OPS/CEPIS/PUB/01.67

CENTRO PANAMERICANO DE INGENIERÍA SANITARIAY CIENCAS DEL AMBIENTE

(CEPIS)

MANUAL DE EVALUACIÓN Y MANEJO DE SUSTANCIAS TÓXICASEN AGUAS SUPERFICIALES

SECCIÓN 3

EVALUACIÓN PRELIMINAR RÁPIDA

Diciembre de l988Reimpreso Julio, 1991

(Versión actualizada, enero 2001)

Dr. Robert V. ThomannManhattan College

Estados Unidos

Sección 3.3.2 - Descargas Dispersas, preparada por::Ing. José E. Lobos

Profesional Joven Residente, CEPISJefe, División Monitoreo, INCYTH, Argentina

Organización Panamericana de la Salud (OPS) - División de Salud y AmbienteOficina Regional de la Organización Mundial de la Salud (OMS)

Se agradece la colaboración de:

Dra. Paloma MartinoOficial Profesional Asociado, CEPISEspaña

Ing. Henry J. SalasCoordinador del Proyecto, CEPIS

Ing. José Leomax Dos SantosProfesional Joven Residente, CEPISETESB, Brasil

Ing. Enrique OrtízProfesional Joven Residente, CEPISSEDUE, México

así como el apoyo de:

Sra. Sonia Queija de VictorioSecretaria, CEPIS

Sr. Luis Torres AlacheDibujante

ÍNDICE

Página

3.1 Introducción.................................................................................................................. 13.1.1 Sustancias químicas específicas y toxicidad total del efluente................................... 1

3.2 Escalas de tiempo y espacio ............................................................................... 23.2.1 Escalas espaciales................................................................................................. 43.2.2 Escalas temporales................................................................................................ 5

3.3 Descargas de sustancias químicas................................................................................. 83.3.1 Descargas puntuales............................................................................................... 83.3.2 Descargas dispersas............................................................................................... 8

3.3.2.1 Fuentes dispersas atmosféricas....................................................................... 93.3.2.2 Fuentes dispersas urbanas.............................................................................. 103.3.2.3 Descargas dispersas no urbanas...................................................................... 113.3.2.4 Características generales de las descargas dispersas....................................... 123.3.2.5 Información sobre valores de descargas dispersas de plaguicidas...................... 123.3.2.6 Clasificación de los modelos de evaluación de descargas dispersas no urbanas... 133.3.2.7 Selección del modelo de evaluación de descargas dispersas no urbanas............. 133.3.2.8 Funciones de carga para plaguicidas................................................................ 283.3.2.9 Funciones de carga para metales pesados....................................................... 28

3.4 Evaluación simplificada de ríos........................................................................... 293.4.1 Descarga puntual específica - dilución en el punto de la descarga........................... 293.4.2 Destino de la sustancia química aguas abajo........................................................... 34

Bibliografía.......................................................................................................................... 43

Figuras

Figura 3.1 Esquema general de identificación del problema................................................. 2Figura 3.2 Escalas espaciales local, regional y de cuenca que pueden ser consideradas en evaluaciones de sustancias tóxicas.............................................................. 4Figura 3.3 Distancia para reducción de 95% de la concentración máxima en el lanzamiento

(sin dilución por entrada de afluentes)................................................................ 6Figura 3.4 Escalas temporales de importancia en problemas de sustancias tóxicas.............. 7Figura 3.5 Respuesta de las descargas dispersas de contaminantes de una cuenca a la. influencia de la hidrología y el uso de la tierra..................................................... 14Figura 3.6 Valores promedio de factores de erosión "r" en argentina..................................... 21Figura 3.7 Representación gráfica de muestras de factores topográficos (LS) versus

pendiente y longitud de pendiente..................................................................... 23Figura 3.8 Relación de liberación de sedimentos para cuencas relativamente homogéneas... 27Figura 3.9 Balance de masas en el punto de lanzamiento .................................................. 30Figura 3.10 Efectos de dilución sobre los estándares de calidad de agua en ríos y

riesgos relativos resultantes. Ejemplo con el tetracloruro de carbono ................. 33

Figura 3.11 Distribución log-normal de flujos de ríos para diferentes duraciones..................... 35Figura 3.12 Ilustración del destino posible de sustancias químicas o toxicidad aguas abajo del punto de descarga............................................................................ 37Figura 3.13 Esquema del impacto de tributario y fuente puntual adicional aguas abajo........... 38Figura 3.14 Rango de tasas de pérdida por volatilización en función de la profundidad del río para diferentes tasas de transferencia de oxígeno.................................... 42

Tablas

Tabla 3.1 Ventajas y desventajas de los usos de una sustancia química específica y toxicidad total del efluente............................................................................... 3Tabla 3.2 Matriz de contaminación de descargas dispersas no urbanas............................. 13Tabla 3.3 Descargas típicas de plaguicidas, medidas en pequeñas parcelas (44 - 5700 p2).................................................................................................. 15Tablas 3.4 Descargas típicas de plaguicidas, medidas en pequeñas cuencas...................... 16Tablas 3.5 Porcentaje de pérdida de herbicidas aplicados en una cuenca experimental de Iowa, EE.UU.............................................................................................. 17Tabla 3.6 Características relevantes de los modelos de descarga dispersa no urbana......... 17Tabla 3.7 Capacidades de los modelos operacionales de calidad de agua de escorrentía.... 18Tabla 3.8 Magnitud del factor de erosión de suelos, "K".................................................... 22Tabla 3.9 Factor de disminución de erosión debido al uso del terreno "C". Cultivos............. 24Tabla 3.10 Magnitud del factor de erosión "C" para llanuras, pastizales y tierras vírgenes...... 25Tabla 3.11 Magnitud del factor de erosión "C" para tierras madereras.................................. 26Tabla 3.12 Magnitud del factor "P" para prácticas de control de erosión en tierras de cultivo.. 26Tabla 3.13 Guías para estimar la tasa de pérdida de sustancias químicas y toxicidad aguas abajo.................................................................................................... 39Tabla 3.14 Tracción aproximada de la sustancia química total en su forma disuelta y en partículas.................................................................................................. 41

Anexos

Anexo 3.I Recopilación de alguna información sobre fuentes puntuales de sustancias químicas........................................................................................................ 44Anexo 3.II Problemas ejemplo 3.A.II.1 y 3.A.II.2................................................................. 50

Figuras de los anexos

3.A.II.1 Mapa del área de estudio................................................................................. 543.A.II.2(a) Ilustración de resultados de toxicidad crónica mostrando NOEL para

ceriodaphnia a 1% de muestra de agua residual y 100% para fathead minnow..... 563.A.II.2(b) Resultados esperados de toxicidad crónica después de reducción de

toxicidad en el efluente.................................................................................... 56

Tablas de los anexos

Tabla 3.A.I.1 Descargas de halocarburos volátiles en el río Detroit.......................................... 45Tabla 3.A.I.2 Características de aguas residuales industriales crudas..................................... 46Tabla 3.A.I.3 Características de aguas residuales industriales crudas..................................... 47Tabla 3.A.I.4 Características de aguas residuales industriales crudas..................................... 48

3.1 Introducción

Frecuentemente, puede ser necesario realizar una evaluación preliminar rápida de un cuerpo deagua y de sus afluentes a fin de estimar la magnitud relativa del problema ocasionado por las sustanciastóxicas. Este análisis de tipo sondeo permite establecer prioridades e identificar aquellas áreas en dondese requiere un análisis más detallado. Asimismo, este análisis simplificado contribuirá y facilitará laplanificación interina.

En esta sección se presentan los componentes básicos de tal evaluación preliminar rápida con unmínimo de detalles técnicos. La Sección 4 contiene un tratamiento detallado de los cálculos y análisis delos datos para el destino de sustancias químicas en aguas superficiales.

La Figura 3.1 presenta los tres componentes para una evaluación preliminar rápida:

1. Descargas de sustancias químicas2. Naturaleza del cuerpo de agua receptor/destino de la sustancia química3. Criterios/guías/estándares de calidad del agua

Estos componentes pueden ser utilizados para obtener una evaluación preliminar de la extensiónpotencial del problema y determinar si se requiere o no de evaluación y análisis adicionales.

La evaluación preliminar se inicia con una estimación de las descargas y un esquema simplificadode modelo para evaluar las concentraciones de sustancias tóxicas en puntos de uso crítico del agua. Unavez realizada una primera aproximación con el modelo de destino, se podrá evaluar la necesidad de obtenerconocimientos más detallados de las descargas de sustancias químicas y la posible interferencia concualquier uso del agua mediante el cumplimiento de criterios de calidad. Además, tal modelo simplificadoproveerá guías sobre las escalas de tiempo y espacio que necesitan ser consideradas, el número dedescargas de sustancias químicas que se evaluarán y la naturaleza y extensión del contexto global delproblema.

3.1.1 Sustancias químicas específicas y toxicidad total del efluente

Tal como se ha expresado en la Sección 2, y como fuera resumido por la U.S. EPA (1985), lassustancias tóxicas se pueden considerar desde el punto de vista de "sustancia química individual" (esto es,sustancias químicas específicas tales como plomo, clordano o lindano) o desde el punto de vista de la"toxicidad total del efluente". Para el último caso, el efluente se considera como una mezcla compleja desustancias químicas que no pueden ser aisladas en compuestos específicos con algún grado deconsistencia. La toxicidad total del efluente se utiliza entonces como la variable relevante sustituta parapropósitos de control.

Existe una relación inversa entre toxicidad y la concentración del bioensayo, esto es, cuanto másbaja sea la concentración letal que mata 50% de los organismos, LC50, tanto más alta será la toxicidad delefluente. Como resultado, una unidad de toxicidad ha sido definida en la Sección 2 y se repite aquí como:

TUa,c = 100/(LC50 o EC50 o NOEL)T (3.1)donde:

TUa = Unidad tóxica aguda y TUc = Unidad tóxica crónicaLC5O = Concentración letal que mata 50% de los organismos en un determinado período de

exposición, comúnmente en 96 horasEC5O = Concentración que afecta (cambios adversos) 50% de los organismos en un determinado

período de exposiciónNOEL = Concentración que no afecta en forma adversa a los organismos, aún con exposición

continua

T Todos los valores expresados como dilución en porcentaje.

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Figura 3.1 Esquema general de identificación del problema

Los modelos simples discutidos posteriormente son generalmente aplicados a sustanciasquímicas específicas, o a unidades tóxicas, representando la mezcla compleja del efluente. Las ventajasrelativas para ambas aproximaciones, como se resume en U.S. EPA (1985), se dan en la Tabla 3.1.

En algunas ocasiones, la medida de toxicidad total del efluente puede ser la única aproximaciónfactible por la complejidad extrema y los cambios rápidos en una mezcla de producto industrial.

3.2 Escalas de espacio y tiempo

Es importante que se efectúe un análisis de las escalas espaciales y temporales del problema desustancias tóxicas bajo estudio. Tal análisis se puede hacer utilizando una aproximación simplificada, talcomo se discute posteriormente. La determinación de tales escalas es necesaria para establecerprogramas de muestreo y monitoreo, así como para definir los alcances de cualquier esfuerzo de modeladoa fin de asignar las descargas permisibles al curso de agua.

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Tabla 3.1 Ventajas y desventajas de los usos de sustancia química específicay toxicidad total del efluente

(U.S. EPA, 1985, p.2)

Ventajas Desventajas Uso de - Sistemas de tratamiento se diseñan - No todas las sustancias tóxicas en sustancia más fácilmente para cumplir con los aguas residuales complejas se conocen química requisitos de control de sustancias y, por lo tanto, no se pueden establecer específica químicas porque existen más datos de requisitos de control para todas las

tratamiento y porque los ingenieros sustancias tóxicas potenciales. encargados del tratamiento y las personas - No siempre está claro cuál es

el(los) que otorgan los permisos están más compuesto(s) tóxico(s) en la mezcla. familiarizados con los procedimientos - Puede resultar costoso medir sustancias - El destino de un contaminante puede tóxicas individuales, particularmente

medirse a través de modelos. cuando muchas de ellas están presentes - Los análisis químicos, en casos simples, en la mezcla. Las sustancias químicas

pueden ser más económicos que las orgánicas pueden, en particular, ser caras pruebas de toxicidad. para medirse. - Las sustancias químicas específica- - La biodisponibilidad de las sustancias

mente problemáticas, tales como tóxicas para organismos vivos en el lugar cancerígenos o sustancias químicas de la descarga no son evaluadas y las bioacumulativas, se pueden limitar interacciones entre sustancias tóxicas directamente. (por ejemplo, aditividad, antagonismo) no se pueden medir ni se toman en

cuenta. Uso de - Se mide la toxicidad agregada de - Faltan los datos de tratabilidad de la toxicidad todos los componentes de un efluente toxicidad del efluente, y los ingenieros total del complejo; y los efectos tóxicos se encargados del tratamiento y las efluente pueden limitar controlando un parámetro personas que otorgan permisos no están

toxicidad del efluente. familiarizadas con los procedimientos.- Se evalúa la biodisponibilidad de - Donde existan condiciones químicas/

constituyentes tóxicos para organismos físicas (cambios de pH, fotólisis, etc.) vivos y se miden los efectos de las cuales actúan sobre las sustancias interacciones de los constituyentes. tóxicas de forma tal que "liberan"

toxicidad aguas abajo, tal toxicidad no podrá

medirse en el efluente.- Las propiedades de sustancias químicas

específicas en efluentes complejos (tales como bioacumulación, carcinogenicidad) no se evalúan.

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3.2.1 Escalas espaciales

Las escalas espaciales se muestran esquemáticamente en la Figura 3.2. La escala local involucrael área de la zona de mezcla local, esto es, el área dentro de la cual pueden no alcanzarse los estándares.La escala local generalmente se extenderá desde alrededor de 0,1 a 1-5 km. Dentro de esta escala, sedeberá considerar la ubicación de la descarga, ensenadas, variaciones de profundidad y usos de agua.

Figura 3.2 Escalas espaciales local, regional y de cuenca que pueden ser consideradas en evaluaciones de sustancias tóxicas

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La escala regional extendida desde una distancia de alrededor de 1-5 a 10-50 km es de importanciasi existen indicaciones que las concentraciones residuales de la sustancia química pueden persistir hastala entrada de otra fuente aguas abajo y ser aditivas a la descarga de esa fuente. La concentraciónentonces puede alcanzar un valor máximo a una distancia aguas abajo de la descarga que se encuentraaguas arriba. El grado al cual una descarga se superpone a otra es una función de la concentración inicial,la tasa a la cual se pierde la sustancia química de la columna de agua y de los sedimentos y de lavelocidad y flujo del río.

Finalmente, se puede considerar la escala a nivel global de cuenca de un problema de sustanciastóxicas. En ella los aportes de sustancias químicas provienen de una variedad de fuentes de toda lacuenca y el impacto de tales fuentes se extiende a puntos de uso del agua en localidades lejanas. Laescala de cuenca puede ser del orden de más de 50 km.

La complejidad del problema generalmente se incrementa a medida que se aumenta la escala deespacio dado que se deben considerar las fuentes, la hidrología y los usos del agua adicionales. Unaevaluación sobre cuál escala es apropiada, involucra una aplicación preliminar de los principios que sepresentan a continuación y en la Sección 4 sobre el destino de sustancias químicas.

El punto en el cual una descarga tendría un impacto sobre la calidad del agua puede estimarsecalculando la distancia aguas abajo a la cual la concentración es 5% de la concentración máxima en elpunto de descarga, esto es, una reducción del 95%. Por lo tanto, esta distancia, designada como x0,95 es:

30 x0,95 = --- (3.2) KT

donde KT es la pérdida neta de la sustancia química (día-1) y U es la velocidad del río (km/día).

El cómputo de esta distancia supone que no se tendrá un aporte adicional de flujo de dilución de untributario o de aguas subterráneas. Si tales flujos de dilución ocurren, la distancia para obtener unaconcentración que sea 5% de la concentración original será, por supuesto, reducida. La distancia, talcomo se ha visto, depende de la tasa neta de pérdida de la sustancia química y de la velocidad de lacorriente. Las guías para estimar la pérdida neta de grupos de sustancias químicas y toxicidad se dan enuna etapa posterior. La Figura 3.3 muestra, como una aproximación muy preliminar, la distancia a la cualla concentración de la sustancia química podría descender en un 95% debido a las diferentes tasas depérdida y velocidades de la corriente. Una vez más se hace notar que los flujos de los tributarios y laescorrentía incremental pueden alterar significativamente esta distancia aguas abajo.

3.2.2 Escalas temporales

Las escalas temporales de los problemas de sustancias tóxicas se extienden a un rango muyamplio, dependiendo de la naturaleza del cuerpo de agua y del contexto específico de la evaluación. LaFigura 3.4 muestra las escalas de tiempo. Las escalas de tiempo corto, que consideran las oscilacionesde hora a hora y día a día, son de importancia para los efectos agudos en el ecosistema y para la saludpública a través de concentraciones altas por cortos períodos de tiempo. La variabilidad de día a día en laconcentración resulta de fluctuaciones de corta duración en la descarga (por ejemplo, descargasindustriales variables o aportes aleatorios de escorrentías ocasionadas por precipitaciones) acopladas conlas fluctuaciones hidrológicas de corta duración.

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Figura 3.3 Distancia para reducción de 95% de la concentración máxima en el punto de lanzamiento (sin dilución por entrada de afluentes)

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La escala de tiempo intermedia de estaciones de 1-2 años incluye efectos crónicos en elecosistema acuático, hidrología variable durante el año, deposición de sedimento durante períodos de bajoflujo, la subsiguiente resuspensión durante períodos de mayores flujos y fluctuaciones estacionales dedescargas tales como aplicación de plaguicidas y herbicidas.

Las escalas de tiempo mayores de año a año, hasta una década o más, incorporan los efectoscrónicos potenciales a la salud pública para ciclos estándares de vida. En estas escalas anuales sedeberá hacer una evaluación de la carga química histórica, o a la inversa, proyectada y el grado en quetales cargas han resultado en una acumulación a largo plazo en los sedimentos. Esto es especialmentesignificativo en lagos, grandes estuarios y ríos donde las sustancias químicas pueden alcanzarprofundidades significativas en los sedimentos, y actuar, en el largo plazo, como un depósito de sustanciasquímicas. Asimismo, en estas escalas de tiempo, la frecuencia de recurrencia de sequías e inundacionesdetermina hasta qué grado no se puede alcanzar un estándar de calidad de agua. Las inundacionespueden resuspender y arrastrar los depósitos del fondo con concentraciones potencialmente altas desustancias químicas, mientras que los niveles de sequía pueden resultar en altas concentraciones debido aun menor volumen de agua de dilución.

Para aproximaciones preliminares se puede identificar e incorporar estas escalas de tiempo envarios puntos, como por ejemplo, incluyendo distintos regímenes de flujo para los cálculos de la descargapermitida a fin de alcanzar tanto los requerimientos agudos como los crónicos. Para muchas aplicaciones,un análisis en estado permanente es apropiado cuando éste describe un promedio representativo para unaescala de tiempo dada y para un tipo de cuerpo de agua en particular.

Por lo tanto, la evaluación de las escalas relevantes de tiempo y espacio es un paso inicialimportante en el análisis de los problemas de sustancias tóxicas.

3.3 Descargas de sustancias químicas

Siguiendo el mecanismo de evaluación global de las escalas de tiempo y espacio, la evaluaciónpreliminar del problema continúa con la determinación de las descargas al sistema. Tales descargasincluyen:

a. Fuentes puntuales: municipales e industriales.b. Fuentes dispersas: de escorrentía, de áreas urbanas y no urbanas y de aporte atmosférico.

En general, siempre es preferible obtener mediciones directas de las descargas de sustanciasquímicas o sus mezclas. Pero, si tales mediciones no son posibles entonces se tendrían que haceralgunos estimados para proveer una primera base para una evaluación del problema.

3.3.1 Descargas puntuales

El Anexo 3.I presenta una recopilación de concentraciones y cargas de fuentes puntuales paravarias categorías de industrias y aportes municipales, las cuales fueron resumidas de diversas fuentes. Sehace notar que éstas referencias deben utilizarse únicamente como guías y que las concentracionesactuales y cargas para industrias específicas pueden ser muy diferentes. La disponibilidad de informaciónsobre la toxicidad de fuentes puntuales por categoría industrial no es muy accesible.

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3.3.2 Descargas dispersas

La información suministrada en este manual se refiere fundamentalmente a las fuentes dispersasno urbanas. Las descargas dispersas atmosféricas y urbanas se tratarán en forma de presentación generalresumida como elemento de referencia. El tratamiento en detalle de dichas fuentes exigiría ampliarconsiderablemente la extensión de esta sección, por lo que se ha preferido que el lector se remita a lasfuentes bibliográficas existentes.

3.3.2.1 Fuentes dispersas atmosféricas (Novotny & Chesters, 1981)

La contaminación atmosférica, en conjunción con las condiciones meteorológicas particulares,constituye un componente importante de los problemas debidos a descargas dispersas de sustanciasquímicas en el ambiente. El conocido fenómeno de la "lluvia ácida", de efectos devastadores para loscuerpos de agua del planeta, se origina por la emisión de dióxido de azufre y óxidos nítricos producidos porcombustión de carbono y automóviles.

El empleo extensivo de aerosoles que contienen cantidades apreciables de azufre, plaguicidas,compuestos orgánicos y polen, junto a otra materia particuladas como ceniza, nutrientes y compuestosquímicos (óxidos, nitritos, nitratos, cloruros, fluoruros, ozono, silicatos) entre otros, juega un papelimportante en dicha contaminación.

Las principales fuentes a nivel global de contaminación atmosférica son:

1. Emisiones urbanas e industriales (generación de energía, procesos industriales y calefaccióndoméstica),

2. Emisiones de agricultura y bosques como resultado de actividades antropogénicas:a. erosión del suelo por acción eólica durante períodos secos,b. fertilizantes/plaguicidas por erosión y/o volatilización,c. descomposición de residuos agrícolas y ganaderos que liberan amoniaco y metano, entre

otros, a la atmósfera.

3. Emisiones de origen natural a escala global:a. polvo de zonas áridas desérticas,b. fuegos en bosques y matorrales,c. erupciones volcánicas (ceniza, compuestos sulfúricos),d. hidrocarburos volátiles emitidos por actividades forestales o silvicultura,e. materia particulada desde los océanos (por ejemplo, sal),f. compuestos volátiles y trazas de gases por evaporación de grandes cuerpos de agua.

La entrada de contaminantes de origen atmosférico en las aguas superficiales se realiza por:

1. Partículasa. precipitación (lluvia y nieve),b. deposición en seco por sedimentación o impacto con vegetación y otras superficiesásperas

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2. Gasesa. precipitación,b. absorción por la superficie de la tierra,c. adsorción en partículas de aerosol y su posterior deposición

Transporte atmosférico

1. La materia particulada transportada por el viento (plaguicidas, químicos orgánicos) puede viajarlargas distancias y residir en la atmósfera durante mucho tiempo.

2. La fumigación aérea de plaguicidas contribuye significativamente a la carga arrastrada por laatmósfera. El grado de arrastre, dispersión y transporte de plaguicidas depende fundamentalmente,de las condiciones atmosféricas prevalecientes, la constitución química del plaguicida y el métodode aplicación.

3. Volatilización de plaguicidas desde el suelo, plantas y superficies acuáticas. Es superior cuandoel plaguicida se aplica en superficie que cuando es incorporado en el terreno.

Aunque cualquier sustancia química orgánica puede causar contaminación dispersa de carácterlocal, son los más persistentes, como plaguicidas organoclorados, DDT y derivados, aldrín, dieldrín yPCBs, los que producen el mayor impacto en el medio ambiente.

La concentración del contaminante en la atmósfera es determinada por el balance de masas entrelas fuentes y las pérdidas globales del contaminante.

dM ----- = Q - S(M) (3.3) dt

donde:

M = masa global del contaminante en la atmósferaQ = potencia de la fuente global del contaminanteS(M) = pérdida global del contaminante

El tiempo de residencia del compuesto químico en la atmósfera depende de su forma y suspérdidas. Por ejemplo, el tiempo de residencia promedio global de los aerosoles atmosféricos es de sietedías. Si es la fracción de una sustancia química orgánica presente en el aire y absorbido por el aerosol,su tiempo de residencia será calculada como T = 7/Ô. Para el DDT el valor de Ô se estimó en un rango de0,28 a 0,48 y para los PCBs parece ser inferior a 0,01. Esto indicaría que, mientras que el tiempo deresidencia para el DDT y compuestos orgánicos similares será de meses, en el caso de los PCBs puedeser superior a un año.

No hay datos suficientes sobre el destino de estos compuestos una vez que entran en laatmósfera. Es necesaria una mayor investigación para evaluar la alteración fotoquímica, adsorción a aerosoly pérdida y lavado de los químicos orgánicos llevados al aire.

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3.3.2.2 Fuentes dispersas urbanas (Novotny & Chesters, 1981)

La generación de contaminación dispersa en áreas urbanas se diferencia de las áreas no urbanasen que:

1. Muchas áreas urbanas son impermeables y por lo tanto la actividad hidrológica es mayor.

2. La mayoría de las superficies permeables en áreas residenciales o en las ciudades, excepto enlugares de construcción, están bien protegidas por césped que reduce la erosión.

3. Las cargas contaminantes en áreas urbanas se ven principalmente afectadas por acumulación debasuras, lluvia húmeda y seca y tráfico, mientras en las áreas no urbanas la principal causa decontaminación es la erosión y adsorción de contaminantes del suelo.

4. Durante períodos de tiempo más largos (estación, año), casi toda la contaminación depositada ensuperficies impermeables que no ha sido eliminada anteriormente por limpieza de las calles, vientoo degradación natural, se eliminará finalmente por escurrimiento superficial; mientras que en losterrenos de áreas no urbanas, la tasa de remoción depende de un conjunto de factores menosprevisible (protección de superficies, energía de lluvia, escorrentía superficial).

La carga atmosférica constituye una porción de la entrada de contaminantes debido a fuentesdispersas urbanas que puede tener un impacto significativo en la calidad del agua de escorrentía de lasgrandes metrópolis.

La cantidad de contaminante acumulado en las superficies impermeables se puede resumir en unsencillo balance de masa:

dP ---- = Ó I - Ó L (3.4) dt

donde:

P = cantidad de residuos callejeros o polvo y suciedad presente en la superficieÓ I = suma de las entradasÓ L = suma de las pérdidas

Esta Ecuación se puede ampliar al incluir los factores significativos que afectan la deposición yremoción de contaminantes en/sobre la superficie de las calles y el almacenamiento en los bordillos. Lasentradas incluyen: precipitación atmosférica, depósitos de basura, residuos de vegetación e impactos detráfico. Las pérdidas se deben principalmente a transferencia del polvo acumulado de la superficie hacia elbordillo. El viento, tanto natural como inducido por el tráfico, altura del bordillo, presencia o ausencia deáreas permeables adyacentes que actúan como trampas de contaminantes y los patrones generales deflujo aéreo afectan las pérdidas.

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La acumulación de contaminantes en áreas urbanas se debe fundamentalmente a procesosestocásticos y, por lo tanto, los modelos matemáticos sofisticados son a menudo menos fiables que losmodelos semiempíricos simplificados.

3.3.2.3 Descargas dispersas no urbanas

Aquellas áreas que requieren un planeamiento detallado de la calidad del agua, casi siempre estánformadas por una serie compleja de cuencas, de características de uso y configuración hidrológicaparticulares. Normalmente, las áreas no urbanas cuyas descargas se vierten a los cursos receptores,tienen variados usos como por ejemplo: forestación, agricultura, minería, tierras vírgenes, etc. Dada lacomplejidad del problema, se intentará dar una explicación sintética de la naturaleza general de lasdescargas no puntuales, tipo y magnitud; y se presentará una metodología simplificada para estimar lasdescargas de contaminantes a los cursos receptores.

Antes de referirnos a las evaluaciones numéricas de las descargas dispersas no urbanas, nosreferiremos a las relaciones cualitativas que deben ser establecidas: la relación entre el uso de la tierra ylos contaminantes potenciales y el impacto del ciclo hidrológico en el transporte de contaminantes.

3.3.2.4 Características generales de las descargas dispersas

a. Relación entre el uso de la tierra y los contaminantes potenciales

El uso de la tierra puede ser definido en varias categorías, de acuerdo a las actividades humanasque se puedan relacionar con el problema de contaminación. Se debe tener en cuenta que la calidad delagua que drene a los cursos receptores está influenciada también por propiedades intrínsecas de lacuenca, que son independientes del uso de la misma. Se detalla a continuación algunos usos potencialesde la tierra y los contaminantes más característicos, dejándose constancia que los mismos no constituyenla totalidad sino aquellos que se consideraron más importantes (véase la Tabla 3.2).

b. Relación entre el ciclo hidrológico y el transporte de contaminantes

El ciclo hidrológico determina en gran parte la regulación del tiempo, el volumen, la frecuencia y lacalidad de las descargas dispersas. Los usos de la tierra determinan la ubicación y forma de loscontaminantes, pero cualquier estimación de las cargas debe ser hecha teniendo en cuenta el papel de larespuesta hidrológica de la cuenca.

Yerjevich (1971) define muy acertadamente este concepto cuando expresa que "Las superficiescontinentales, acuíferos subterráneos, cuerpos de aguas interiores, plantas y suelo son ambientes conentradas complejas de agua, composiciones ambientales, respuestas y descargas. Esta trinidad entrada-respuesta-descarga, en combinación con dependencias mutuas y retroalimentaciones es definida comociclo hidrológico". La naturaleza de las entradas y salidas del sistema, como se puede ver en la Figura 3.5,debe ser comprendida antes de estimar la magnitud de las descargas distribuidas.

Dentro de la clasificación de entradas no controlables, la lluvia gobierna el sistema y determina ladistribución temporal de la escorrentía. En forma adicional, la precipitación pluvial y la radiación solar sonde carácter estocástico y variable en el espacio. Se denomina como entradas controlables, aquellassustancias o actividades de carácter atrópico. Estos efectos pueden ser controlados para disminuir lasdescargas no puntuales. Con referencia a las propiedades del sistema, algunas son independientes de laactividad humana, como puede ser la topografía; pero otras como la vegetación y la red de drenaje, sonsusceptibles de modificación.

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Las salidas del sistema son consideradas como parcialmente controlables, y la cuantificación delgrado de control está asociada al carácter incontrolable y estocástico de las entradas. Es importante eneste último caso, la división efectuada entre los flujos superficiales y subterráneos. La distribución de loscontaminantes en uno u otro sistema dependerá de las características del suelo, el tamaño de la cuenca yla conformación geológica.

Realmente, sólo puede lograrse éxito en el control de las descargas conociendo dónde essusceptible el sistema de tratamiento y la magnitud y frecuencia de las entradas y salidas al mismo.

3.3.2.5 Información sobre valores de descargas dispersas de plaguicidas

Los valores de carga dispersa, publicados en diferentes estudios, difieren hasta en varios órdenesde magnitud. Esto no es extraño considerando las variaciones en el uso de la tierra y las característicasespecíficas de cada cuenca. Existen tres tipos de información disponible: de lisímetros, de cuencas pilotoo de estudios de cuencas de drenaje. Cada tipo de trabajo tiene sus características propias y la mayor omenor confiabilidad en la información generada estará asociada a la magnitud del estudio.

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Tabla 3.2 Matriz de contaminación de descargas dispersas no urbanas

CONTAMINANTES FUENTES Sedimentos Nutrientes Plaguicidas Salinidad Materia Micro- Trazas de orgánica organismos metales

Construcción X X X X X X

Agricultura X X X X X X X

Selvicultura X X X X X

Manejo de residuos X X X X X

Modificación hidrológica X X X X

Minería X X X X

A fin de disponer de antecedentes para una evaluación rápida del problema de contaminantesagrícolas, en las Tablas 3.3, 3.4 y 3.5 se muestran los valores de pesticidas hallados en pequeñas cuencasde Estados Unidos. Se hace notar que la información sobre la aplicación para cosechas tropicales eslimitada.

3.3.2.6 Clasificación de los modelos de evaluación de descargas dispersas no urbanas

Existen en la actualidad varios modelos matemáticos que permiten evaluar el fenómeno deescorrentía de áreas no urbanas. Una forma de clasificarlos es mediante un método de resolución quepuede ser empírico, determinístico, estocástico o de simulación. Otra forma de clasificarlos sería teniendoen cuenta como actuan, la capacidad y propiedades del modelo frente al comportamiento de una cuenca,tal como fue descrito en la Figura 3.5. Una descripción completa de cada modelo y su clasificaciónrequeriría un esfuerzo significativo que excedería el objetivo de este manual. No obstante, se puede realizaruna clasificación aproximada empleando tres propiedades fundamentales de los modelos de este tipo: resolución espacial, resolución temporal y suposiciones de transporte.

De acuerdo a esto, en la Tabla 3.6 se pueden ver los principales modelos disponibles comparadoscon las tres propiedades mencionadas. Un resumen más completo y actualizado se presenta en Donigon yDean (1985) que incluye estos modelos y otros, como puede apreciarse en la Tabla 3.7.

3.3.2.7 Selección del modelo de evaluación de descargas dispersas no urbanas

De acuerdo a lo señalado en la Tabla 3.7, tomada de Donigion y Dean (1985), son varios losmodelos matemáticos propuestos para evaluar las descargas dispersas. Los mismos varían en la forma deevaluar y resolver el problema y en el grado de sensibilidad con que lo hacen. Para el caso que nos ocupa,se decidió proponer como modelo a emplear el desarrollado por el "Midwest Research Institute (MRI)" parala EPA (EPA, 1976, Areawide assessment procedures manual; EPA, l976, Loading functions for ...). Este

15

ENTRADAS NO CONTROLABLES

Precipitación (a) lluvia

(b) nieveRadiación solarContaminantes arrastrados por la lluvia

PROPIEDADES DEL SISTEMA

Suelo Topografía Vegetación ENTRADAS CONTROLABLES Red de drenaje

EnergíaProductos químicos de uso agrícolaDesechosPolíticas de manejo de la tierra

Estructuras

DESCARGAS PARCIALMENTE CONTROLABLES

Escorrentía superficial Escorrentía subterránea

Sedimentos Nitratos N - Orgánico Sales

N - Amoníaco Fósforo Plaguicidas Patógenos Orgánicos Metales

Figura 3.5 Respuesta de las descargas dispersas de contaminantes de una cuencaa la influencia de la hidrología y el uso de la tierra

16

Tabla 3.3 Descargas típicas de plaguicidas, medidas en pequeñas parcelas (44-5700 p2)(U.S. EPA, 1976, Areawide assessment procedures manual)

Cantidad Tipo de Descarga de plagui- Rango de descarga dePesticida aplicada aplicación Cultivo cidas en escorrentía plaguicida en (�b/ac) (�b/ac) escorrentía

Aldrín 1,3 SR cultivos 0,068Atracina 3,0 Inc. SR barbecho 0,0741 sedimento

5-138 µg/g 0,278 agua

500-11 000 µg/� 1,5 Inc. SR barbecho 0,031 sedimento 4-15 µg/g 0,111 agua 50-600 ppb 2,7 SR barbecho 0,176 100-10 340 µg/� agua 2,0 S maíz 0,1 100-200 µg/� 0,5-10 µ/g 4,0 S maíz 0,19 100-3800 µg/� 0,5-4 µg/g 2,0 SR maíz 0,05 50-2000 µg/�Dicamba 0,18-1,09 SR barbecho 0,013 0-4800 µg/�Diclobenil 6,0 Inc. SR barbecho 0,117 sedimento 4-37 µg/g

0,270 agua 100-900 µg/�Dieldrín 1,3 SR cultivos 0,061 1,6-14µg/g sedimentoDiurón 0,75 enlagunado algodón 0,0064 1-4 µg/�2,4 D-Amina 2,0 SR cultivos 0,0472,4 D-Butileter 2,0 SR cultivos 0,7 640 µg/�2,4 D-Isooctil 2,0 SR cultivos 0,8 1380 µg/�Endosulfán 0,9 S papas 0,003 1,0-19 µg/� 0,9 S raíz papas 0,002 Trazas-18 µg/� 0,65 S avena 0,00007 Trazas-3 µg/�Endrin 1,3 S papas 0,0l2 1,0-49µg/� 1,3 S raíz papas 0,008

Trazas-48 µg/� 0,27 S caña de azúcar 0,003 0,01-2,07 µg/� 0,36 S caña de azúcar 0,001 0,15-5,0 µg/�Fenac 3,0 S caña de azúcar 0,086 1-310 µg/�GS-l4254 2,0 S alfalfa 0,0004 100-3800 µg/�

0,5-10 µg/g 4,0 S alfalfa 0,0012 100-2000 µg/�

0,75-10 µg/�Linurón 2,0 enlagunado algodón 0,0006 2-124 µg/�Metoxiclor 22,0 SR pastizal 0,09 0,1-8,8 µg/�Piclorán 0,5 F pastizal 349-838 ppb 0,25 S 17ppb 0,9-1,8 SR barbecho 0,053 15-560 µg/�Prometrina 2,5 S algodón 0,0l3Toxafeno 24,6 F algodón 0,089 60 µg/�Trifluralín 1,25 Inc. algodón 0,0005

0,2-1,9 µg/� soya2,4,5-T 0,5 F pastizal 125-769 ppb 10,0 SR pastizal 0,005 1-380 µg/� 0,9-1,9 SR barbecho 0,03 7-3300 µg/� S = SuperficieInc = IncorporadoF = FollajeSR = Lluvia simulada

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Tabla 3.4 Descargas típicas de plaguicidas, medidas en pequeñas cuencas(U.S. EPA, 1976, Areawide assessment procedures manual)

Cantidad Tipo de Area de Descarga de plagui- Rango de descarga dePesticida aplicada aplicación Cultivo terreno cidas en escorrentía plaguicida en

(�b/ac) (ac) (�b/ac) Incremento de escorrentía

Atracina 3,0 S maíz 1,7-3,8 0,48 1,77-735 µg/gsedimento

Dieldrín 5,0 Inc. maíz primario 1,7 0,00035 agua 1,9-20 µg/� agua 0,11sedimento 1,6-l4 µg/g sedimento

5,0 Inc. maíz primario 2,7 0,035 0,4-4,1 µg/� agua

Piclorán 2,5 F pastura 3,0 0,00005 7-12 ppb

Propacloro 6,0 S (Superf. maíz) 1,7-3,8 0,138 117-491 µg/� agua

Toxafeno 9,0 F algodón cont. 38,5 0,0864 10-28 µg/�

Trifluralín 0,98 Inc. algodón cont. 38,5 0,00176

2,4,5-T 2,5 F pastura 3,0 0,0005 7-26 ppb

S = SuperficieInc. = IncorporadoF = Follaje

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Tabla 3.5 Porcentaje de pérdida de herbicidas aplicados en unacuenca experimental en Iowa, EE.UU.

(Johnson y Baker, 1982, 1984)

Porcentaje de Pérdida de Herbicidas Aplicados en 4 Mile Creek(1)

Precip. Año mm Alocloro Metribucín Propacloro Cianacina

1976 554 0,1 0,1 0,1 0,11977 828 0,0 0,0 0,0 0,01978 878 0,1 0,1 0,1 0,11979 1009 1,1 2,0 0,6 1,71980 744 1,9 0,8 0,4 1,6 (1) Area = 5055 ha

Tabla 3.6 Características relevantes de los modelos de descarga dispersa no urbana(U.S. EPA, 1976, Area wide assessment procedure manual)

Modelo a b c d e Características NPS AGRUN ACTMO ARM MRI Resolución espacial - Escala local (pocos

a cienes de acres) x x x x - Escala de tributarios x x x x x - Cuenca de drenaje x x

Resolución temporal - Evento de escorrentía x x x x - Promedio anual x x x x - Continuo x x x

Suposición de transporte - Sedimento x x x - Partición x x a. U.S. EPA, l976 (Modelling non-point pollution from ...) b. U.S. EPA, l975 (Agricultural watershed ...) c. Freere et al., 1975 d. U.S. EPA, l976 (Modelling pesticides and nutrients ...) e. U.S. EPA, l976 (Loading functions for assessment ...)

19

20

instituto estudió y preparó una serie de funciones de carga a fin de evaluar la magnitud de lasdescargas dispersas, las cuales asumen la forma de ecuaciones algebráicas que pueden ser resueltas sinel empleo de computadoras. Como en mayoría de los modelos, se emplea una modificación de laEcuación Universal de Pérdida de Suelos (EUPS). La expresión general de las funciones de carga del MRIes, en forma genérica:

Y(C)E = a Y(S)E CS(C) rc (3.5) donde:

Y(C)E = carga del contaminante C al curso receptora = constante dimensionalY(S)E = carga de sedimentos al curso receptor usando Ecuación 3.6CS(C) = concentración del contaminante C, en el perfil del suelo o en el aguarc = relación de enriquecimiento del contaminante C (sólo para plaguicidas)

a. Cálculo de Y(S)E (ton/año)

Se define Y(S)E como:

n

Y(S)E = Ó Ai (R K LS C P)i Sdi (3.6) i =1

donde:

Ai = Superficie de la subárea "i" (ha)R = Factor de erosión de lluvia y escorrentía (cm-ton fuerza/ha.hora)K = Factor de erosión de suelos (ton/ha.año.unidad R)LS = Factor topográfico (adimensional)C = Factor de disminución de la erosión debida al uso del terreno (adimensional)i = El valor de "n" dependerá de los usos del terreno y de las características del

mismoP = Factor de prácticas de control de erosión en tierras de cultivo (adimensional)Sd = Relación de liberación de sedimentos (adimensional)

El factor (R) se define numéricamente como la cantidad de Unidades de Erosión (UE) para unespacio de tiempo determinado. Se puede calcular de la siguiente forma:

nR = � Ri

(3.7) 1

donde:

Ri = ECi . Ii (30) = Indice de erosión de cada lluvia

ECi = Energía cinética de la tormenta (cm-ton fuerza/ha-cm)

Ii (30) = Intensidad máxima de 30 minutos (cm/hora)

21

Normalmente este factor se encuentra disponible en organismos del gobierno dedicados a talefecto, como ejemplo se muestra en unidades SIU en la Figura 3.6 el caso de Argentina (no para su empleopor otros países).

K refleja las características del suelo y su susceptibilidad de ser erosionado. La Tabla 3.8 muestraalgunos valores de K desarrollados para suelos de Argentina, los cuales deben ser verificados para lascondiciones locales.

LS representa los efectos combinados de la longitud (L) de la pendiente y su inclinación (S). LaFigura 3.7 permite la evaluación de este factor, las líneas punteadas indican los valores estimados para losrangos de pendiente e inclinación para los cuales no se disponía de información.

Las Tablas 3.9, 3.10 y 3.11 permiten evaluar el factor C de acuerdo a los diferentes usos de latierra.

Para el factor P, determinados usos del terreno contribuyen a mitigar la erosión, como puede ser laconstrucción de terrazas o parques perimetrales. La Tabla 3.12 permite evaluar este factor.

La relación Sd ha sido desarrollada para evaluar el sedimento liberado a un curso de agua en unpunto determinado, con referencia a la erosión global del área de drenaje arriba de ese punto. La Figura 3.8permite evaluar el valor de Sd, debiéndose expresar como porcentaje de la unidad.

b. Cálculo de CS (C) (ppm) La variable CS (C) se denomina CS (HIF) cuando se trata de plaguicidas y Csed (HM) o C(HM) cuando

se trata de metales pesados en sedimentos o agua. La metodología más adecuada para evaluar estefactor es el muestreo en el terreno. Si esta forma de trabajo no puede ejecutarse, se puede recurrir a losorganismos estatales encargados de la conservación de suelos.

c. Cálculo de rc

Esta relación de enriquecimiento de los sedimentos se refiere a que los contaminantes en los

materiales erosionados están a veces en mayor concentración que en el perfil del suelo.

El valor numérico de rc es simplemente la relación entre las dos concentraciones. La necesidad deesta relación se debe a que, la sorción es función del tamaño de partículas y la diferencia de superficieentre las fracciones del suelo. Por ejemplo, una relación entre el área superficial y la textura del terreno hasido desarrollada por Freere et al., (1975) para tres niveles de distribución, la misma muestra que:

SS = 200 (% arcilla) + 40 (% Limo) + 0,5 (% arena)

SS = área superficial específica

De esta forma se aprecia que el contenido de arcilla gobierna el área disponible para la interaccióncon los contaminantes.

Resulta por lo tanto importante que el factor rp sea evaluado para cada terreno.

22

Figura 3.6 Valores promedio de factores de erosión "R"(cm. Ton./ha-hora)

23

Tabla 3.8 Magnitud del factor de erosión de suelos, "K"(ton/ha.año.unidad R)

K en función del contenido de materia Textura orgánica del suelo* 0,5 1,5 2,5 3,5 4,5 5,5 Arcillosa 0,04 0,03 0,03 0,03 0,02 0,02

Arcillo-limosa 0,23 0,21 0,19 0,17 0,15 0,13

Arcillo-arenosa 0,06 0,06 0,05 0,05 0,04 0,03

Franco-arcillosa 0,23 0,21 0,19 0,17 0,15 0,13

Franco-arcillo-arenosa 0,09 0,08 0,07 0,07 0,06 0,05

Franco-arcillo-limosa 0,36 0,32 0,30 0,26 0,23 0,20

Franco 0,34 0,31 0,28 0,25 0,22 0,19

Franco-arenosa 0,31 0,28 0,26 0,23 0,20 0,17

Franco-limosa 0,64 0,58 0,53 0,47 0,41 0,36

Limosa 0,95 0,87 0,79 0,70 0,62 0,54

Areno-franco 0,15 0,14 0,13 0,11 0,10 0,09

Arenosa 0,11 0,10 0,09 0,08 0,07 0,06

Fuente: Rojas y Conde (1980).

(*) Los valores mostrados son promedios estimados de amplios rangos de tipos de suelos. Cuando latextura es próxima a un valor límite entre dos clasificaciones, usar el valor medio de K.

24

Nota: Las líneas discontínuas representan estimados para dimensiones de pendientes fuera del rango de longitudes y pendientes de los cuales se dispone de datos.

Figura 3.7 Representación gráfica de muestras de factores topográficos (LS) verus pendiente y longitud de pendiente

25

Tabla 3.9 Factor de disminución de erosión debida al uso del terreno, "C" Cultivos(U.S. EPA, Areawide Assessment Procedure Manual)

Tipos de uso del terreno Ejemplos Rango de valores de C

Vegetación permanente Bosques protegidos 0,0001-0,45LlanuraPastoreo permanentePradera permanente

Praderas establecidas Alfalfa 0,004-0,3TrébolCañuela

Granos pequeños Centeno 0,07-0,5TrigoCebadaAvena

Legumbres de semillas grandes Soya 0,1-0,65 Garbanzo

Maní

Cultivos de hilera Algodón 0,1-0,70PapasTabacoVerdurasMaízSorgo

Barbecho Barbecho de verano 1,0Período entre el aradoy el crecimiento delcultivo

26

Tabla 3.10 Magnitud del factor de erosión "C" para llanuras, pastizales y tierras vírgenesa

(U.S. EPA, Areawide Assessment Procedure Manual) Cobertura Porcentaje de suelo cubierto vegetal Tipo y altura Cobert.b de la cobert. % Tipoc 0 20 40 60 80 95-100

Sin cobertura G 0,45 0,20 0,10 0,042 0,013 0,003 apreciable W 0,45 0,24 0,15 0,090 0,043 0,011

Cobertura de 25 G 0,36 0,17 0,09 0,038 0,012 0,003maleza o W 0,36 0,20 0,13 0,082 0,041 0,011arbustos peque- 50 G 0,26 0,13 0,07 0,035 0,012 0,003ños (0,5 m W 0,26 0,16 0,11 0,075 0,039 0,011de altura) 75 G 0,17 0,10 0,06 0,031 0,011 0,003

W 0,17 0,12 0,09 0,067 0,038 0,011

Arbustos 25 G 0,40 0,18 0,09 0,040 0,013 0,003apreciables o W 0,40 0,22 0,14 0,085 0,042 0,011arbustos (2 m 50 G 0,34 0,16 0,085 0,038 0,012 0,003de altura) W 0,34 0,19 0,13 0,081 0,041 0,011

75 G 0,28 0,14 0,08 0,036 0,012 0,003W 0,28 0,17 0,12 0,077 0,040 0,011

Arboles sin 25 G 0,42 0,19 0,10 0,041 0,013 0,003arbustos W 0,42 0,23 0,14 0,087 0,042 0,011apreciables 50 G 0,39 0,18 0,09 0,040 0,013 0,003(4 m de altura) W 0,39 0,21 0,14 0,085 0,042 0,011

75 G 0,36 0,17 0,09 0,039 0,012 0,003W 0,36 0,20 0,13 0,083 0,041 0,011

a. Todos los valores mostrados asumen: distribución aleatoria del rastrojo o vegetación que cubre elterreno y la hojarasca muestra apreciable espesor donde existe.

b. Porción de la superficie total que estaría cubierta de la vista por la cobertura vegetal desde un puntode observación vertical.

c. G = La cobertura de la superficie es pasto, plantas tipo pasto o rastrojo y paja de por lo menos 5cm de altura.

W = La cobertura de la superficie está formada principalmente por plantas herbáceas de hoja anchacon raíces laterales cerca de la superficie y/o residuos no degradados.

27

Tabla 3.11 Magnitud del factor de erosión "C" para tierras madereras(U.S. EPA, Areawide Assessment Procedure Manual)

Condición de Porcentaje del Porcentaje del la población área cubierta bosque cubierto Malezasc Factor "C" por árbolesa por hojarascab

Reservas 100-75 100-90 Manejadasd 0,001 buenas No manejadasd 0,003-0,011

Reservas 70-40 85-75 Manejadas 0,002-0,004 medias No manejadas 0,0l-0,04

Reservas 35-20 70-40 Manejadas 0,003-0,009 pobres No manejadase 0,02-0,09

a Cuando la cobertura de árboles es menor del 20%, el área deberá ser considerada como tierra depastoreo o cultivo para estimar la pérdida de terreno.

b Se supone que la hojarasca del bosque tiene por lo menos 5 cm de profundidad, sobre el porcentaje deáreas cubiertas.

c Las malezas están conformadas por arbustos, malahierbas, pastos, enrredaderas, etc, en el área noprotegida por el bosque.

d Manejadas = cuando están controlados los pastoreos y fuegosNo manejadas = cuando los terrenos son sobrepastoreados o sujetos a fuegos frecuentes

e Para tierras madereras no manejadas con cobertura de cama de hojas menor que el 75%, los valores de"C" deben obtenerse tomando 0,7 de los valores de la Tabla 3.11.

Tabla 3.12 Magnitud del factor "P" para prácticas de control de erosión en tierras de cultivo(U.S. EPA, Areawide Assessment Procedure Manual)

Práctica de control de erosión Rango Labranza Labranza a Labranza Labranza a Cultivo con de la en el sen- través de de través de surcos enpendiente tido de la la pendiente contorno la pendiente contorno % pendiente sin surcos con surcos

2,0 - 7 1,0 0,75 0,50 0,37 0,25

7,1 - 12 1,0 0,80 0,60 0,45 0,30

12,1 - 18 1,0 0,90 0,80 0,60 0,40

18,1 - 24 1,0 0,95 0,90 0,67 0,45

28

29

3.3.2.8 Funciones de carga para plaguicidas

Y(HIF) = 10-6 . CS(HIF) . Y(S)E . rc (3.8)

(Para plaguicidas insolubles en aguacuando se conoce la concentraciónpromedio en el suelo por medio deestadísticas de organismos oficiales(kg/día)).

donde:

Y(HIF) = Carga total de plaguicidas (kg/día)Cs(HIF) = Concentración del plaguicidas en el suelo (mg/kg)Y(S)E = Carga de sedimentos liberados por erosión superficial (kg/día)rp = Relación de enriquecimiento de plaguicidas (adimensional)10-6 = Constante dimensional para obtener las unidades de Y(HM)sed

3.3.2.9 Funciones de carga para metales pesados

Y(HM)sed = l0-6 Csed(HM) . Y (S)E (3.9)

(Para metales pesados arrastrados porsedimento)

donde:

Y(HM)sed = Carga total de metales pesados (kg/día)Csed(HM) = Concentración de metales pesados en el sedimento erosionado (mg/kg)Y(S)E = Carga de sedimentos liberados por erosión superficial (kg/día)10-6 = Constante dimensional para obtener las unidades de Y(HM)sed

n Y(HM)sed = � Qn C(HM)n 8,64 l0-5 (3.10)

i=i

(Para cargas de metales pesadosprovenientes de descargas distribuidasidentificadas)

donde:

Y(HM)sed = Carga total de metales pesados para un área determinada (kg/día)C(HM)n = Concentración total de metales pesados descargados por la fuente "i" (µg/� )Qn = Caudal de la fuente "i" (litros/segundo)8,64 10-5 = Constante dimensional para obtener las unidades de Y(HM)sed

30

Y(HM)sed = QR [C(HM) - C(HM)B] 8,64 10-5 (3.11)

(Para cargas de metales provenientes dedescargas no identificadas a un cursoreceptor)

donde:

Y(HM)sed = Carga total de metales pesados (kg/día)C(HM)A = Concentración total de metales pesados en el curso receptor (µg/� )C(HM)B = Concentración total de metales pesados de base (µg/� )QR = Caudal del curso receptor (litros/seg)8,64 10-5 = Constante dimensional para obtener las unidades de Y(HM)sed

En el Anexo 3.II se encuentra un ejemplo detallado de la aplicación de esta metodología.

3.4 Evaluacion simplificada de ríos

El primer modelo simple a ser considerado es la descarga de una fuente puntual en un río. Laevaluación de tal descarga se inicia con una determinación de si el efluente se mezcla completamente en elárea transversal del río.

Si la determinación indica que el efluente no se mezcla completamente en el punto de la descarga,entonces es necesario evaluar la zona dentro de la cual ocurre la mezcla incompleta. Tal mezclaincompleta normalmente ocurre en sistemas de ríos grandes, donde se descarga en un lado del río. Elorden de magnitud de la distancia desde la descarga de una fuente puntual hasta la zona donde la mezclaes completa como el dado por Yotsukura (1968):

Lm = aUB2/H (3.12)

donde:

Lm = distancia desde la fuente a la zona donde la descarga se ha mezclado bienlateralmente, m

U = velocidad promedio del río, m/sB = ancho promedio del río, mH = profundidad promedio del río, ma = 8,5 para una descarga lateral y 4,3 para una descarga en medio río

3.4.1 Descarga puntual específica - dilución en el punto de la descarga

Se considera ahora el área donde el efluente está completamente mezclado en la seccióntransversal y el flujo de dilución puede ser estimado (Figura 3.9).

Un principio importante en el análisis de sustancias tóxicas es: En la práctica, para la mayoría delos problemas, la concentración máxima de la sustancia tóxica de una descarga puntual específica será enel punto de la descarga.

31

Figura 3.9 Balance de masas en el punto de lanzamiento

32

Entonces un balance de masa de la sustancia química en el punto de descarga será el siguiente:

(Qu cu + Qe ce ) (3.12a) c = ---------------------- Qu + Qe

= cu (1-Ö) + ceÖ (3.12b)

donde Qu (L3/T) y cu (M/L3) son el flujo y concentración aguas arriba del río, respectivamente, Qe y ce son elflujo y la concentración del efluente, respectivamente, y la fracción del flujo del efluente Ö, está dada por:

Ö = Qe/ [Qu + Qe] (3.13)

siendo c la concentración en el río después de la mezcla. Esta Ecuación es fundamental para los modelossimplificados de sustancias tóxicas descargadas de una fuente puntual y provee un estimado inicial para laconcentración máxima que se espera en el río.

La masa descargada W(M/T) está dada por:

W = Qece (3.14)

y el flujo total del río después de la descarga del efluente es:

Q = Qe + Qu (3.15)

Si se supone que la concentración cu aguas arriba es cero (el caso de descargas múltiples seconsidera posteriormente), entonces la concentración en el río está dada simplemente por la dilución de lacarga.

W c = --- (3.16) Q

Para un estándar o guía de calidad de agua (c r), la carga permitida está dada por: (W)permitida ≤ crQ - cuQu (3.17)

y si cu = 0 entonces,

(W)permitida ≤ crQ (3.18)

La concentración permitida del efluente (ce)permitida para cu igual a cero es entonces,

cr Q (ce)permitida ≤ ------- (3.19) Qe

o,

(ce)permitida ≤ cr / Ö (3.20)

33

Las ecuaciones 3.17 y 3.20 se pueden utilizar para estimar la carga y concentración permitida delefluente, para una sustancia química específica o un efluente complejo representado por unidades tóxicas.El problema ejemplo 3.II.2 (véase el Anexo 3.II) brinda una ilustración del cálculo de toxicidad.

No obstante, quedan varias preguntas importantes:

1. ¿Cuál es la concentración de calidad de agua que se debe utilizar, esto es, cuál es el estándar o guíaapropiado de calidad de agua?

2. ¿Cómo se incorporan las consideraciones agudas y crónicas? Esto es, ¿cómo se incluyen losaspectos de duración de exposición y la frecuencia permitida para exceder la norma?

3. ¿Cuál sería el flujo, esto es, qué frecuencia de flujo y duración debe ser utilizado para efectuar elcálculo de dilución?

La primera pregunta se relaciona con la evaluación y manejo del riesgo discutido en la Sección 2. El cálculo simple de dilución (Ecuación 3.19) permite la evaluación de la sensibilidad de las limitacionesresultantes de efluentes, a varios niveles de riesgo expresados cuantitativa o cualitativamente a través deestándares de calidad de agua en los ríos. Esto se presenta en la Figura 3.10.

La segunda y tercera preguntas han sido evaluadas de varias maneras en años recientes. Se hasugerido la concentración aguda deseable como:

Criterio de Concentración Máxima = valor agudo / 2

y se ha sugerido como Criterio de Concentración Promedio: la concentración promedio de 30 días (U.S.Federal Register 7/21, 1984).

Sin embargo, la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (1985), ha recomendadomás recientemente lo siguiente:

1. El Criterio de Concentración Máxima (CMC, por sus siglas en inglés), para niveles agudos, es elperíodo promedio de exposición de una hora, pero se reconoce que en la práctica un permisoúnicamente puede ser promulgado para un día. Para la toxicidad total del efluente, el CMC es lamáxima concentración en el río para controlar efectos agudos en el ecosistema acuático y serecomienda:

CMC < 0,3 TUa (3.21)

Para sustancias químicas específicas, se deberán utilizar concentraciones individuales que no sedeben sobrepasar. La Tabla 2.A.II.1 proporciona algunas guías.

2. El Criterio de Concentración Continua (CCC) para niveles crónicos define el período promedio deexposición de cuatro días. Para toxicidad total del efluente se recomienda:

CCC < 1,0 TUc (3.22)

Otra vez, para sustancias químicas específicas, se deben evaluar concentraciones individualesmáximas deseadas, y la Tabla 2.A.II.1 proporciona algunas guías.

34

Figura 3.10 Efectos de dilución sobre los estándares de calidad de agua en ríos y riesgos relativos resultantes. Ejemplo con el Tetracloruro de Carbono

35

3. La frecuencia en que exceden la norma tanto para CMC como para CCC no debe ser más de una vezcada tres años.

4. Para "sistemas sin stress", las frecuencias y duración del flujo de 1Q5 y 7Q5 deben usarse para CMCy CCC, respectivamente (1Q5 = flujo diario mínimo que podría ser igualado o excedido una vez cadacinco años, en promedio; 7Q5 = flujo promedio mínimo de siete días que podría ser igualado oexcedido en severidad una vez cada cinco años, en promedio) (véase la Figura 3.11).

5. Para "sistemas bajo stress", las frecuencias y duración del flujo de 1Q10 y 7Q10 deberán usarse paraCMC y CCC, respectivamente.

En resumen, el cálculo de dilución en el punto de descarga provee un estimado de la concentraciónmáxima de la sustancia tóxica esperada para un flujo estable del río. Por lo tanto, se puede utilizar elcálculo simple de la Ecuación 3.17 ó 3.20 para alcanzar un estándar o guía de calidad de agua.

3.4.2 Destino de la sustancia química aguas abajo

Hay dos situaciones en donde es de interés estimar el destino aguas abajo de una sustanciaquímica descargada:

a. Hay un punto crítico de uso del agua, aguas abajo de una descarga puntual y es necesario estimarla concentración en dicho punto (por ejemplo, una toma de agua potable),

b. hay varias descargas de la misma sustancia química o varios aportes de toxicidad a lo largo del ríoy se tiene que estimar la concentración total o toxicidad total.

El destino de la sustancia química o mezcla de las mismas, aguas abajo, depende de:

a. Las propiedades del río, tales como profundidad, velocidad y dilución aguas abajo debido ainfiltración de aguas subterráneas o afluentes tributarios,

b. las propiedades químicas, tales como volatilización, biodegradación, o partición a los sólidossuspendidos.

La Sección 4 discute estos factores en mayor detalle. Un resumen simplificado se presenta enesta Sección. En el cómputo del destino de una sustancia química o de una mezcla de sustanciasquímicas aguas abajo, un punto importante es que el cálculo es muy similar, sino idéntico, para el caso deun análisis preliminar, como para el cómputo clásico de calidad de agua para contaminantes tradicionalesen ríos. En la Sección 4 se demuestra que, para ríos, la Ecuación básica bajo condiciones de estadopermanente es (véanse las ecuaciones 4.69 y 4.91):

vT

c = co exp [-(K T + q1 ) t*] = co exp [-( ------- + q'1 )x] (3.23) H1U

donde c es la concentración como una función de la distancia aguas abajo, co es la concentración otoxicidad de la sustancia química en el río, después de la mezcla en el área de descarga, KT, como se haexpresado anteriormente, es la tasa de pérdida de la sustancia química (T-1), y vT es la pérdida neta de lasustancia química expresada como una velocidad (L/T), t* es el tiempo de traslación (= x/u), q'1 es lapendiente del logaritmo natural del flujo del río con la distancia y q1 es la pendiente del flujo del río basadoen el tiempo de traslación.

36

Figura 3.11 Distribución log-normal de flujos de ríos para diferentes duraciones

37

El cálculo del destino de la sustancia tóxica, o la toxicidad del efluente o efluentes aguas abajodepende entonces del estimado de la dilución del río y de la tasa de pérdida de la sustancia química. LaFigura 3.12 es una ilustración.

La descarga de una sustancia conservativa sin dilución adicional resultaría en una concentraciónconstante en la dirección aguas abajo (Figura 3.12a), dada por la Ecuación 3.23 con KT y q1 = 0.

c = co (3.24)

La determinación de si hay infiltración de aguas subterráneas o drenaje de escorrentía aguas abajose puede efectuar examinando la distribución aguas abajo de una sustancia conservativa conocida, talcomo: cloruros o sólidos disueltos totales u otro trazador.

Si existe dilución entonces una sustancia conservativa puede mostrar un comportamientoaparentemente no conservativo tal como se muestra en la Figura 3.12b. Entonces, para KT = 0, pero q1 �0, la Ecuación 3.23 es:

c = co exp(- q1t**) (3.25)

lo que indica una pérdida exponencial de la sustancia conservativa debido a la dilución distribuida aguasabajo.

Finalmente, si la sustancia tóxica no es conservativa, esto es, la sustancia química sufre pérdidaspor biodegradación, volatilización u otra causa, y también ocurre dilución, entonces la Ecuación 3.22 en sutotalidad prevalece tal como se muestra en la Figura 3.12c.

Si un tributario ingresa aguas abajo o hay una descarga adicional de aguas residuales, entonces setiene que estimar el efecto acumulativo de los aportes adicionales, tal como se muestra en la Figura 3.13. El procedimiento es simple. Después que se efectúa un estimado de la naturaleza conservativa o noconservativa de la sustancia química o de la mezcla, entonces la concentración se calcula desde el puntode descarga hasta el punto aguas abajo donde entra un tributario o una descarga adicional. A la entradadel tributario o de la descarga, se hace un balance de masa para proveer una concentración inicial nuevapara una aplicación posterior de la Ecuación 3.22. Este procedimiento es idéntico al utilizado para elanálisis de la calidad del agua de contaminantes convencionales.

La Tabla 3.13 provee algunas guías para la evaluación preliminar del destino aguas abajo. Como seindica, tanto los metales pesados como las mediciones de toxicidad se pueden asumir como parámetrosconservativos para primeras aproximaciones. Por lo tanto, únicamente se necesita considerar dilución paraestos parámetros. Para las sustancias químicas orgánicas se ha hecho una división arbitraria basada en lasolubilidad de la sustancia química en agua.

Lo razonable es que a solubilidades menores que 1µg/�, la sustancia química se absorbería a lossólidos por el coeficiente de partición relativamente alto (alrededor de 104-106 �/kg, véase la Sección 4).Asimismo, para tales sustancias químicas, la tendencia general sería biodegradarse o volatilizarse a ungrado menor, aunque tales pérdidas ocurrirían en grados variables. Sin embargo, para primerasaproximaciones tales sustancias químicas de baja solubilidad pueden suponerse como conservativas.

38

Figura 3.12 Ilustración del destino posible de sustancias químicas o toxicidad aguas abajo del punto de descarga

39

Figura 3.13 Esquema del impacto de tributario y fuente puntual adicional aguas abajo

40

Tabla 3.13 Guías para estimar la tasa de pérdida de sustanciasquímicas y toxicidad aguas abajo

Grupo Guías (1)

Metales pesados Conservativo (KT = 0) y aditivo

Toxicidad Conservativo (KT = 0) y aditivo

Sustancias químicas orgánicas Conservativo (KT = 0) y aditivoSolubilidad en agua <1 µg/�

Sustancias químicas orgánicas Tasa estimada de pérdida (Ecuación 3.26)Solubilidad en agua >1 µg/�

(1) En todos los casos, se deberá incluir la dilución en la dirección aguas abajo.

La tasa de pérdida se tiene que estimar para sustancias químicas orgánicas con solubilidadesmayores de alrededor de 1µg/�. Para primeras aproximaciones, la tasa neta de pérdida vT (= KTH) estarádada por (ver las Ecuaciones 4.92 y 4.127):

vT = KTH1 = (KdH1 + KL) fd + vnfp (3.26)

donde Kd(T-1) es la tasa de pérdida de la sustancia química por procesos tales como biodegradación,fotólisis o hidrólisis, KL es la pérdida debida a volatilización (L/T), fd es la fracción de la concentración totalde la sustancia química en la forma disuelta y es una función del coeficiente de partición de la sustanciaquímica, fp (= 1 - fd) es la fracción de la sustancia química total absorbida a las partículas (véase laEcuación 4.19) y vn es la velocidad neta de pérdida de sólidos en el río (L/T).

Se puede suponer que la pérdida neta de sólidos es igual a cero para ríos. Por lo tanto, vn = 0 y latasa de pérdida de la sustancia química depende únicamente de la tasa de pérdida (biodegradación,fotólisis o hidrólisis), la tasa de volatilización y la fracción disuelta.

La Tabla 3.14 provee algunas guías para estimar la fracción de la sustancia química que está en laforma disuelta. La Figura 3.14 muestra el rango de la tasa de pérdida por volatilización como una funciónde la profundidad del río y de las características de reaeración. Esta figura es para sustancias que secontrolan por la película líquida y representa sustancias con una constante de Henry mayor a 10-4 atm-m3/mol (véase la Sección 4.5.2.1a para la discusión de la volatilización).

La Sección 4.5.2.1 muestra detalles para estimar las tasas de pérdida por biodegradación, fotólisise hidrólisis. Estas tasas generalmente son específicas para cada lugar y para cada sustancia química yno hay guías disponibles. Sin embargo, para primeras aproximaciones se sugiere que la tasa Kd sea iguala cero si no hay información específica de las tasas de degradación para la sustancia química enparticular.

41

La Tabla 3.14 también da la relación aproximada de sustancia química absorbida en las partículassuspendidas (r) referida a la concentración total en la columna de agua. Por lo tanto,

π = r/cT (3.27)

para π en µg/g(d) ÷ µg/�, r en µg/g(d) y cT en µg/� (g(d) = gramos peso seco).

La concentración de la sustancia química en partículas en los sedimentos se puede suponer iguala la de la concentración de la sustancia química en partículas en la columna de agua, esto es,

r2 = r1 (3.28)

donde r2 es la concentración de la sustancia química en partículas de sedimentos y r1 es la concentraciónde la sustancia química en partículas en la columna de agua, ambas en µg/g(d).

En algunos casos se dispone de datos para estimar el destino aguas abajo. La Sección 4.5.1discute esto en detalle. Siendo así, el logaritmo natural de los datos se puede graficar versus distancia yse puede obtener la pendiente como un estimado de la pérdida total de la sustancia química en el río.También, debido a que la concentración en los sedimentos es directamente proporcional a la concentracióntotal en la columna de agua a través de las Ecuaciones 3.27 y 3.28, un gráfico de los logaritmos naturalesde la concentración de la sustancia química en los sedimentos proveerá un estimado de la tasa total depérdida de la sustancia química. Finalmente, como se explora en la Sección 4, si se hace un gráficosimilar de la concentración de la sustancia química en peces, es posible realizar otro estimado de la tasade pérdida, KT.

En resumen, esto demuestra que el cálculo del destino de la sustancia química o de la mezcla essimilar al procedimiento para parámetros convencionales de calidad de agua. Para muchas sustanciasquímicas, incluyendo las mediciones de toxicidad, la suposición de que la sustancia química esconservativa es apropiada para primeras aproximaciones. Si no se puede hacer esa suposición, entoncesse tiene que hacer un estimado de la tasa de pérdida aguas abajo utilizando las guías preliminaresdiscutidas en esta sección o los cálculos más detallados de la Sección 4.

También se pueden aplicar las ecuaciones clásicas para contaminantes tradicionales, tal comoDBO, a descargas distribuidas uniformes de sustancias tóxicas aplicando los mismos conceptos yamencionados.

Se hace referencia a Thomann y Mueller (l987) para detalles sobre las ecuaciones apropiadas.

42

Tabla 3.14 Fracción aproximada de la sustancia química totalen su forma disuelta y en partículas

Solubilidad de fd - Fracción de la Razón de concentración en par- la sustancia sustancia química en forma tículas a concentración total química disuelta r/cT ( µg/g ÷ µg/� )(2)

(µg/�)(1)

Rango Media aprox. Rango Media aprox.

Sustancias químicas orgánicas

> 100 0,5-1,0 0,7 0-50 1010-100 0,3-0,9 0,5 0,1-70 50 <10 0,3-0,8 0,4 0,2-70 60

Metales pesados

0,6-1,0(3) 0,8 0,4-16(4) 2,5

(1) Notas: Aproximado de las Figuras 4.10 y 4.11 y siguiente:

Kow = 105cw -0,67; peso mol. = 300; rango de sólidos 10-1000 mg/�

foc = 0,1

(2) r/cT = (1 - fd)/(0,01 - 1,0)

(3) De la Figura 4.7 y r/cT = (1 - fd)/(0,01 - 1,0)

(4) De la Figura 4.23

43

Figura 3.14 Rango de tasas de pérdida por volatilización en función de la profundidad del río para diferentes tasas de transparencia de oxígeno

44

Bibliografía

1 DONIGIAN, A.S. y DEAN, J.D. 1985. Non-point source pollution models for chemicals. In"Environmental exposure from chemicals". CRC Press Inc., Boca Raton, Florida.

2 FREERE, M.H.; ONSTAD, C.A.; y HOLTAN, H.N. 1975. An agricultural chemical transport model. ACTMO: Agricultural Res. Serv. Pub., U.S. Department of Agriculture. ARS-H-3.

3 IRURTIA; MUSTO y CULOT. 1984. Evaluación a nivel nacional del potencial de degradación yriesgo de erosión de los suelos. Instituto Nacional de Tecnología Agropecuaria. Secretaría deEstado de Agricultura, Ganadería y Pesca. Argentina.

4 JOHNSON y BAKER. l982. Project Summary. "Field-to-stream transport of agricultural chemicalsand sediment in an Iowa watershed. Part I: Data base for model testing (1976-1978)". U.S. EPA,Env. Res. Lab., Athens, Georgia, EPA-600/33-82-032, 4 p.

5 JOHNSON y BAKER. l984. Project Summary. "Field-to-stream transport of agricultural chemicalsand sediment in an Iowa watershed. Part II: Data base for model testing (1974-1980)". U.S. EPA,Env. Res. Lab., Athens, Georgia, EPA-600/53-84-055, 5 p.

6 NOVOTNY, V. y CHESTERS, G. 1981. Handbook of nonpoint pollution. Sources andManagement. Van Nostrand Reinhold Environm. Engin. Series. 555 p.

7 ROJAS y CONDE. 1980. Técnicas de conservación de suelos. Estación Experimental MarcosJuárez. Instituto Nacional de Tecnología Agropecuaria. Secretaría de Estado de Agricultura,Ganadería y Pesca. Argentina.

8 THOMANN, R.V. y MUELLER, J.A. 1987. Principles of surface water quality modeling and control. Harper & Row, Publishers, New York.

9 U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. l975. Agricultural watershed runoff model for theIowa-Cedar River basins. Roesner. Rep. for EPA's Syst. Develop. Branch. November, l975.

10 U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. l976. Modeling pesticides and nutrients onagricultural lands. Donigian, Crawford. EPA Pub. EPA-600/2-76-043. February, l976.

11 U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. l976. Loading functions for assessment of waterpollution from nonpoint sources. Midwest Research Inst. Kansas City, Mo.

12 U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. 1976. Modeling nonpoint pollution from the landsurface. Donigian, Crawford. EPA Pub. EPA-600/3-76-083. July, l976.

13 U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. 1976. Areawide Assessment ProceduresManual. Municipal Environmental Research Lab. Cincinnatti, Ohio. Vol. I, II, III and IV.

14 U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. 1985. Technical support document for waterquality-based toxics control. Off. of Water Enforce and Permits. Off. of Water Regs. and Stds.,Washington, D.C., 74 pp. plus appendix.

15 U.S. FEDERAL REGISTER. 1984. EPA request for comments on nine documents containingproposed ambient water quality criteria. 49FR4551 Feb. 7, 1984.

16 YEVJEVICH. l97l. The structure of inputs and outputs of hydrologic systems. Water ResourcesPublications, Colorado State University.

17 YOTSUKURA. 1968. As referenced in prelimiary report Techniques of Water ResourcesInvestigators of the U.S. Geological Survey, Measurement of Time of Travel and Dispersion by DyeTracing; Book 3, Chapter A9; by Kilpatrick, F.A., Martens, L.A., and Wilson, J.F. 1970.

Anexo 3.I

RECOPILACIÓN DE ALGUNA INFORMACIÓN SOBRE FUENTES PUNTUALESDE SUSTANCIAS QUÍMICAS

46

Tabla 3.A.I.1 Descargas de halocarburos volátiles en el río Detroit(Comba y Kaiser, l985)

Caudal de Halocarbonosd

efluente industriales Fuente 103 m3 /d CFa BDCMb MCc totales

Planta de Tratamientode aguas negras deDetroit 2400 360 166 2400 3820

Ford Canada 179 65 1600 1866

Allied Chemical Canadá 136 1200 4096e

Great Lakes Steel 513 150 600 1189

McLouth Steel 453 200 310 1574f

a. CF = cloroformo b. BDCM = bromodiclorometano c. MC = cloruro de metileno d. Total = CF, BDCM, MC, más 1,1,1-tricloroetano (TCA), tricloroetileno (TCE), tetracloroetileno

(TECE), tetracloruro de carbono, Freon 11 y Freon 12 e. Freon 11 a 1300 ng/� f. Incluyendo TCE a 130 ng/�, TECE a 280 ng/� y TCA a 150 ng/�

47

Tabla 3.A.1.2 Características de aguas residuales industriales crudas(U.S. EPA, 1980. Treatability Manual, Vol. 1)

Industria: Manufactura de hierro y acero

Compuestos Concentración Carga(1) Compuestos Concentración Cargaquímicos µg/� kg/d químicos µg/� kg/d Rango Promedio Promedio Rango Promedio Promedio

Metales e inorgánicos Aromáticos

Antimonio NE(2)-440 140 25 Benceno NE-43(3) 2(3) 360Arsénico NE-440 120 22 Etilbenceno NE-39(3) 61 11Cadmio NE-770 270 49 Nitrobenceno NE-NE 2,4(3) 252Cromo NE-95(3) 3(3) 540 Tolueno NE-17(3) 590

106Cobre NE-NE 915 165Cianuros NE-190(3) 5,5(3) Hidrocarburos aromáticos polinuclearesPlomo NE-25(3) 3100 560Mercurio NE-1300 70 13 Antraceno NE-2,8(3) 91 16Níquel NE-120(3) 5(3) 900 Criseno NE-2,2(3) 94 17Selenio NO-670 67 12 Fluoranteno NE-3,1(3) 110 20Zinc NE-160(3) 7(3) 1300 Naftaleno NE-29(3) 2,3(3) 414

Fenantreno NE-2,8(3) 99 18Pireno NE-26(3) 79 14

Ftalatos Hidrocarburos halogenados

Bi(2-etilexil) Cloruro de ftalato NE-10(3) 450 81 metileno NE-140 50 9

Cloroformo NE-1400 64 3Compuestos nitrogenados Tetracloruro

de carbono NE-NE 40 7Acrilonitrilo NE-12(3) 7(3) 1200

Fenoles Misceláneos

Fenol NE-12(3) 17(3) 3100 Isoforone NE-NE 4(3) 7202-clorofenol NE-670(3) 1,4(3) 250Pentacloro- fenol NE 76 142,4-Dimetil- fenil NE-84(3) 4(3) 720p-cloro-m- cresol NE-4300 200 364-6-Dinitro- o-cresol NE-970 130 23

Notas:(1) Carga obtenida utilizando flujo promedio de 180 000 m3/d. El flujo presente puede diferir

considerablemente.(2) NE - No Existente(3) mg/�

48

Tabla 3.A.I.3 Características de aguas residuales industriales crudas(U.S. EPA, 1980. Treatability Manual, Vol. 1)

Industria: Manufactura de metales no ferrosos

Compuestos Concentración Carga(1)

químicos µg/� kg/d Rango Promedio Promedio

Metales e inorgánicos

Antimonio ND(2)-80(3) 5,6(3) 297Arsénico ND-310(3) 13 689Cadmio 2,3-80(3) 5,4(3) 286Cobre 13-2100(3) 75(3) 4000Plomo ND(4) 960(3) 51 000Níquel ND-3100(3) 91(3) 4800Selenio ND-240(3) 950 50Zinc ND-2000(3) 190(3) 10 000

Hidrocarburos aromáticos polinucleares

Criseno ND-10(3) 160 8Fluoranteno ND-3(3) 55 3Naftaleno ND-5(3) 110 6Fenantreno ND-3(3) 46 2Pireno ND-7(3) 130 7

Hidrocarburos halogenados

Cloruro de metileno ND-88(3) 680 36Cloroformo ND-1800 61 11Tetracloruro de carbono ND-2300 81 4

Notas:

(1) Carga obtenida utilizando flujo promedio de 53 000 m3/d. El flujo presente puede variarconsiderablemente.

(2) ND - No Detectado(3) mg/�(4) = 2,7.104 mg/�

49

Tabla 3.A.I.4 Características de aguas residuales industriales crudas(U.S. EPA, 1980. Treatability Manual, Vol. 1)

Industria: Manufactura de sustancias químicas inorgánicas

Compuestos Concentración Carga(1)

químicos µg/� kg/d Rango Promedio Promedio

Metales e inorgánicos

Antimonio NE(2)-1115(3) NE 14Arsénico NE-956(3) NE 12Cromo NE-67(4) NE 840Cobre NE-157(3,4) NE 2000Cianuros NE-2800(3) NE 35Plomo NE-160(3,4) NE 2000Mercurio NE-3500(3) NE 44Níquel NE-110(3,4) NE 1375Zinc NE-35(3,4) NE 440

Hidrocarburos halogenados

Cloroformo NE-690(3) NE 9Tetracloruro de carbono NE-200(3) NE 2Hexacloro- etano NE-90(3) NE 1Diclorobro- moetano NE-310(3) NE 4Tetracloro- etileno NE-196(3) NE 12

Notas:

(1) Carga obtenida utilizando flujo promedio de 25 000 m3/d. El flujo presente puede variar considerablemente.

(2) NE - No Existente; ND - No Detectado(3) Promedio de máximos reportados por varios segmentos o subcategorías de industrias(4) mg/�

50

Referencias

1 COMBA, M.E. y KAISER, K.L.E. 1985. Volatile halocarbons in the Detroit River and theirrelationship with contaminant sources. J. Grt. Lakes Res. 11(3):404-418.

2 U.S. EPA. 1980. Treatability manual. Volume I, Treatability data. ORD, USEPA, EPA-600/8-80-042a, Wash. D.C. 15 Sections.

Anexo 3.II

PROBLEMAS EJEMPLO 3.A.II.1 y 3.A.II.2

52

Problema Ejemplo 3.A.II.1*

Datos

Localización de la cuenca: parte sur de la Provincia de Corrientes.

Características de la cuenca Uso de la tierra

Cultivo Pastizales Total

Superficie (ha) 222,585 182,115 404,700Pendiente predominante (%) 6 8 -Longitud de la pendiente predominante (metro) 91,44 60,96 -Tipo de suelo (textura) franco-limosa franco-limosaContenido de materia orgánica (%) 4,5% . 4,5%Longitud total del río involucrada (km) - - 1,609

Actividades del uso del terreno cultivo de 80% del terrenogranos, cont., cubiertoarado de con-torno, losresiduos nose recogen

Dada la cuenca precedente, se desea saber en forma aproximada cuál es el aporte de plaguicidasdel área agrícola al recurso hídrico involucrado, teniendo en cuenta que el compuesto empleado es Dieldriny se desconoce su tasa de aplicación.

1. Cálculo de la carga de sedimentos al cuerpo receptor Y(S)E

nY(S)E = Ó Ai (R . K . LS . C . P)i Sdi

i =1

-------------------------------- * Los datos consignados en el ejemplo corresponden a un caso hipotético.

53

a. Cálculo de la relación de liberación de sedimento, adimensional (Sd)

Densidad de drenaje Dd = long. curso receptor involucrado

área de la cuenca

1,609 km 100 ha Dd = --------------- ---------- = 0,398 km/km 404,700 ha 1 km

De la Figura 3.8, con 1/Dd = 2,52 km2/km y empleando la curva que indica un tipo de suelopredominantemente limoso, se obtiene un valor de Sd = 50% = 0,50

b. Cálculo del factor de erosión de lluvia y escorrentía (R) (cm-Tnm/ha.hora)

De la Figura 3.6 se obtiene, interpolando, para la parte sur de la Provincia de Corrientes un valor deR = 750.

c. Cálculo del factor topográfico, adimensional (LS)

Con los datos disponibles de longitud de pendiente y pendiente predominante, y mediante elempleo de la Figura 3.7 se obtienen los valores de LS:

Cultivo = 1,2 Pastizales = 1,4

d. Cálculo del factor de erosión de suelos (ton/ha.año.unidad R) (K)

Con los datos de textura y el % de materia orgánica de los suelos y el empleo de la Tabla 3.8 secalcula el valor de K para los diferentes usos de la tierra.

K = 0,41 (para ambos usos del suelo)

e. Cálculo del factor de disminución de la erosión debida al uso del terreno, adimensional (C)

De las tablas 3.9 y 3.10 se obtienen los valores de C.

Cultivo = 0,4 Pastizales = 0,013 (sin cobertura apreciable y 80% de suelo cubierto)

54

f. Cálculo del factor de prácticas de control de erosión en tierras de cultivo, adimensional (P)

Con los datos de pendiente y prácticas de control de erosión del suelo, a partir de la Tabla 3.11 seobtienen los valores de P:

Cultivo = 0,5 Pastizales = 1,0 (pendiente del 6% y labranza (pendiente del 8% y labranza en el

de contorno) sentido de la pendiente)

g. Cálculo de Y(S)E

Cultivo: Y(S)E = 222,585 x 750 x 0,41 x 1,2 x 0,4 x 0,50 x 0,5 = 8213,39 ton/año

Pastizales: Y(S)E = 182,115 x 750 x 0,41 x 1,4 x 0,013 x 1,0 x 0,50 = 509,60 ton/año

2. Cálculo del aporte de contaminante, kg/día [Y(HIF)]

Y(HIF) = Cs(HIF) . Y(S)E . rp 10-6 (3.8)

Y(S)E = (8213,39 + 509,60) ton/año = 8722,99 ton/año

Cs(HIF) = De la Tabla 3.3 se obtiene un rango de 1,6 a 14 µg/g de Dieldrín en sedimentos para unterreno con el tipo de cultivo del problema. Suponemos la misma aplicación al pastizal.

rp = Para este ejemplo suponemos el valor 1.

año l000 kg Y(S)E = 8722,99 ton/año . ------------- . ------------ = 23 898,60 kg/día

365 días ton

kg Y(HIF) = (10-6 ------ ) (1,6 mg/kg) (23 898,61 kg/día)(1) = 3,82 x 10-2 kg/día mg

kg Y(HIF) = (10-6 ---- ) (14 mg/kg 23 898,61 kg/día)(1) = 33,46 x 10-1 kg/día mg

Luego, el aporte total de dieldrín del área agrícola oscilará entre 3,82 x 10-2 y 33,46 x 10-2 kg/día.

55

Figura 3.A.II.1 Mapa del área de estudio

56

Problema Ejemplo 3.A.II.2

Una planta industrial tiene un efluente formado por una mezcla de varios componentes que esdescargada en un río, tal como se muestra a continuación:

Qe = 0.3 m3 / s

7 Q10 = 5 m3 / s

Se ha observado degradación del ecosistema acuático aguas abajo y la agencia reguladora deseaevaluar la toxicidad del efluente y el nivel permitido de toxicidad para el efluente.

Las pruebas de toxicidad del efluente se hicieron con Ceriodaphnia y "fathead minnow"(Pimephales promelus). Los resultados indican un Nivel sin Ningún Efecto (NOEL) con 1% del efluente paraCeriodaphnia y con 100% del efluente para "fathead minnow". (Véase la Figura Ejemplo 3.A.II.2(a)).

Las unidades de toxicidad crónica del efluente son entonces:

100 100 (TUc )e = -------- = ------- = 100 (unidades de toxicidad crónica) (2.15) NOEL 1

Para toxicidad cero aguas arriba, la toxicidad, después de la mezcla completa es:

c = ce φ (3.12b)

donde c y ce son expresados en TUc.

0,3 Para φ = --------- = 0,0566 5,3

c = 5,7 (TUc; unidades de toxicidad crónica)

Ese valor excede la guía sugerida por el Criterio de Concentración Continua (CCC) de:

CCC ≤ 1 TUc (3.22)

Por lo tanto, es necesaria una reducción de toxicidad y el nivel de toxicidad requerido para elefluente es dado por: 1 (c e)permitido ---------- ≤ 18 TUc (3.20) 0,0566

o,(NOEL)permitido ≥ 5,5% (véase la Figura Ejemplo 3.A.II.2(b))

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Figura 3.A.II.2 Figura ejemplo