Distritos del GBA (excepto José C. Paz y San Fernando) son afectados por
concentraciones mayores que 10 µg/m3.
500000
110
90
80
> 80 µg/m3
3
> 50 µg/m
3
> 10 µg/m
450000
400000
Población (hab.)
Porcentaje de la superficie (%)
100
70
60
50
40
3
> 80 µg/m
3
> 50 µg/m
3
> 10 µg/m
350000
300000
250000
200000
150000
30
100000
20
50000
10
0
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24
DISTRITO
DISTRITO
Figura 6: Porcentaje de la superficie de cada
distrito del GBA con concentración anual de
NO2 superior a 10 µg/m3, 50 µg/m3 y 80
µg/m3. (Ver códigos en Figura 1)
Figura 7: Población expuesta a valores de
concentración anual de NO2 superior a 10
µg/m3, 50 µg/m3 y 80 µg/m3, en cada distrito
del GBA. (Ver códigos en Figura 1)
En la ciudad de Buenos Aires (Figura 4) se presenta una zona, de aproximadamente 53 km2 (26%
de la superficie urbana) donde la concentración media anual de NO2 supera el valor de 150 µg/m3.
El mayor valor obtenido de concentración media anual de NO2 en el aire de la ciudad es 220 µg/m3.
Concentraciones de CO en aire
Se estimaron las distribuciones espaciales de la concentración (tiempo de promedio: 8 horas) de
CO (C8h) en aire a nivel del suelo en el AMBA. En las Figuras 8 y 9 se presentan las isopletas de
algunas frecuencias absolutas anuales de ocurrencia de concentraciones medias (tiempo de
promedio: 8 horas) de CO en aire a nivel del suelo mayores que 1.0 mg/m3 y 3.0 mg/m3 en el
AMBA, respectivamente.
En estas Figuras se observa que los mayores valores de frecuencia se presentan en los Distritos de
Vicente López, San Martín y Tres de Febrero (localizados al oeste-noroeste de la ciudad de Buenos
Aires). También, esto concuerda con la mayor frecuencia anual de vientos que provienen del estesudeste (Figura 5).
Figura 8: Isopletas del número anual de
casos con concentración de CO (tiempo de
promedio: 8 horas) mayor que 1.0 mg/m3
a
at
Pl
Pl
at
a
la
la
de
de
ío
R
Rí
o
Figura 9: Isopletas del número anual de
casos con concentración de CO (tiempo de
promedio: 8 horas) mayor que 3.0 mg/m3
En las Figuras 10 y 11 se presentan las fracciones porcentuales de la superficie de cada Distrito
con un número de casos anuales con concentraciones (tiempo de promedio: 8 horas) de CO en aire
a nivel del suelo mayores que 1.0mg/m3 y el número de habitantes expuestos a las mismas en cada
Distrito del GBA. Vicente López (3.7 km2-25800 hab), San Martín (1.8 km2-13300 hab) y Tres de
Febrero (5.1 km2-37300 hab) son afectados en más de 200 ocasiones anuales con concentraciones
(tiempo de promedio: 8 horas) de CO en aire a nivel del suelo mayores que 1.0mg/m3. Este valor
representa el 10% del estándar de calidad de aire para este contaminante en la Provincia de
Buenos Aires. En todos los Distritos del GBA (con excepción de Almirante Brown, Florencio Varela,
José C. Paz, Malvinas Argentinas, San Fernando, San Miguel y Tigre) se verifican más de 10 casos
anuales de concentraciones (tiempo de promedio: 8 horas) de CO en aire mayores que 1.0mg/m3.
500000
110
450000
90
>50
400000
80
>10
350000
Porcentaje de la superficie (%)
Población (hab.)
>200
100
70
60
50
40
>50
>10
300000
250000
200000
30
150000
20
100000
10
50000
0
>200
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24
DISTRITO
DISTRITO
Figura 10: Porcentaje de la superficie de
cada distrito del GBA con N (200, 50, 10)
casos anuales con concentración de CO
(tiempo de promedio: 8horas) > 1.0 mg/m3.
(Ver códigos en Figura 1)
Figura 11: Población de cada distrito del
GBA expuesta a N (200, 50, 10) casos
anuales con concentración de CO (tiempo de
promedio: 8horas) > 1.0 mg/m3.
(Ver códigos en Figura 1)
El análisis de las situaciones con C8h>3.0 mg m-3 reveló que, principalmente en las zonas del Gran
Buenos Aires ubicadas al W-N de la ciudad de Buenos Aires, se verifican más de 20 casos/año. Las
zonas más afectadas (Figuras 12 y 13) son Tres de Febrero (4.5 km2 - 35200 hab) y Vicente López
(0.8 km2 – 7600 hab).
140000
50
40
>20
>10
120000
>5
35
>20
Población (hab.)
Porcentaje de la superficie (%)
45
30
25
20
15
>10
>5
100000
80000
60000
40000
10
20000
5
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24
DISTRITO
Figura 12: Porcentaje de la superficie de
cada distrito del GBA con N (20, 10, 5) casos
anuales con concentración de CO (tiempo de
promedio: 8horas) > 3.0 mg/m3.
(Ver códigos en Figura 1)
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24
DISTRITO
Figura 13: Población de cada distrito del
GBA expuesta a N (20, 10, 5) casos anuales
con concentración de CO (tiempo de
promedio: 8horas) > 3.0 mg/m3.
(Ver códigos en Figura 1))
En la ciudad de Buenos Aires existen zonas donde se presentan más de 100 casos anuales con
concentraciones medias (tiempo de promedio: 8 horas) mayores que 3.0 mg m-3. El mayor valor
obtenido fue 20.2 mg m-3, en un lugar localizado en el centro urbano. Por otra parte, en un área de
31 km2 de la ciudad (aproximadamente el 15% de su extensión total) las C8h de CO en aire a nivel
del suelo superan al menos una vez al año el valor de 10.0 mg m-3 (estándar de calidad del aire
para el CO establecido para la ciudad de Buenos Aires).
CONCLUSIONES
El análisis de las transferencias del NOx y del CO emitidos por las fuentes localizadas en la ciudad
de Buenos Aires a través de sus límites, evidenció que los mayores transportes anuales se dirigen
hacia el Río de la Plata y los menores hacia Lomas de Zamora-Lanús (el NOx) y hacia Avellaneda
(el CO). En los valores de las masas transportadas a través de los límites de la ciudad influyen
varios factores. Por ejemplo, la extensión del límite entre el Río de la Plata y la ciudad es entre 2 y 4
veces mayor que la de los otros límites. Por otra parte, el número de veces con flujo efectivo hacia
el Río es entre 1.2 y 1.5 veces superior que la cantidad de situaciones con flujo significativo hacia
los distritos vecinos. Asimismo, la velocidad media del viento en superficie, considerada como
indicativa del transporte de NOx y de CO emitidos en la ciudad hacia el Río de la Plata, es
aproximadamente 3.7 veces menor que la del flujo del aire que transporta el NOx y el CO hacia San
Martín y 1.3 veces menor que la que transporta los contaminantes hacia Lomas de Zamora-Lanús y
hacia Avellaneda. La concentración media anual de esos contaminantes en el borde de la zona
urbana limítrofe con el Río de la Plata, es mayor que las que se presentan en los otros límites.
Los mayores impactos en el aire del Gran Buenos Aires del NO2 y del CO emitidos en la ciudad de
Buenos Aires y transportados hacia su entorno, se presentan en Vicente López, San Martín y Tres
de Febrero. En este resultado influye, principalmente la distribución de frecuencias de direcciones
de viento. En general, casi todos los Distritos del Gran Buenos Aires son afectados por el NOx y el
CO generados en la ciudad de Buenos Aires.
Los mayores valores de las concentraciones medias anuales de NO2 y de las concentraciones
medias (tiempo de promedio: 8 horas) de CO, encontrados en la ciudad de Buenos Aires resultaron:
220 µg/m3 y 20.18 mg/m3, respectivamente.
Los valores obtenidos pueden ser utilizados como el aporte a la contaminación de fondo de la
región metropolitna del Gran Buenos Aires, debido a las emisiones en la ciudad de Buenos Aires.
AGRACECIMIENTOS
Este trabajo fue parcialmente financiado por la Universidad de Buenos Aires: subsidio UBACYTX060 y por el Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET): subsidio
CONICET PIP6169. Los autores agradecen al Servicio Meteorológico Nacional la provisión de los
datos meteorológicos utilizados en el trabajo.
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
1. AGENCIA DE COOPERACIÓN INTERNACIONAL DEL JAPÓN EN ARGENTINA Y
SECRETARÍA DE DESARROLLO SUSTENTABLE Y POLÍTICA AMBIENTAl. Estudio o línea de
base de concentración de gases contaminantes en atmósfera en el área de Dock Sud en
Argentina. SAyDS. Informe Final. 2002.
2. ARYA S. P. Air Pollution Meteorology. Oxford University Press. New York. 310pp. 1999.
3. BALDASSANO J. M., VALERA E., JIMÉNEZ P. Air quality data from large cities. The Science of
the Total Environment 307, 141-165, 2003.
4. BOCCA, B., CAIMI S., SMICHOWSKI P., GÓMEZ D., CAIROLI S. Monitoring Pt and Rh in
urban aerosols from Buenos Aires, Argentina, Science of The Total Environment, 358, 255-264,
2006.
5. BOGO, H., NEGRI, R.M., SAN ROMÁN, E. Continuous measurement of gaseous pollutants in
Buenos Aires city, Atmospheric Environment, 33, 2587-2598, 1999.
6. BOGO, H., GÓMEZ, D.R., REICH, S.L., NEGRI, R.M., SAN ROMÁN, E. Traffic pollution in
downtown of Buenos Aires City. Atmospheric Environment, 35, 1717-1727, 2001.
7. BOGO, H., OTERO, M., CASTRO, P., OZAFRÁN, M.J., KREINER, A., CALVO, E.J., NEGRI, R.
M. Study of atmospheric particulate matter in Buenos Aires city. Atmospheric Environment, 37,
1135-1147, 2003.
8. FAGUNDEZ, L.A., FERNÁNDEZ V.L., MARINO T.H., MARTÍN I., PERSANO D.A., RIVAROLA,
Y., BENÍTEZ, M., SADAÑIOWSKI, I.V., CODNIA. J., ZALTS. A. Preliminary air pollution
monitoring in San Miguel, Buenos Aires. Environmental Monitoring and Assessment 71, 61-70,
2001.
9. GIFFORD, F.A., HANNA, S.R. Modelling urban air pollution. Atmospheric Environment, 7, 131136, 1973.
10. GRYNING, S.E., FOOTSLOG, A.A.M., IRWIN, J.S., SILVERTSEN, B. Applied dispersion
modelling based on meteorological scaling parameters. Atmospheric Environment, 21, 79-89,
1987.
11. HUBER A.H., SNYDER W.H. Wind tunnel investigation of the effects of a rectangular-shaped
building on dispersion of effluents from short adjacent stacks. Atmospheric Environment, 17,
2837- 2848, 1982.
12. JANSSEN, L., VAN WAKEREN, J., VAN DUUREN, H., ELSHOUT, A. A classification of NO
oxidation rates in power plants plumes based on atmospheric conditions, Atmospheric
Environment, 22, 43-53, 1988.
13. KARPPINEN, A., KUKKONEN, J., ELOLÄHDE, T., KONTTINEN, M., KOSKENTALO, T.,
RANTAKRANS, E. A modelling system for predicting urban air pollution: model description and
applications in the Helsinki metropolitan area, Atmospheric Environment, 34, 3723-3733. 2000.
14. MAZZEO N.A., VENEGAS L.E. Air pollution model for an urban area. Atmospheric Research,
26, 165-179, 1991.
15. MAZZEO N.A., VENEGAS L.E. Estimation of cumulative frequency distribution for carbon
monoxide concentration from wind-speed data, in Buenos Aires (Argentina). Water, Air and Soil
Pollution, Focus 2, 419-432, 2002.
16. MAZZEO, N.A., VENEGAS, L.E. Emisiones de CO y NOx en la ciudad de Buenos Aires.
Ingeniería Sanitaria y Ambiental, 71, 47-53, 2003.
17. MAZZEO N.A., VENEGAS L.E. Some aspects of air pollution in Buenos Aires city. International
J. Environment & Pollution, 22, 365-378, 2004.
18. MAZZEO, N.A., VENEGAS, L.E., CHOREN, H. Analysis of NO, NO2, O3 and NOx concentrations
measured at a green area of Buenos Aires City during wintertime, Atmospheric Environment, 39,
3055-3068, 2005.
19. PASQUILL, F., SMITH, F.B. Atmospheric Diffusion. John Wiley & Sons, New York, 437pp. 1983.
20. SCIRE, J.S., STRIMAITIS, D.G., YAMARTINO, R.J. A user’s guide for the CALPUFF dispersion
model. Earth Tech. Inc. 1999.
21. SCHULMAN, L.L., HANNA, S.R. Evaluation of downwash modifications of the Industrial Source
Complex Model. Journal of Air Pollution Control Association, 36, 258-264, 1986.
22. VENEGAS, L.E., MARTIN, P.B. Concentración de material particulado en aire en la ciudad de
Buenos Aires. 14º Congreso Argentino de Saneamiento y Medio Ambiente. Buenos Aires.
CDROM. 2005.
23. VENEGAS, L.E., MAZZEO, N.A. Carbon monoxide concentrations in a street canyon at Buenos
Aires City (Argentina). Environmental Monitoring & Assessment, 65, 417-424, 2000.
24. VENEGAS, L.E., MAZZEO, N.A. An evaluation of DAUMOD model in estimating urban
background concentrations. Water, Air & Soil Pollution: Focus, 2, 433-443, 2002.
25. VENEGAS, L.E., MAZZEO, N.A. Air quality in an area of Buenos Aires City (Argentina).
Proceedings of the III Congresso Interamericano de Qualidade do Ar. Canoas. Brasil Asociación
Interamericana de Ingeniería Sanitaria y Ambiental – Asoc. Brasileira de Engenharia Sanitaria e
Ambiental Seçao Rio Grande do Sul. ABES. CDROM, #43, 2003.
26. VENEGAS, L.E., MAZZEO, N.A. Application of atmospheric dispersion models to evaluate
population exposure to NO2 concentration in Buenos Aires. International J. Environment &
Pollution, 25, 224-238, 2005.
27. VENEGAS L.E., MAZZEO N.A. Modelling of urban background pollution in Buenos Aires City
(Argentina). Environmental Modelling & Software, 21, 577-586, 2006.
28. WIERINGA, J.A. revaluation of the Kansas mast influence on measurements of stress and cup
anemometer overspeeding, Boundary-Layer Meteorol, 18, 411-430, 1980.