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Transporte de Contaminantes en el medio acuático
Capítulo 4 – Destino y transporte de
contaminantes en lagos y reservorios
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CAPITULO 4
DESTINO Y TRANSPORTE DE
CONTAMINANTES EN LAGOS Y RESERVORIOS
4.1 EUTROFICACION
Uno de los problemas ambientales más cruciales de nuestra era es el de la eutroficación
de cuerpos de agua estacionados. El término eutrófico se interpreta como “rico en nutrientes”, y
se utiliza en contraste a distrófico (“mal alimentado”).
La eutroficación, también conocida como el proceso de envejecimiento natural de las
aguas estacionadas, ha crecido dramáticamente desde los años 60, sobre todo en los países
industrializados con agricultura intensificada, debido al excesivo aporte de cargas de nutrientes
vegetales, básicamente fósforo y nitrógeno. En consecuencia, en contraste con la eutroficación
natural, el problema reciente se denomina eutroficación antropogénica.
La eutroficación usualmente se manifiesta como un crecimiento excesivo de
fitoplancton que torna de un color verde a las aguas estacionadas y a los cursos de agua lentos.
Popularmente se conoce como “florecimiento algal”, y está frecuentemente asociado a un mayor
crecimiento de algas y macrófitas.
La productividad primaria (es decir, el crecimiento del fitoplancton, expresado como
carbón producido por unidad de área del lago y por unidad de tiempo) es alta, dando lugar a
relativamente altas concentraciones de materia orgánica disuelta (MOD) en el agua. Esto logra
mantener una población de bacterias heterotróficas que descomponen la materia orgánica y
agotan el contenido de oxígeno disuelto del agua. En lagos profundos, este agotamiento del
oxígeno puede crear condiciones anaeróbicas en el hipolimnio, que dan lugar a procesos
biológicos y químicos indeseados resultando en muerte de peces. No obstante, la eutroficación
se asocia, frecuentemente, con una mayor producción de peces, aunque la composición de
especies cambia desfavorablemente.
Aunque se necesitan entre 16 y 20 elementos para el crecimiento de las plantas de agua
dulce (entre otros, carbón, silicio, calcio, potasio, magnesio, aluminio), la eutroficación
antropogénica se debe casi exclusivamente al sobre-enriquecimiento de fósforo y nitrógeno, los
cuales resultan del crecimiento de las cargas externas de nutrientes provenientes de una gran
variedad de fuentes puntuales y distribuídas (por ejemplo, aguas residuales comunales e
industriales, escorrentía desde la zona agrícola, escorrentía desde la zona urbana, deposiciones
atmosféricas).
En los ecosistemas naturales lénticos uno o algunos de los nutrientes vegetales
(mayormente fósforo; a veces nitrógeno; ráramente silicio) están presentes en concentraciones
tan bajas que limitan el crecimiento del fitoplancton, ejerciendo entonces un control sobre el
conjunto del ecosistema acuático. Este “factor limitante del crecimiento” es, para la mayoría de
los lagos, el fósforo, o, más precisamente, las formas biodisponibles de fósforo, es decir,
aquellas que las algas pueden captar.
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A.N. Menéndez y P.A. Tarela
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En la figura 4.1 se muestra un diagrama esquemático de variables y procesos de un
ecosistema léntico, que se focaliza en las dos cadenas de procesos más importantes:
a)
b)
La cadena (o red) alimenticia acuática
Los procesos del vecindario del oxígeno
Los procesos involucrados son los siguientes:
i)
El crecimiento de las algas (fitoplancton) está gobernado primariamente por la
disponibilidad de los dos nutrientes principales, fósforo (P) y nitrógeno (N), más luz y
temperatura.
ii)
Las algas son consumidas (raspadas) por zooplancton herbívoro u omnívoro, que a su vez
es el alimento para el zooplancton carnívoro y los peces no predatorios, los cuales
constituyen la presa de los peces predatorios.
iii) Luego de su muerte, todos los organismos vivos contribuyen al compartimiento de materia
orgánica no viviente, denominado detrito, que constituye el sustrato para las bacterias. La
materia orgánica también se origina desde fuentes externas.
iv) La descomposición de la materia orgánica por las bacterias incluye una fase carbonácea
(DBOC) y una fase nitrogenada (DBON). La última se denomina proceso de nitrificación,
en el cual el amoníaco y los compuestos amino se oxidan a nitrito y luego a nitrato,
reciclando entonces el “alimento nitrogenado” para algas (NO3 -) desde la materia orgánica
no viviente. Hay alguna evidencia de que una fracción del contenido de fósforo de la
materia orgánica no viviente particulada también es reciclada en formas solubles y
biodisponibles, aunque generalmente se acepta que hay una pérdida neta de fósforo desde
la columna de agua al fondo del lago.
v)
Mientras que la descomposición de materia orgánica disminuye el contenido de oxígeno
disuelto, las plantas acuáticas (fitoplancton y macrófitas) contribuyen a su crecimiento por
su actividad fotosintética. No obstante, fuera del fotoperíodo (es decir, durante la noche) su
respiración también consume el contenido de oxígeno. La diferencia neta entre la tasa de
producción de oxígeno fotosintético y la tasa de consumo de oxígeno respirado define el rol
de las plantas acuáticas en el proceso de vecindario del oxígeno.
vi) Existen aportes externos a prácticamente todos los compartimientos a través de fuentes
puntuales, aguas ingresantes y deposiciones atmosféricas. También se producen pérdidas a
través de las aguas salientes, enterramiento en los sedimentos y “cocecha” de peces y
hierbas marinas.
vii) Las tasas de los procesos descriptos se ven alteradas por varios factores naturales y
antropogénicos, tales como pH, temperatura del agua, profundidad, sólidos suspendidos
(transparencia), corrientes inducidas por vientos o diferencias de temperatura, turbulencia
inducida por el viento, etc.
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Figura 4.1 – Esquema de los procesos en un ecosistema lacustre.
4.2 CUANTIFICACION DE LOS PROCESOS DE TRANSFORMACION EN
AGUAS ESTACIONADAS
La cuantificación de los procesos descriptos en la sección anterior puede ser efectuada
en una gran variedad de formas:
a)
b)
c)
d)
e)
f)
Relaciones experimentales y empíricas
Tratamientos simples de balance de nutrientes
Modelos de fósforo-fitoplancton
Modelos dinámicos multiparámetro
Tratamientos estocásticos
Modelos acoplados de los procesos de transporte hidrodinámico y los procesos de
transformación de contaminantes
4.2.1 Relaciones experimentales
Uno de los métodos aún más extensamente utilizados para predecir las concentraciones
de nutrientes y los estados tróficos asociados en aguas estacionadas se basa en el uso de
relaciones empíricas, definidas estadísticamente, entre una variable de estado y una o más
variables independientes que caracterizan las condiciones hidrológicas, hidráulicas y de carga de
nutrientes del lago.
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El conjunto más conocido de herramientas de este tipo fue publicado en un estudio de la
Organization for Economic Cooperation and Development (OECD, 1982), utilizando datos de
una gran cantidad de lagos y agrupándolos en varias categorías. En la figura 4.2 se presenta una
de las relaciones más características, como muestra de este estudio, donde se relaciona la
máxima concentración de clorofila-a en el lago con la concentración media corregida del aporte
de fósforo. Otras relaciones empíricas incluídas son: nitrógeno vs. fósforo, biomasa vs.
concentración de nutrientes en el lago, transparencia vs. clorofila y vs. nutrientes, producción
primaria vs. carga de fósforo, producción primaria vs. fósforo en el lago y vs. clorofila-a en el
lago, etc..
Algunas de las relaciones más utilizados son:
Chl = 0,37 X 0,79
Chl max = 0,74 X 0 ,89
(4.1)
PP = 22,9 X 0 ,60
donde
Chl, Chlmax:
PP:
X=P/(1+tx0,5 ):
P:
tw:
concentraciones media y máxima, respectivamente, de clorofila-a en el
lago [mg/m3 ]
tasa de producción primaria en el lago [gC/m2 /año]
concentración media corregida del aporte de fósforo
concentración media anual del aporte total de fósforo [mg/m3 ]
tiempo de residencia medio del agua en el lago [años].
Todas estas relaciones implican la hipótesis de que el lago puede ser considerado como
un “reactor” completamente mezclado y que las condiciones son de estado estacionario. Resulta
sorprendente que, en base a hipótesis tan gruesas, se obtenga una base de trabajo tan aceptable.
En general, ellas proveen valores aceptables incluso para lagos no incluídos en el análisis de
regresión. En definitiva, son herramientas indipensables para establecer el destino de
ecosistemas lénticos cuando se necesitan respuestas rápidas para problemas de recuperación de
lagos en base a datos limitados. Pero deben ser utilizadas con cuidado debido a sus limitaciones.
Es conveniente realizar análisis de sensibilidad frente a variaciones en los parámetros.
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Figura 4.2 – Relación entre la concentración media corregida del aporte de fósforo y
la máxima concentración de clorofila-a en el lago (Vollenweider & Kerekes, 1981).
4.2.2 Modelos dinámicos de nutrientes
Los primeros modelos de eutroficación de lagos y de balance de nutrientes consideraban
que el lago (segmento) está totalmente mezclado y que su volumen es constante, planteando
entonces el balance de fósforo como la suma de aportes externos menos la descarga y la
sedimentación:
dP
= LP − ( q + K ) P
dt
(4.2)
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donde
P:
LP :
q:
K:
concentración total de fósforo en el lago [ML-3]
tasa de carga de fósforo por unidad de volumen del lago [MT-1 L-3]
tasa de barrido hidráulico [T-1], obtenida como la descarga de agua saliente [L3 T-1]
dividida por el volumen del lago [L3 ]
tasa de sedimentación [T-1]
La solución analítica de la ecuación 4.2 para la condición inicial P(t=0)=P0 es
P(t ) = P0 e −( q + K )t +
LP
[1 − e −( q +K )t ]
q+ K
(4.3)
La ecuación 4.3 muestra que, para un dado valor de aporte de fósforo LP , la concentración de
equilibrio es
Peq =
LP
q+ K
(4.4)
Se han desarrollado muchas modificaciones a esta ecuación básica, a saber:
*
Adición de carga interna desde los sedimentos, mediante el agregado de un término fuente
proporcional a la concentración de nutriente en el sedimento.
*
Consideración de estratificación térmica, introduciendo un factor adimensional de
proporcionalidad entre la concentración de la descarga y la concentración media anual del
lago.
*
Distinción entre forma particulada y disuelta de fósforo.
*
Consideración del proceso de transporte entre el epilimnio y el hipolimnio a través de la
termoclina.
*
Inclusión de interacciones entre el agua y los sedimentos, que contiene un término para el
“enterramiento permanente” de una fracción del fósforo depositado, que no toma parte en
los procesos de intercambio subsecuentes. Este fenómeno, basado en la evidencia, explica
los potenciales efectos perjudiciales de dragar los sedimentos de los lagos. En efecto, el
dragado puede movilizar físicamente fracciones de fósforo en los sedimentos que ya no
eran intercambiables, haciendo incrementar, entonces, la carga interna de fósforo, en
contradicción con el objetivo original.
El reconocimiento de la importancia de la carga interna de fósforo en el destino de los
ecosistemas acuáticos ha resultado en muchos estudios sobre las interacciones agua-sedimentos,
es decir, los procesos de adsorción y desorción entre fases líquidas y sólidas. Las cinéticas de
reacciones involucradas están afectadas por el pH, la temperatura, la presencia de Fe, Ca, Al y
minerales de arcilla en el sedimento, en presencia o ausencia de oxígeno, y también por
procesos físicos tales como la advección y la difusión.
La descripción detallada de los procesos físicos, químicos, biológicos y bioquímicos de
intercambio de fósforo a través de la interase agua-sedimentos puede conducir a un gran
conjunto de ecuaciones diferenciales de las variables de estado, además del respectivo conjunto
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de modelos de cinéticas de reacciones tales como adsorción-desorción, mineralización
bioquímica y biológica del fósforo, etc.. De todos modos, uno debe encontrar un compromiso
basado en los objetivos del estudio y las limitaciones (mayormente económicas) de medios
disponibles para obtener los datos deseados. Esta reflexión es aún más importante al tratar con
los modelos dinámicos más complejos de los ecosistemas, discutidos más abajo.
4.2.3 Dinámica del crecimiento del fitoplancton
Avanzando en la cadena alimenticia de los ecosistemas acuáticos, puede ser descripta la
dinámica del crecimiento del fitoplancton, en asociación con la dinámica de los ciclos de los
nutrientes.
Considerando un lago, o segmento de lago, completamente mezclado, la ecuación para
el balance de masa del fitoplancton puede ser formulada como
dPP 1
= ( Qin PPin − Qout PP) + G PP − K PP
dt
V
(4.5)
donde
PP:
PPin :
Qin , Qout :
G:
K:
V:
concentración de fitoplancton en el lago [ML-3]
concentración de fitoplancton en las aguas ingresantes [ML-3]
descargas de agua ingresantes y salientes [L3 T-1], respectivamente
tasa de crecimiento del fitoplancton [T-1]
tasa de “pérdida” del fitoplancton [T-1], que incluye mortandad natural y captación
por el zooplancton
volumen del lago [L3 ]
Los diversos tratamientos difieren, sobre todo, en la formulación de la tasa de
crecimiento y la de pérdida.
La tasa de crecimiento del fitoplancton puede ser expresada como el producto de la
máxima tasa por funciones que tengan en cuenta la limitación por la disponibilidad de
nutrientes, de temperatura y de luz:
G = Gmax SUMLIM (luz, temperatura, nutrientes)
(4.6)
La función SUMLIM se aplica de manera multiplicativa o selectiva, en el sentido de que, dadas
funciones de luz LIGTLIM, nutrientes NUTLIM y temperatura TEMPLIM, aquella se construye
como su producto o como el mínimo entre ellas, respectivamente.
La limitación por luz se expresa en la mayoría de los tratamientos de acuerdo al
procedimiento original de Di Toro:
LIGTLIM =
ef
( e −α1 − e − α0 )
Ke H
(4.7)
donde
H:
profundidad del lago
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e:
f:
Ke:
base de logaritmo neperiano
fotoperíodo [fracción de día]
coeficiente de extinción
α1 =
I a −K e H
I
e
, α0 = a
Is
Is
(4.8)
con
Ia :
intensidad incidente media diaria de luz
El coeficiente de extinción de la luz puede ser expresado en función de la concentración de
algas en el agua PP, teniendo en cuenta así el efecto de auto-sombra del fitoplancton, que
frecuentemente es un efecto determinístico en aguas altamente eutroficadas.
Para la función limitante de la temperatura se usa una variedad de modelos,
comenzando con expresiones relativamente simples de la forma
TEMPLIM = a
( T −Topt )
(4.9)
donde a es una constante, T la temperatura y Topt su valor óptimo para el crecimiento de la
especie de fitoplancton en cuestión.
La limitación por nutrientes se expresa, casi exclusivamente, por las ecuaciones
cinéticas de Michaelis-Menten o Monod (o algunas modificaciones de ellas):

Ci
NUTLIM = ϕ 
 KNi + Ci



,1 ≤ i ≤ n
(4.10)
donde
Ci : concentración de la forma biodisponible del nutriente i-ésimo [ML-3]
KNi : coeficiente de media saturación para el nutriente i-ésimo, es decir, la concentración a la
cual se alcanza la mitad de la máxima tasa de crecimiento [ML-3]
n:
cantidad de nutrientes
La función ϕ es, nuevamente, selectiva o multiplicativa, es decir, se toma el mínimo o el
producto de los argumentos, respectivamente.
En la figura 4.3 se muestran resultados de una simulación realizada con un modelo
basado en conceptos similares a los explicados, y se los compara con los valores medidos,
observándose un acuerdo bastante aceptable.
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Figura 4.3 – Comparación entre valores medidos y resultados de un modelo
para el lago Balaton (Jolánkay 1992)
4.2.4 Modelos dinámicos multicomponentes
Siguiendo el mismo principio de “rutear” flujos de masa a través de volúmenes de agua
y “compartimientos” vivientes y no vivientes del ecosistema acuático (es decir, a través de la
cadena alimenticia), se obtienen representaciones más complejas del ambiente léntico, donde el
nivel de complejidad depende de la cantidad de compartimientos (variables de estado) y de
procesos considerados.
Por ejemplo, en un modelo desarrollado por Chen et. al. (1975) se consideran las
siguientes variables de estado: sustancias conservativas, DBO, detritos, sedimento orgánico,
carbón, amoníaco, nitrito, nitrato, fósforo-fosfato, bacterias coliformes, algas, zooplancton,
peces, animales bénticos, necton (animales acuáticos con motilidad propia) y oxígeno disuelto.
El compartimiento de algas contiene cuatro grupos de fitoplancton, cuatro de zooplancton y
cuatro de peces en tres estados de vida.
Otro ejemplo son los modelos de Jörgensen que, en lugar de describir variaciones de
biomasa, cantidad de algas, etc., rutea nutrientes (en la figura 4.4 se muestra el fósforo) a través
de varios compartimientos bióticos y abióticos del sistema acuático.
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Figura 4.4 – Modelo de ecosistema lacustre (Jorgensen 1976)
4.3 PROCESOS DE TRANSPORTE DE CONTAMINANTES
En lagos y reservorios los procesos de transporte de constituyentes del agua particulados y
disueltos están relacionados a las corrientes de agua inducidas por uno o más de los siguientes
fenómenos:
a)
b)
c)
Corrientes causadas por ingreso o salida de agua
Corrientes inducidas por el viento, incluyendo “seiches”, olas y turbulencia
Corrientes de densidad
Mientras que las corrientes causadas por ingreso o salida de agua son significativas
sobre todo en embalses y las corrientes de densidad en lagos profundos térmicamente
estratificados, las corrientes inducidas por el viento dominan el patrón de flujo en la mayoría de
los lagos.
El transporte de contaminantes en lagos y reservorios sólo puede ser descripto una vez
que se describe el movimiento del fluído causado por los efectos antes mencionados. Para ello
es necesario resolver las ecuaciones de movimiento, que expresan la conservación de la masa y
la cantidad de movimiento del fluído. A partir del conocimiento del campo de velocidades debe
resolverse la ecuación de transporte del contaminante, que se obtiene planteando la
conservación de la masa de la sustancia contaminante. Eventualmente, cuando deben
considerarse cinéticas dependientes de la temperatura, la ecuación de transporte de temperatura
también debe ser resuelta, que se obtiene planteando la conservación de la energía calórica.
El rango de modelos posibles puede ser clasificado de acuerdo a la representación
espacial, tal como se indica en la tabla 4.1:
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Tabla 4.1 – Clasificación de modelos de acuerdo a la dimensión espacial
Dimensión espacial
Descripción
0-D
Reactor completamente mezclado
1-D
Vertical ó longitudinal
2-D
Plano vertical ó plano horizontal (una capa)
3-D
Completamente 3D ó multicapa o Eckman
En modelos cerodimensionales completamente mezclados, el problema del transporte de
contaminantes se resuelve sólo mediante el tratamiento multi-caja, en el cual se consideran dos
o más cuencos interconectados del lago que se transfieren sustancia de uno a otro.
Entre los modelos unidimensionales, los más comunes son los que describen las
variaciones verticales, mientras consideran al lago como horizontalmente homogéneo. A esta
clase pertenecen los modelos que consideran el transporte entre epilimnio e hipolimnio a través
de la termoclina. Se puede tener en cuenta también la interacción con el fondo del lago mediante
un término que describe la producción de energía turbulenta.
Los modelos unidimensionales longitudinales se utilizan, casi exclusivamente, para
lagos poco profundos de forma elongada o embalses con importantes corrientes inducidas por el
río.
Cuando las corrientes dominantes en el lago o reservorio, causadas por viento y
diferencias de temperatura o densidad (por ejemplo en problemas de estratificación termal
temporaria), toman la forma de una circulación en el plano vertical , pueden utilizarse modelos
bidimensionales verticales. El caso típico lo representan los reservorios angostos y profundos.
El tratamiento más ampliamente utilizado es la modelación bidimensional horizontal,
usada para simular corrientes inducidas por el viento en el caso de grandes superficies lacustres.
Aunque la tecnología computacional moderna ya permite el uso de modelos de flujo y
transporte tridimensionales, problemas de fuerte no linealidad o de impermanencia aún
restringen la resolución del modelo. En cambio, sí son utilizados para tratar problemas
especiales locales de flujo y transporte, tales como la descarga térmica de una planta de energía.
Los modelos multicapa expanden la metodología de capa única a cuerpos de agua
estratificados. Las ecuaciones del modelo se aplican secuencialmente capa a capa, permitiendo
la variación de las propiedades del fluído (densidad, viscosidad de torbellino, etc.) de una capa a
otra. Los distintos tratamientos difieren entre sí en el acoplamiento entre capas, permitiendo o
no el transporte de masa entre ellas.
En los modelos de Eckman las ecuaciones de cantidad de movimiento horizontales son
linealizadas, omitiendo los términos convectivos, y la fricción del fondo también es descripta
por ecuaciones lineales. Estas simplificaciones permiten la determinación analítica de la
distribución vertical de la velocidad horizontal.
Con la excepción de algunos de los modelos unidimensionales más simples, las
ecuaciones de flujo y transporte de modelos de lagos deben resolverse numéricamente por
métodos de diferencias finitas o elementos finitos sobre grillas areales, uniformes o no
uniformes, sobre el cuerpo de agua.
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