modelo de calida de agua

7/23/2019 modelo de calida de agua

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MODELACIN DE LA CAPACIDAD MXIMA DE ASIMILACIN DEVERTIMIENTOS DE CARGA ORGNICA EN LA CINAGA DE MESOLANDIA

EN EL DEPARTAMENTO DEL ATLNTICO

LUZ ELENA ALEAN VERA

UNIVERSIDAD NACIONAL DE COLOMBIA


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MODELACIN DE LA CAPACIDAD MXIMA DE ASIMILACIN DEVERTIMIENTOS DE CARGA ORGNICA EN LA CINAGA DE MESOLANDIA

EN EL DEPARTAMENTO DEL ATLNTICO

LUZ ELENA ALEAN VERACdigo 292374

Informe de Tesis para optar el titulo de Magster en Ingeniera Ambiental

Dirigido porPhD, MSc, LUIS ALEJANDRO CAMACHO B


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DEDICATORIA

A DIOS, a mis Padres y Hermanas, y a Edgarpor el impulso y el apoyo que me brindaron

para el desarrollo de este reto.


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AGRADECIMIENTOS

A Luis Alejandro Camacho, PhD, MSc Ingeniero Civil, profesor de la Universidad Nacionalde Bogota, por su asesora en el desarrollo de este trabajo.

A la Corporacin Autnoma Regional del Atlntico, por la financiacin y el acceso a lainformacin sobre el rea de estudio.


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CONTENIDO

Pg.

CAPITULO 1 INTRODUCCION 15

1.1 Aspectos Generales 151.2 Definicin del problema 161.3 Justificacin 16

1.4 Objetivos 171.5 Metodologa utilizada 181.6 Datos utilizados y mediciones realizadas 191.7 Resultados obtenidos e importancia 201.8 Resumen de contenido 20

CAPITULO 2 MARCO CONCEPTUAL SOBRE LOS SISTEMAS LENTICOSY SU MODELACION MATEMATICA

22

2.1 Sistemas lnticos y su ecologa 222.2 Ciclo hidrolgico. 23

2.3 Comunidades biticas Auttrofas 242.3.1 Produccin primaria en ecosistemas lnticos 252.3.2 Relacin entre produccin y consumo de materia orgnica 252.3.3 Eutrofizacin 26

2.3.3.1 Estados trficos 282.3.3.2 Crecimiento algal 292.3.3.3 Medida del grado de Eutrofizacin 312.4 Modelacin de la calidad de las agua de sistemas lagunares 332.4.1 Calibracin de los modelos 352.4.2 Modelos de agua consultados 362.4.3 Ventajas y desventajas de los modelo de calidad de agua consultados 412.5 Marco Legal sobre el uso de las aguas naturales

422.5.1 Normas sectoriales de vertimiento expresadas en unidades deconcentracin (miligramos por litro)

42

2.5.2 Normas generales de vertimiento expresadas en unidades deconcentracin (miligramos por litro)

43

2.5.3 Normas que controlan la eficiencia de los sistemas de tratamiento 432 5 4 Normas que combinan los criterios de calidad los permisos de


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3.1 Marco conceptual del modelo 483.2 Estructura conceptual 493.3 Ecuaciones gobernantes 503.3.1 Ecuaciones aplicables a los canales de interconexin a la cinaga 503.3.2 Ecuaciones aplicables a la cinaga 553.3.3 Ecuaciones para determinar el factor de asimilacin 60CAPITULO 4 DESCRIPCIN DEL AREA DE ESTUDIO Y MEDICIONESREALIZADAS

63

4.1 Localizacin del rea de estudio 634.2 Aspectos Socioeconmicos 694.2.1 Municipio de Soledad 694.2.2 Municipio de Malambo 704.3 Aspectos climticos 71

4.4 Caractersticas hidrolgicas 72

4.4.1 Profundidad en el ro Magdalena 75

4.4.2 Profundidad en la cinaga de Mesolandia 76

4.5 Caractersticas de la vegetacin 78

4.6 Calidad del agua de la cinaga de Mesolandia 794.6.1 Determinantes 804.6.2 Sitios de medicin y justificacin 80

4.6.3 Metodologa de toma de muestras, preservacin, transporte y anlisis 834.6.4 Calidad del agua de la Cinaga 834.6.5 Calidad de los afluentes a la cinaga 1014.6.6 Calidad de los vertimientos de agua residual a la Cinaga 102CAPITULO 5 MODELACIN MATEMTICA

112

5.1. Protocolo de Modelacin 1125.2. Estructura del modelo 1135.3. Plataforma empleada en la modelacin 116

5.4. Calibracin 1195.4.1. Procedimiento utilizado 1195.4.2. Descripcin del proceso de calibracin 1215.5. Resultados de la aplicacin del modelo integrado y de calidad de agua 128

5.6. Capacidad de asimilacin mxima de carga contaminante de lacinaga

139


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Pg.

6.1 Calidad de las aguas de la cinaga de Mesolandia 1536.2 Objetivos 154

6.3 Metodologa Utilizada 154

6.4 Aplicabilidad del Modelo de calidad del agua 1546.5 Resultados del anlisis de sensibilidad 1556.6 Asimilacin de carga contaminante 155

6.7 Recomendaciones156

REFERENCIAS 157ANEXOS 162


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LISTADO DE TABLAS

Pg.Tabla 2.1 Balance Hdrico, municipio de Malambo 1998 (POT 2001-2009) 24Tabla 2.2 Clasificacin trfica en lagos 29Tabla 2.3 Clasificacin trfica en lagos en funcin de la concentracin de fsforo

total y otras variables29

Tabla 2.4 Escala de eutrofizacin 33

Tabla 2.5 Variables contempladas en el modelo WASP 6.0 37Tabla 2.6 Variables contempladas en el modelo AQUATOX 38Tabla 2.7 Modelos de calidad de agua consultados 41Tabla 3.1 Procesos aplicables en el modelo por parmetro contemplado 49Tabla. 3.2 Informacin requerida para la modelacin 50Tabla 4.1 Profundidades del complejo cenagoso de Malambo, ao 2005 74Tabla 4.2 Descripcin de estaciones 81Tabla 4.3 Forma de preservacin y almacenamiento de las muestras 83

Tabla 4.3 Mtodos Analticos utilizados 84Tabla 4.4 Valores de produccin primaria en algunos sistemas tropicales ysubtropicales

100

Tabla 4.5. Resultados obtenidos en otras investigaciones del flujo bntico deoxgeno

100

Tabla 4.6 Calidad de agua de los afluentes 101Tabla 4.7 Cargas de DBO5 y SST aportadas por los afluentes a la cinaga 102Tabla 4.8 Empresas ubicadas alrededor de la cinaga de Mesolandia 102

Tabla 4.9 Aportes de vertimiento de las fuentes industriales 103Tabla 4.10 Aportes de DBO5 y SST a la cinaga por fuentes industriales 103

Tabla 5.1 Rango de constantes de reaccin y velocidades de sedimentacin 121

Tabla 5.2 Valores de otras constantes utilizadas (Camacho, 2007 122

Tabla 5.3 Resultados del anlisis de sensibilidad del modelo de calidad del agua 123

Tabla 5.4 Criterio de calidad de aguas de la cinaga de Mesolandia 139

Tabla 5.5 Capacidad de carga de la cinaga de Mesolandia 140

Tabla 5.6 Capacidad de carga contaminante a partir de factores de asimilacin 146

Tabla 5.7 Factores de asimilacin frente a variacin de concentraciones 146


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LISTADO DE FIGURASPg.

Figura 2.1 Composicin de los nutrientes, a- Fsforo, b- Nitrgeno 32Figura 2.2 Aplicacin estadstica para determinar el factor de asimilacin 34Figura 4.1 Cuencas hidrogrficas del departamento del Atlntico 64

Figura 4.2 Ubicacin general del complejo cenagoso de Malambo 65

Figura 4.3 Ubicacin de las cinagas y caos del complejo cenagoso deMalambo 66

Figura 4.4 Comportamiento Temperatura y Humedad relativa, IDEAM, Soledad 71

Figura.4.5 Representacin esquemtica del flujo hidrulico de la cinagaMesolandia

73

Figura 4.6 a) Distribucin temporal de la profundidad promedio del complejocenagoso de Malambo y de los niveles del ro Magdalena en el rea

de estudio. (b) Curva pluviomtrica local

73

Figura 4.7 Ubicacin de las estaciones en el complejo cenagoso de Malambo 74

Figura 4.8 Comportamiento de la profundidad, poca lluviosa 75

Figura 4.9 Comportamiento de la profundidad, poca seca 75

Figura 4.10 Curva de precipitacin total local para ao 2006 (fuente IDEAM) 76

Figura 4.11 Distribucin de la profundidad del ro Magdalena, correspondiente asu tramo en rea de influencia del complejo cenagoso de Malambo.

76

Figura 4.12 Comportamiento de la profundidad de la cinaga de Mesolandia 77Figura 4.13 Relacin rea, Volumen y profundidades la Cinaga 78Figura 4.14 Localizacin geogrfica de las estaciones de monitoreo 82Figura 4.15 Valores de la temperatura del agua en la cinaga de Mesolandia 87

Figura 4.16 Variacin Nictimeral de la temperatura del agua en la cinaga elperiodo de estudio (Nov-05 a Abr-06). Estacin 1.

87

Figura 4.17. Valores de pH presentados en la cinaga de Mesolandia en el

periodo de estudio

88

Figura 4.18 Variacin nictimeral del pH en la cinaga de Mesolandia 88

Figura 4.19 Valores de Oxgeno disuelto, registrados en la cinaga deMesolandia

89

Figura 4.20 Valores de Oxgeno disuelto, registrados en la cinaga deMesolandia

90


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Pg.

Figura 4.26 Valores de NKT, registrados en la cinaga de Mesolandia 94Figura 4.27 Valores de fsforo soluble en la cinaga de Mesolandia 94Figura 4.28 Valores de Fsforo particulado registrados en la cinaga de

Mesolandia95

Figura 4.29. Valores de Coliformes Totales registrados en la cinaga deMesolandia

96

Figura 4.30. Valores de Coliformes fecales registrados en la cinaga deMesolandia

96

Figura 4.31. Productividad primaria bruta (PPB) en la cinaga de Mesolandia 97Figura 4.32. Productividad primaria neta (PPN) en la cinaga de Mesolandia 98

Figura 4.33. Concentraciones de clorofila a en la cinaga de Mesolandia 99Figura 4.34. Produccin Primaria Neta de la vegetacin flotante en la cinaga

Mesolandia99

Figura 4.35 Flujo bntico de oxgeno en la cinaga La Baha 100

Figura 4.36 Distribucin porcentual de las descargas de DBO por fuentes fijas 104

Figura 4.37 Distribucin porcentual de las descargas de SST por fuentes fijas 104

Figura 4.38 Comportamiento de la carga de DBO5- Batalln 105Figura 4.39 Comportamiento de la carga de SST- Batalln 105Figura 4.40 Comportamiento de la carga de DBO5 Empaques 106Figura 4.41 Comportamiento de la SST en el vertimiento Empaque 107Figura 4.42 Comportamiento de la DBO en el vertimiento- Acsa 107

Figura 4.43 Comportamiento de los SST en el vertimiento- Acsa 107

Figura 4.44 Comportamiento de la DBO en el vertimiento-Unibol ARD 108

Figura 4.45 Comportamiento de los SST en el vertimiento -Unibol ARD 108Figura 4.46 Comportamiento de la DBO en el vertimiento- Unibol ARI 109Figura 4.47 Comportamiento de los SST en el vertimiento - Unibol ARI 109Figura 4.48 Comportamiento de la DBO en el vertimiento -Pimpollo 110Figura 4.49 Comportamiento de los SST en el vertimiento -Pimpollo 110Figura 4.50 Comportamiento de la DBO en el vertimiento -Matadero 111

Figura 4.51 Comportamiento de la SST en el vertimiento Matadero 111Figura 5.1 Protocolo de Modelacin 114Figura 5.2 Esquema general del modelo 116Figura 5.3 Representacin de los procesos de transformacin en los canales 117Figura 5.4 Representacin de los procesos de transformacin en la cinaga 118Figura 5.5 Ejemplo de esquema de balance. Determinante DBO 119Figura 5 6 Diagramas de dispersin para el modelo aplicado poca Seca 124


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Pg.

Figura 5.13 Resultados simulacin DBO, poca Hmeda 128Figura 5.14 Resultados simulacin Oxigeno disuelto, poca seca 129Figura 5.15 Resultados simulacin Oxigeno disuelto, poca Hmeda 129Figura 5.16 Resultados simulacin SST, poca seca 130Figura 5.17 Resultados simulacin SST, poca hmeda 130Figura 5.18 Resultados simulacin Nitrgeno Amoniacal (NA), poca seca 130Figura 5.19 Resultados simulacin Nitrgeno Amoniacal (NA), poca Hmeda 131Figura 5.20 Resultados simulacin Nitratos (NI), poca seca 131

Figura 5.21 Resultados simulacin Nitratos (NI), poca Hmeda 131Figura 5.22 Resultados simulacin Fsforo Particulado (PP), poca seca 132Figura 5.23 Resultados simulacin Fsforo Particulado (PP), poca hmeda 132Figura 5.24 Resultados simulacin Fsforo Soluble (PS), poca seca 132Figura 5.25 Resultados simulacin Fsforo Soluble (PS), poca hmeda 133Figura 5.26 Resultados simulacin Clorofila-a, poca seca 133Figura 5.27 Resultados simulacin Clorofila-a, poca hmeda 134Figura 5.28 Resultados simulacin Coliformes totales (CT), poca seca 134

Figura 5.29 Resultados simulacin Coliformes totales (CT), poca Hmeda 134Figura 5.30 Resultados simulacin temperatura, poca seca 135Figura 5.31 Resultados simulacin temperatura, poca hmeda 135Figura 5.32 Resultados simulacin conductividad, poca seca 135Figura 5.33 Resultados simulacin conductividad, poca hmeda 136Figura 5.34 Resultados simulacin profundidad, poca seca 136Figura 5.35 Resultados simulacin profundidad, poca Hmeda 137Figura 5.36 Resultados rea y Volumen en poca seca 137Figura 5.37 Relacin rea y Volumen en poca seca 138

Figura 5.38 Resultados rea - Volumen en poca hmeda 138Figura 5.39 Comportamiento del oxigeno disuelto frente a varias cargas de

vertimiento,141

Figura 5.40 Comportamiento de la DBO5 frente a varias cargas de vertimiento 142Figura 5.41 Comportamiento del nitrgeno amoniacal frente a varias cargas de

vertimiento143

Figura 5.42 Comportamiento del fsforo (particulado y soluble) frente a variascargas de vertimiento

144

Figura 5.43 Comportamiento de los coliformes totales frente a varias cargas devertimiento 145Figura 5.44 Comportamiento del oxigeno disuelto frente a los escenarios 148Figura 5.45 Comportamiento de la DBO5frente a los escenarios 149Figura 5.46 Comportamiento del nitrgeno amoniacal frente a los escenarios 149Figura 5.47 Comportamiento de los nitratos frente a los escenarios 150Figura 5 48 Comportamiento del fsforo particulado frente a los escenarios 150


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ANEXOS

Pg.Anexo 1. Curva de Remanso 163Anexo 2. Datos suministraos al modelo 164Anexo 3. Lmites permisibles de calidad de agua, decreto 1594 de 1984 172


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RESUMEN

La gestin del recurso hdrico en el departamento del Atlntico, y principalmente en laCinaga de Mesolandia, no ha involucrado el conocimiento sobre la capacidad deasimilacin de contaminantes que tienen los cuerpos de agua.

Como una primera aproximacin, el presente estudio presenta la estimacin inicial de lacapacidad de asimilacin de vertimientos de carga orgnica, nutrientes y coliformestotales a la cinaga de Mesolandia, lo cual se determin a partir de la implementacin yaplicacin de un modelo hidrolgico y de calidad del agua, desarrollado en Colombia paraotros cuerpos cenagosos o lagunares con interacciones cinaga-ro. Este modelo, es unaextensin del modelo QUASAR (Whitehead et al., 1997), implementado en SIMULINK deMATLAB (The MATHWORKS Inc, 1996) por Camacho (1997).

La informacin de lnea base utilizada en la implementacin del modelo, se estableci apartir de 5 campaas de mediciones de caracterizacin de la calidad del agua en 4estaciones en la cinaga y a partir de la informacin secundaria existente.

Como resultados del estudio se obtuvo que el modelo hidrulico y de calidad de agua(Camacho et al, 2008), implementado en SIMULINK de MATLAB (The MATHWORKS, Inc,1996), representa adecuadamente el comportamiento de los determinantes. As mismo sedetermin que la cinaga de Mesolandia presenta una condicin crtica, debido a que lascargas contaminantes son mayores a las cargas mximas que la cinaga puede asimilar.

En este estudio se proponen factores de asimilacin para los determinantes de DBO,nutrientes y coliformes totales, los cuales servirn para el diseo de los sistemas detratamiento requeridos que garanticen condiciones ambientales de esta cinaga.

Palabras claves: Modelacin de la calidad del agua, carga contaminante, cinagastropicales, Cinaga de Mesolandia.


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ABSTRACT

Water resources management in the department of Atlntico, and especially in the cinagaof Mesolandia, has not involved the knowledge of the assimilative capacity of pollutantsdischarged into these water bodies.

As a first approximation, this study presents the initial estimate of the assimilative capacity

at the Cinaga of Mesolandia, of discharge of organic matter, nutrients and coliforms, bymeans of the implementation and application of a coupled a hydrological and water qualitymodel. The integrated model was developed in Colombia and applied to other similarhydro systems with lagoon-river interaction. The water quality component of the model isan extension of "QUASAR (Whitehead et al., 1997), implemented in MATLAB SIMULINK(The Mathworks Inc., 1996), by Camacho (1997).

The baseline information used in the implementation of the model was established usingdata of five measurement campaigns of water quality characterizations at four stationswithin the water body, together with existing secondary information.

The results show that the integrated hydraulic, hydrologic, and water quality (Camacho etal, 2008), implemented in MATLAB SIMULINK (The Mathworks, Inc, 1996), adequatelyrepresents the behavior of the determinants. It was also found that the cinaga ofMesolandia presents a critical condition due to pollutants loads that largerly exceed themaximum loads that this water body can assimilate. In this work asimillation factors are

proposed for BDO, nutrients and total coliforms determinants. These factors are proposedto assist the design of treatment systems required to ensure environmental conditions inthis lagoon.

Keywords: Water quality modelling, wastewater discharge loads, tropical lagoon, Cinagaof Mesolandia.


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CAPITULO 1

INTRODUCCION

1.1 Aspectos Generales

El Departamento del Atlntico cuenta con tres subcuencas hidrogrficas, la cuenca del roMagdalena, la cuenca del canal del Dique, y la cuenca del Mar Caribe, stas cubrenaproximadamente 22.000 Has de humedales tipo cenagosos.

Segn lo establecido por la Corporacin Autnoma Regional del Atlntico-CRA (2002),estos humedales estn siendo impactados ambientalmente por la disposicin inadecuadade residuos slidos y vertimientos de tipo domstico, provenientes de actividades

antrpicas.

Como parte del complejo cenagoso del departamento del Atlntico se destaca la Cinagade Mesolandia por su importancia. Esta cinaga corresponde a una zona deamortiguacin de las crecientes del ro Magdalena y es un ecosistema de inters social,econmico y ambiental, ya que an existen comunidades que desarrollan actividadesagropecuarias y de pesca para su subsistencia aprovechando este ecosistema.Igualmente, la cinaga constituye, en menor grado, una fuente de abastecimiento de aguapara las actividades del sector industrial de la calle 30 del municipio de Soledad.

Actualmente la Cinaga de Mesolandia no cuenta con un plan de ordenamiento delrecurso, que involucre un anlisis de sus condiciones ambientales, que establezcamedidas de control para evitar el deterioro de la calidad del agua y por ende delecosistema, y que permita el aprovechamiento sostenible de su productividad ictiolgica yla explotacin turstica de su riqueza ambiental.

Esta falta de planificacin conlleva a que no existan acciones claras sobre el manejo del

recurso, y no se tengan identificados y controlados los factores que influyen y afectan elecosistema.

Los modelos matemticos hidrolgicos, hidrodinmicos y de calidad del agua constituyenherramientas tiles para definir planes de ordenamiento del recurso hdrico. Modelos querepresentan, incluso en forma simplificada, los procesos de transporte y de transformacinf i i bi l i l d i l t t


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1.2 Definicin del prob lema

La cinaga de Mesolandia, as como otras fuentes de agua superficial del departamentodel Atlntico, reciben de sus cuencas hidrogrficas, descargas de materia orgnica,nutrientes, contaminantes microbiolgicos, y en menor grado sustancias txicas. Estosvertimientos son controlados por las autoridades ambientales bajo los criteriosestablecidos en el decreto 1594 de 1984 del Ministerio de Agricultura.

An bajo el cumplimiento de los criterios de calidad, establecidos en el decreto 1594 de

1984, para los vertimientos lquidos, la cinaga de Mesolandia presenta un nivel decontaminacin que no ha sido evaluado, con el fin de determinar la influencia de losvertimientos y afluentes sobre la calidad del agua.

Actualmente en el Departamento del Atlntico, el seguimiento a la calidad del agua selimita al monitoreo de algunos determinantes de calidad establecido en el decreto 1594 de1984. Sin embargo este monitoreo no es continuo y no contempla la influencia de lascargas contaminantes sobre la calidad del recurso hdrico.

No existen por lo tanto criterios objetivos para la autorizacin de vertimientos a la cinagade Mesolandia u a otros cuerpos de agua, que consideren la afectacin de la calidad delagua y por ende de las cadenas alimenticias. Los permisos de vertimientos se autorizanconsiderando el cumplimiento de las normas de reduccin de carga contaminanteespecificadas en el Decreto 1594 de 1984 y no con criterios y objetivos de calidad de lafuente receptora. No es claro, a la luz de la normatividad vigente, para la autoridadambiental del Atlntico y otras autoridades en Colombia, cmo se puede determinar lacapacidad de asimilacin de carga contaminante, para un cuerpo cenagoso que presenta

interacciones de caudal, materia orgnica y nutrientes con un ro, que recibe aporteshidrolgicos de escorrenta y precipitacin directa y vertimientos puntuales y difusos, yque presenta prdidas importantes de agua por evapotranspiracin desde el humedal y elespejo del agua, de tal manera que se cumplan los estndares de calidad del agua quegaranticen los usos del recurso hdrico en dicho cuerpo de agua.

Este estudio tiene como alcance hacer un aporte inicial al clculo de la capacidad deasimilacin de contaminantes biodegradables y microbiolgicos de la cinaga deMesolandia, mediante modelos matemticos hidrolgicos y de calidad del agua, querepresentan en forma simplificada los procesos fsicos, qumicos y biolgicos de la calidaddel agua considerando todos los aportes hidrolgicos y de vertimientos que se realizan adicho cuerpo de agua.

1 3 Justi ficacin


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As mismo el decreto 1594 de 1984, establece en su artculo 23, que las autoridades parael ordenamiento del recurso debern considerar entre otros aspectos, la implementacinde los modelos de simulacin de calidad que permitan determinar la capacidad asimilativade sustancias biodegradables o acumulativas y la capacidad de dilucin de sustancias nobiodegradables, y entre otros, considerar los criterios de calidad y normas de vertimientovigentes en el momento del ordenamiento.

La gestin actual sobre el recurso hdrico, an bajo lo contemplado por el decreto 1594 de1984, se ha limitado al control de vertimientos lquidos a los cuerpos de agua, basndoseen las normas de vertimiento establecidos en ese mismo decreto, desconociendo la

capacidad de asimilacin que tienen los cuerpos de agua y no evaluando la afectacin delos usos potenciales y sus efectos sobre la poblacin cuyas actividades econmicasdependen de la cinaga.

Este panorama, se ha presentado debido a la falta de investigaciones y acciones sobre eltema de ordenamiento que permitan apoyar la toma de decisiones sobre el manejo delrecurso, y que involucre los aspectos sociales y econmicos, as como la conservacindel ecosistema.

Actualmente la implementacin de la tasa retributiva, en cumplimiento del decreto 3100 de30 de octubre de 2003, es un instrumento que va ms all del cumplimiento de normas yque requiere del establecimiento de objetivos de calidad de agua para el establecimientode metas de reduccin de vertimientos a cuerpos de agua. Estas metas actualmente seestn fijando sin soporte tcnico ni cientfico y a partir de informacin secundaria ypuntual.

La Corporacin Autnoma Regional del Atlntico, de ahora en adelante CRA, para el

establecimiento de objetivos de calidad, inici una revisin preliminar de la informacinexistente sobre monitoreos fsico qumicos y microbiolgicos de este cuerpo de agua. Elresultado indica que existe poca informacin de las caractersticas del agua, la cual estdispersa y es puntual. De la cinaga de Mesolandia, se cuenta con poca informacinsobre el estado de sus recursos. Esta cinaga, es el nico cuerpo de agua de tiposuperficial del municipio de Soledad, y hace muchos aos era la fuente de abastecimientodel acueducto.

Con base en lo expuesto se considera importante comenzar con la aplicacin de modelossencillos hidrolgicos y de calidad del agua del cuerpo de agua que permitan estimar lacapacidad de asimilacin de vertimientos de carga contaminante a la cinaga deMesolandia. Esta informacin y ejercicio metodolgico servir de soporte a la CRA parael establecimiento de los objetivos de calidad del agua y como herramienta de apoyo paradar inicio al ordenamiento del recurso hdrico de la cinaga de Mesolandia y otroscuerpos de agua del Departamento


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totales a la cinaga de Mesolandia, fundamentada en la implementacin y aplicacin demodelos hidrolgicos y de calidad del agua que permitan identificar acciones orientadas apreservar la calidad del recurso en trminos de los usos actuales.

Para el logro de lo anterior, se plantean los siguientes objetivos especficos:

- Determinar, mediante mediciones de campo e informacin secundaria, las cargas demateria orgnica, nutrientes y coliformes totales que recibe la cinaga de Mesolandia,provenientes de las actividades antrpicas en el rea de influencia del cuerpo de agua.

- Evaluar la calidad actual del cuerpo de agua en funcin de la concentracin de DBO,oxgeno disuelto, nutrientes, clorofila y coliformes totales.

- Determinar la capacidad mxima de asimilacin de carga contaminante de la cinaga,a travs de un modelo computacional hidrolgico y de calidad del agua, en funcin delas concentraciones de los determinantes de calidad del agua mencionados en losvertimientos y afluentes, bajo las condiciones actuales de uso del recurso

- Evaluar el impacto en la calidad del agua de la gestin ambiental de las actividadeseconmicas, productivas y de servicios existentes, frente a la reduccin devertimientos con aportes de materia orgnica a la cinaga.

- Modelar escenarios de manejo y control hidrulico para determinar la sensibilidad en larespuesta de la calidad del agua en el cuerpo de agua ante entradas y salidas decaudal.

1.5 Metodologa utilizada

Inicialmente se estableci la lnea base ambiental de condiciones actuales de la cinaga,relacionada con la calidad del agua, los aportes de contaminantes, y las condicioneshidrolgicas y de los usos del recurso. Posteriormente se seleccion e implement unmodelo simplificado hidrolgico y de calidad de agua para determinar las cargas mximasde asimilacin.

Para la seleccin del modelo de calidad de agua se realiz una consulta de los posiblesmodelos aplicables para la simulacin de la calidad del agua de la cinaga de Mesolandiabajo un escenario de informacin escasa. Ante la limitacin de informacin topobatimtrica e hidrometeorolgica de vientos, temperatura y radiacin solar, datosnecesarios para la implementacin de un modelo hidrodinmico distribuido ms complejo,bi-dimensional o tri-dimensional se opt por la revisin de modelos hidrolgicos y de


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modelo ha sido desarrollado y perfeccionado en numerosas investigaciones ypublicaciones desde 1991 (Universidad de los Andes Colciencias, 1991; DazGranadoset al., 1992; Universidad de los Andes CVS, 2003; Camacho, 1997; Lees et al., 1998;Camacho y Lees, 2000;DazGranados et al., 2003; Universidad Nacional de Colombia Cormagdalena, 2007; Camacho et al., 2008). El modelo hidrolgico-hidrulico-de calidaddel agua, aplicado recientemente en el proyecto Estudios e investigaciones de las obrasde restauracin ambiental y de navegacin del canal del Dique, desarrollado porCORMAGDALENA y la Universidad Nacional de Bogota (2007, 2008), es una extensindel modelo QUASAR (Whitehead et al., 1997), implementado en SIMULINK de MATLAB(The MATHWORKS Inc, 1996) por Camacho (1997).

La calibracin y anlisis de sensibilidad del modelo, se desarroll a travs desimulaciones de Monte-Carlo, definiendo los valores de diez (10) parmetros del modelocorrespondientes a las tasas de reaccin que intervienen en los procesos detransformacin fisicoqumica y biolgica del agua. Para esto, se utiliz la metodologa deestimacin de incertidumbre generalizada (Generalised Likelihood Uncertainty EstimationMethodology, GLUE, Beven y Binley, 1992), partiendo de un rango terico posible paralastasas de reaccin. Para la calibracin se utilizaron datos medidos en campo yresultados de anlisis de laboratorio de mediciones realizadas en cinco campaas demedicin.

Con el modelo simplificado calibrado, se estimaron factores de asimilacin del cuerpo deagua (Chapra, 1997) para las cargas de DBO5, coliformes totales y nutrientes, con loscuales se calcularon cargas mximas permisibles para diferentes objetivos de calidad.Finalmente se simul el comportamiento de la calidad del agua de la cinagaconsiderando diferentes escenarios hidrolgicos y de saneamiento ambiental.

1.6 Datos uti lizados y mediciones realizadas

La informacin de lnea base utilizada para la implementacin del modelo se estableci apartir de 5 campaas de mediciones en 4 estaciones distribuidas para determinar lacalidad de agua dentro de la cinaga; y una medicin puntual del ro Magdalena y delcao de Soledad (que incluye las aguas del arroyo Platanal). Los parmetros evaluadoscorrespondieron a oxgeno disuelto, demanda bioqumica de oxgeno, nitrgenoamoniacal, nitratos, fsforo particulado y soluble, coliformes totales, pH, temperatura,conductividad y slidos suspendidos totales.

La calidad de los vertimientos domsticos e industriales, as como la informacin de lacalidad de las aguas del arroyo Platanal antes de su conexin al cao de Soledad, seestim a partir de informacin secundaria existente en los expedientes asociados a las


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determinacin experimental de las constantes de reaccin, requerida para complementarla calibracin del modelo.

1.7 Resultados obtenidos e importancia.

Este trabajo corresponde a una primera aproximacin de modelacin matemtica de lacinaga de Mesolandia, ya que la poca informacin existente y los limitados recursos, nopermitieron la implementacin de un modelo distribuido hidrodinmico y de calidad del

agua de mayor complejidad, que considerara las variaciones espaciales en el cuerpo deagua.

Los resultados obtenidos en la simulacin, indican que el modelo hidrulico y de calidadde agua (Camacho et al, 2008), implementado en SIMULINK (Dynamic System SimulationSoftware) de MATLAB (The MATHWORKS, Inc, 1996), representa adecuadamente elcomportamiento de los determinantes considerados para evaluar la calidad del agua de lacinaga. Sin embargo en la poca seca se presenta mayor incertidumbre en losresultados, por la poca informacin disponible de las condiciones hidrolgicas, y de lacalidad del agua de los afluentes, as como, debido a posibles errores en los resultadosgenerados por el laboratorio de calidad del agua.

Los resultados de modelacin confirman que actualmente se presenta en la cinaga unacondicin crtica, debido a que las cargas contaminantes son mayores a las cargasmximas que la cinaga puede asimilar. Debido esto, los vertimientos de tipo domsticoque llegan a travs del arroyo Platanal y posteriormente por el cao de Soledad deben sercontrolados. Los usos potenciales del recurso (uso agropecuario y de conservacin) estn

condicionados, bien a las reducciones de los vertimientos, o bien, a la implementacin desistemas de tratamiento de los mismos.

En el presente estudio se proponen factores de asimilacin para los determinantes deDBO, nutrientes y coliformes totales, los cuales servirn para el diseo de los sistemas detratamiento requeridos que garanticen condiciones de calidad del agua y condicionesambientales en la cinaga de Mesolandia mayores a los estndares de calidad del aguarequeridos para los usos actuales y prospectivos del agua.

Por ltimo en las recomendaciones dadas en este estudio, se propone la aplicacin de unmodelo hidrodinmico y de calidad del agua de mayor complejidad una vez seadesarrollado el monitoreo espacial y temporal de los de los determinantes de calidad delagua y las variables hidrulicas e hidrometeorolgicas requeridas para su calibracin.


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descripcin de los sistemas lnticos y su ecologa, la importancia del ciclo hidrolgico, lascomunidades presentes y sus principales problemas, as como los modelos de calidad deagua aplicables a este tipo de sistemas.

En el Capitulo 3, se detallan las caractersticas del modelo seleccionado para simular lacalidad del agua de la cinaga, indicando las ecuaciones gobernantes en la modelacin ylas ecuaciones para determinar el factor de asimilacin de varios determinantes. En elCapitulo 4, se describe el rea de estudio, y se describen las caractersticas ambientales,y la calidad del agua de la cinaga.

En el Captulo 5, se resumen la metodologa y los resultados de la modelacin, ladeterminacin de la capacidad de asimilacin de la cinaga, y los escenariosconsiderados y simulados de reduccin de cargas contaminantes de los vertimientos.Finalmente, en el captulo 6 se presentan las conclusiones y recomendaciones de lapresente investigacin.


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CAPITULO 2

REVISIN DEL MARCO CONCEPTUAL SOBRE LOS SISTEMAS LENTICOS Y SUMODELACION MATEMATICA

Este capitulo presenta una descripcin de los sistemas lnticos, incluyendo su ecologa, la

importancia del ciclo hidrolgico, las comunidades presentes y sus principales problemasambientales. Se hace mencin de cuatro modelos aplicables a cuerpos de agua lnticos yen la ltima parte del captulo se presenta un anlisis y resumen de las normas devertimiento. Esto ltimo con el fin de ilustrar su importancia en el control de lacontaminacin del recurso hdrico para garantizar sus usos potenciales.

2.1 Sistemas lnticos y su ecologa

Los sistemas lnticos estn representados por lagos, lagunas, cinagas, planosinundables, estuarios y embalses. La caracterstica fundamental que los diferencia de lossistemas lticos es el almacenamiento de un volumen importante de agua que carece deun flujo unidireccional permanente.

Las cinagas son sistemas poco profundos que no sobrepasan los 5m de profundidad yse localizan sobre terrenos de baja altitud (0 a 1000 msnm), por lo que su temperatura es

propia de climas clidos. Estas pueden ser agrupadas en diferentes tipos (Arias, 1985):

- Cinagas tipo I: son aquellas consideradas como cinagas simples y primarias,conectadas directamente al ro.

- Cinagas tipo II: son aquellas ubicadas en conjunto o racimo, formados por unacinaga primaria conectada directamente al ro y una o ms cinagas secundariasconectadas directa o indirectamente a la cinaga primaria a travs de caos.

- Cinagas tipo III: son las que presentan caracterstica de una cinaga primariaconectada indirectamente al ro.

- Cinagas tipo IV: son cinagas aisladas sin conexin con el ro.

Las condiciones biticas y abiticas de las cinagas, estn estrechamente ligadas a losperiodos climticos (Ramrez et al., 1998). Durante la temporada de lluvias los sistemaslnticos amortiguan las crecientes en invierno y con ello evitan o reducen lasinundaciones


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virtud de la mayor cantidad de luz presente, y el enriquecimiento con material orgnico einorgnico ocurrido durante la inundacin.

La distribucin vertical y horizontal de las algas se amplia, y los procesos de eutrofizacindan lugar a la sobresaturacin del oxgeno durante las horas del da, lo que produce sudesplazamiento hacia la atmsfera. Los mayores valores de oxgeno se observan durantelas horas de la tarde (2 a 4 pm) y los menores durante la noche o la madrugada.

Entrada la temporada de sequa, el proceso de inundacin se invierte produciendo lasalida de aguas de la cinaga haca el ro conocido como el proceso de estiaje,

ocurriendo el desvanecimiento de los gradientes espaciales, como indican Ramrez yVia (1998). Durante esta poca, las concentraciones de iones se incrementan, y ms enlos sistemas con incidencia antrpica, lo que genera mayores concentraciones denutrientes y variaciones drsticas en el oxgeno, acorde no solo con el ciclo diario sino conlos procesos de eutrofizacin y de descomposicin de macrfitas.

Las condiciones prevalecientes en los sistemas lnticos dan lugar al desarrollo decomunidades planctnicas en la masa de agua, de plantas acuticas enraizadas oerrantes en las orillas y con ello de una rica ictiofauna, de comunidades de aves ymamferos tales como nutrias y manates. Ramrez y Via (1998) establecen que lapresencia de cinagas con poca comunicacin de agua, propicia la proliferacin dedensos tapones de buchones con predominio de Eichhonia Crassipes.

Las aguas lnticas posibilitan la precipitacin de los slidos suspendidos y con ello searrastran a los sedimentos, una importante carga de fsforo. La reduccin de la turbiedad,y con ello la mayor penetracin de luz en la columna de agua, induce el desarrollo defitoplancton en la zona ftica (presencia de luz). En la zona aftica no hay fotosntesis y

los organismos presentes se alimentan del material orgnico que se sedimenta, (i.e.,detritvoros, saprfagos, bacterias descomponedoras). La ausencia de productoresprimarios, la sedimentacin de la materia orgnica y el bajo potencial de reoxigenacinque all ocurre, puede inducir condiciones anxicas en las capas ms profundas, conemisin de gases como metano y cido sulfhdrico (Ramrez y Via, 1998).

Los ecosistemas cenagosos del Neotrpico caracterizados por condiciones climticascomo las del Caribe Colombiano en tierras bajas y con dficit hdrico, han sido pocoestudiados y referenciados. Por lo tanto, hoy se tiene un conocimiento deficiente de sucomposicin biolgica, de la dinmica de las comunidades y de su funcionamientolimnolgico. La falta de esta informacin, impide el uso y manejo adecuado de estosrecursos, en la medida en que no se puede estimar el impacto generado por los factoresexternos que lo intervienen.


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dinmica a los regmenes de lluvias y la variacin de los vientos (Ramrez y Alcarz,2002). Este control depende en gran parte de las caractersticas de la cuenca en la que se

ubica cada cuerpo de agua, relacionada con la conectividad con otros sistemas, lamorfologa y geoqumica de la cuenca, entre otros. As, la cantidad y la calidad del aguaque ingresa al sistema y su forma de ingreso a travs de caos, escorrentas o aguasubterrnea, pueden influir de manera especial en el metabolismo de los ecosistemaslnticos neotropicales.

La zona en la que se ubica el departamento del Atlntico presenta un rgimenpluviomtrico monomodal (CRA, 1997). As, la precipitacin anual se encuentra distribuida

heterogneamente, presentndose pocas lluviosas entre los meses de mayo a diciembrey pocas secas entre los meses de enero a abril. Esta distribucin hace esperar que loscuerpos de agua de esta regin presenten condiciones diferentes en los distintosmomentos del ciclo hidrolgico, dadas las variaciones que se pueden dar en la cantidadde materia alctona que reciben.

Para los humedales que son producto de la accin fluvial, esto tiene un significadoparticularmente importante debido a que stos no slo se ven afectados por laprecipitacin local, sino tambin, indirectamente por la que se dan a lo largo de toda la

cuenca de su ro principal.

Por otra parte el balance precipitacin evapotranspiracin del departamento esdeficitario anualmente como se indica en la Tabla 2.1. Esta circunstancia, sumada al malmanejo de los ecosistemas acuticos, puede llegar a convertirse en un problema de granmagnitud, cuyos costos de reparacin rebasaran cualquier estimativo razonable (Alcaldade Malambo, 2000)

Tabla 2.1. Balance hdrico anual, Malambo 1998 (Alcalda de Malambo, 2000)Parmetros(mm / mes)

Meses

E F M A M JN JL A S O N D

Precipitacin 0 1.2 3.4 40 260.6 105.1 84.11 91 277.2 139.1 144.3 166.3

Almacenamiento164.5 112.8 156.5 148.6 133.2 137.8 133.5 121.1 106.5 97.7 84.1 111.7

Dficit 164.5 110.6 153.1 108.6 0 32.7 49.4 30.1 0 0 0 0

Exceso 0 0 0 0 127.4 0 0 0 170.7 41.4 60.2 54.6

2.3 Comunidades biticas auttrofas


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estas especies presentan, en determinados momentos, una dominancia mayor, otras unaintermedia, y una gran porcin son especies raras.

Otra propiedad importante del fitoplancton es la capacidad de mantenerse en suspensincon el fin de permanecer dentro de la zona ftica. Para lograr esto, los organismosdesarrollan adaptaciones indispensables, dado que la mayora de ellos tienen unadensidad de 1.01 a 1.03 veces superior a la del agua, diferencia que aunque pequeadetermina su hundimiento; no obstante, los principales componentes orgnicos del cuerpode un alga, excepto los lpidos, tienen densidades mayores que la del agua, lo que lesimpide en realidad flotar (Ramrez, 2000).

Adems de las anteriores caractersticas, el fitoplancton tambin tiene capacidadbioindicadora. Un indicador es un parmetro que caracteriza el estado de un sistema, ascomo un medio del que dispone el hombre para captar en un tiempo breve un fenmenoque escapa a su percepcin normal (Meja 1988 citado por Ramrez, 2000). En esteaspecto, en las zonas tropicales y en especial en la regin Caribe en Colombia, lautilizacin del fitoplancton como bioindicador de calidad ha sido muy limitada debido a lospocos estudios adelantados.

2.3.1 Produccin primaria en ecosistemas lnticos

La mayor parte de la produccin primaria de la biosfera est a cargo de la fotosntesis.Mediante este proceso, el CO2es incorporado a la biomasa de los productores primariosy, a partir de ellos, pasa a los organismos herbvoros y posteriormente a los consumidoressecundarios. De esta manera, la mayor parte de los ecosistemas del planeta dependen

casi exclusivamente de la energa que fluye hacia ellos a travs de los productoresprimarios. Este proceso puede ser considerado desde dos puntos de vista: considerandola produccin bruta (PPB) y la produccin neta (PPN). La primera se refiere a la cantidadde dixido de carbono que es asimilado sin incluir las prdidas producidas por larespiracin de las clulas fitoplanctnicas. La segunda expresa la cantidad de estecarbono asimilado por el fitoplancton, que resta despus de que se han incluido en elclculo la prdida por la respiracin (Margalef, 1983 y Wetzel, 1981).

En los ecosistemas acuticos de aguas quietas (ecosistemas lnticos), la produccin

primaria se encuentra mayormente a cargo de los organismos fitoplanctnicos, lasmicroalgas ssiles y la vegetacin superior asociada al humedal; cada uno con un aportea la produccin total que vara de acuerdo con las caractersticas propias de cadaespecie, regin geogrfica y disponibilidad de recursos.


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consumo, esta tender a acumularse en el sistema, generando hipoxia (y a veces anoxia)de las capas profundas y condiciones reductoras, con lo que el sistema tender a la

eutrofia. Por el contrario, si la tasa de mineralizacin de la materia orgnica es mayor quesu tasa de produccin, el sistema tender a la oligotrofia, presentar baja concentracinde materia orgnica en los sedimentos y alta concentracin de oxgeno disuelto.

La importancia de los sedimentos lmnicos en el balance produccin-consumo, radica enel hecho de que estos pueden actuar como sumidero y como fuente de muchassustancias orgnicas e inorgnicas. El conocimiento de la dinmica de este intercambiode materiales entre los sedimentos y la columna de agua es muy importante dada su

estrecha relacin con el funcionamiento global de los ecosistemas acuticos (Uhlenhopp yDevol, 1998).

Las alteraciones de este metabolismo natural por efecto del hombre son la principal causade eutrofizacin de las aguas naturales, proceso al que se encuentran asociados laprdida de la biodiversidad, de la calidad del agua y dems bienes y servicios ambientalespropios de los humedales.

2.3.3 Eutrofizacin

La eutrofizacin es un proceso de fertilizacin excesiva de un cuerpo de agua, es decirenriquecimiento del medio acutico con nutrientes, que tiene como consecuencia uncrecimiento perjudicial de macrfitas y algas. Este fenmeno sucede en forma natural,debido al transporte de sedimentos y nutrientes al cuerpo de agua por la escorrenta,intercambio con aguas subterrneas y el viento, que favorecen el aumento de la

productividad primaria Sin embargo, el impacto de las actividades humanas puedeacelerar el proceso debido al aporte continuo de nutrientes, alterando los ciclos qumicosy biolgicos y provocando un aumento perjudicial de nutrientes, especialmente fsforo ynitrgeno.

La eutrofizacin ocurre generalmente en aguas lnticas (lagos, estuarios), pero tambinpuede presentarse en aguas lticas, por ejemplo en aguas claras de alta o mediamontaa se pueden dar abundantes comunidades de perifition, mientras que en arroyosde invierno se presentan abundantes comunidades de fitoplancton y/o macrfitas.

La eutrofizacin puede estimarse mediante las variables que la causan, tales como:incremento de las concentraciones de nutrientes, principalmente fsforo u ortofosfatos;densidades fitoplanctnicas; concentracin de clorofila; o incluso mediante las variablesconexas como la medicin de la transparencia.


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- Clima. El clima clido favorece el proceso. Las condiciones ambientales de lossistemas lnticos experimentan una estrecha dependencia con la precipitacin, por lo

cual las pocas de sequa, lluvia y transicin, crean ritmos de crecimiento vegetal enfuncin de los aportes de nutrientes, de las poblaciones existentes y de la cantidad deluz disponible. En poca de lluvia ocurre la mayor carga de slidos, causando undescenso de fitoplancton. En poca de sequa se presenta mortalidad masiva de lasmacrfitas que quedan expuestas. Si a esto se le suma que existen vertimientos deorigen antrpico, se propicia el aumento de nutrientes, el crecimiento rpido de algas ypor lo tanto se acentan el problema de eutrofizacin.

- Profundidad. Cuerpos de agua pocos profundos o de bajo caudal, son ms propicios

para el desarrollo del proceso de eutrofizacin.- rea de drenaje. La poca cubierta arbrea de las reas aportantes a los cuerpos deagua, sujetas a precipitacin abundante, favorece la erosin y el arrastre de nutrienteshacia el cuerpo de agua.

- Geologa. En reas de drenaje, donde predominan rocas sedimentarias, hay mayoraporte de fsforo por escorrenta. Los suelos arcillosos drenan pobremente y tambinfavorecen la escorrenta y consecuentemente el aporte de nutrientes.

El fenmeno de la eutrofizacin en un cuerpo de agua, viene acompaada de la

transformacin del ecosistema acutico, provocando consecuencias negativas en lacalidad del agua. Sin embargo puede ser deseable, cuando gracias a sobre-fertilizacinse recicla materia y energa, por ejemplo en forma de pesca, explotacin de vegetacin derivera, poblacin de aves o mamferos, etc.

Los principales problemas asociados con el fenmeno de eutrofizacin son:

- Acumulacin del amoniaco en la columna de agua y resuspensin de ciertos metales

(Fe, Mn) del sedimento bajo condiciones anxicas.- Condiciones anaerbicas. Al presentarse disminucin de la concentracin de oxgeno

que favorecen el crecimiento de organismos anaerobios.- Afectacin de los procesos de potabilizacin del agua, debido a la alteracin de la

calidad del agua y el sabor y olor desagradable, incluso despus de la cloracin.Adicionalmente se generan problemas de corrosin del equipo hidroelctrico ydistintos trastornos en los procesos de tratamiento potabilizador por disminucin delcontenido de oxgeno.

- Alta demanda de oxgeno en el sedimento, con condiciones anxicas en los estratosms profundos.

- Grandes variaciones de oxgeno disuelto a lo largo del ciclo diario. Cuando ocurreeutrofizacin por fitoplancton, se presenta sobresaturacin de oxgeno durante el da,escapndose gran parte a la atmsfera. Durante la noche, por causa de la respiracinde animales y plantas, los valores de oxigeno decaen abruptamente a nivelesinferiores a los requeridos para la supervivencia de la fauna


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induce a la fatiga y la parlisis, adems puede generar convulsiones, falta de oxgenoen el cerebro, y muerte. Desde el punto de vista ecolgico tienen tendencia a

acumularse peridicamente en densas masas superficiales o "blooms" en lagos yembalses eutrficos y mesotrficos. Esta caracterstica, junto con el hecho de quemuchas especies producen toxinas, ha hecho que estas algas cada vez tengan msimplicaciones sociales y econmicas en aspectos como la calidad del agua, impactosvisuales o usos recreativos de los ecosistemas acuticos. En las cianobacterias,dentro de los gneros que producen anatoxinas, estnAnabaena y Oscillatoria.

Las principales causas de los procesos de eutrofizacin son:

- Procesos fisicoqumicos: caractersticas geolgicas de la cuenca como el contenido deminerales y nutrientes en los suelos y slidos suspendidos transportados, la erosin,la tasa de renovacin del agua y caractersticas morfomtricas del cuerpo de agua.

- Procesos Nutricionales: relacin entrada y salida de nutrientes y el tipo de vegetacinexistente.

- Procesos Antrpicos: actividades humanas tales como el vertimiento de agua residualdomstica e industrial, escorrenta urbana, escorrenta agrcola con fertilizantesnaturales o artificiales que producen altas cargas de nutrientes, biocidas procedentes

de la acuicultura, procesos de dragados, deforestacin, remocin de tierra, actividadesacucola tales como la piscicultura, y camaroneras, actividades todas que generan unamayor entrada de nutrientes a los cuerpos de agua.

2.3.3.1 Estados trficos

Cuando un lago o embalse es pobre en nutrientes (oligotrfico) sus aguas tienden a sertransparentes, la luz penetra bien, el crecimiento de algas es pequeo, y presenta pocaictiofauna.

Al recibir una mayor carga de nutrientes el lago se convierte en eutrfico. En estascondiciones crecen las algas en gran cantidad aumentando la turbiedad. Las algas y otrosorganismos, cuando mueren, son sometidos a descomposicin por la accin de lasbacterias, disminuyendo la concentracin de oxgeno. Este factor es a su vez la causa dela disminucin del nmero de especies de peces. Por eso en un lago de estas

caractersticas se encuentran barbos, percas y otros organismos de aguas pocooxigenadas. En algunos casos se alcanzan incluso condiciones anaerbicasacompaadas de malos olores, con agua turbia y de baja calidad para el consumohumano, el riego agrcola y el uso con fines de recreacin. En estas condicionesadicionalmente la profundidad del lago disminuye por sedimentacin de slidossuspendidos y materia orgnica


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Tabla 2.2. Clasificacin trfica en lagosCategoras Categorizacin Limnolgica

Ultra-Oligotrfica

Oligotrfica Mesotrfica Eutrfica Hipertrfica

Biomasa Muy baja Baja Mediana Alta Muy altaFraccin dealgas verdes overdes-azules

Baja Baja Variable Alta Muy alta

Macrfitas Baja o ausente Baja Variable Alta o Baja BajaProduccindinmica

Muy baja Baja Mediana Alta Alta, Inestable

Dinmica de oxgenoEpilmnico Normalmente

saturadaNormalmentesaturada

Variablesobresaturada

Frecuentementesobresaturada

Muy inestablevariando desdeuna altasobresaturacina falta completa

HipolmnicoNormalmentesaturada

Normalmentesaturada

Variablesubsaturada

Subsaturada oagotamientocompleto

Deterioro delos usos

mltiples

Baja Baja Variable Alta Muy alta

Tabla 2.3 Clasificacin trfica en lagos en funcin de la concentracin de fsforo total yotras variables (Chapra 1997)

Variable Oligotrfico Mesotrfico EutrficoFsforo total (gP/L) < 10 10 - 20 > 20Clorofila a ((g Chla/L) < 4 4 - 10 > 10Profundidad del disco Secchi (m) > 4 2 - 4 < 2Oxigeno Hipolimnico (% saturacin) > 80 10- 80 < 10

2.3.3.2 Crecimiento algal

El crecimiento vegetal est definido a travs del proceso de fotosntesis, este ltimo dado

por la siguiente reaccin:

2138161101061061821222

42

3162106 OPNOHCLuzentesmicronutriHOHHPONOCO ++++

++

+

+

[2.1]

L i t id d d l l i id l i i t l l d d d h d l d


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Los slidos como las poblaciones planctnicas, de la columna de agua, reflejan la luzhacia la superficie disminuyendo el paso a los estratos profundos. La radiacin solar y/o

intensidad de luz con la profundidad del agua, se estima a partir de la ley de Beer yLambert (Chapra, 1997) como:

KZ

oZ eLL = 2.2

Donde, ZL es la intensidad lumnica en la profundidad Z, oL es la intensidad lumnica en

la superficie, K, constante de atenuacin de luz y depende de la turbiedad y concentracinde algas, y Z es la profundidad.

Los nutrientes inorgnicos proveen las bases qumicas para la generacin de la vida enlos sistemas acuticos. Algunas especies requieren grandes cantidades para el desarrollode las clulas, es decir macronutrientes tales como el carbono, oxgeno, sulfuro,nitrgeno, fsforo, silicio y hierro; y a los requerimientos de nutrientes en pequeascantidades se les llama micronutrientes, tales como manganeso, cobre y zinc.

Usualmente los modelos de calidad de agua estn enfocados a representar los procesosde macronutrientes, fsforo, carbono, nitrgeno y silicio pues son los fosfatos y losnitratos, los nutrientes que ms influyen en el proceso de eutrofizacin. En algunosecosistemas el factor limitante es el fsforo, como sucede en la mayora de los lagos deagua dulce no dominados por vertimientos puntuales. En muchos mares, lagos pequeosy ros con vertimientos sin remocin de fsforo el factor limitante es el nitrgeno, requeridopara la mayora de las especies de plantas.

En los ltimos 20 30 aos las concentraciones de nitrgeno y fsforo en muchos maresy lagos se han duplicado. Los mayores aportes llegan a travs de los ros. En el caso delnitrgeno, una elevada proporcin alrededor del 30% llega a travs de la contaminacinatmosfrica. El nitrgeno es ms mvil que el fsforo y puede presentarse en el drenajedel suelo o pasar al aire por evaporacin del amoniaco no ionizado a alto pH (NH 3) o pordesnitrificacin en la forma de nitrgeno libre (N2). El fsforo es absorbido con msfacilidad por las partculas del suelo y es arrastrado por la erosin o transportadoabsorbido a las partculas existentes en las aguas de escorrenta superficial. Encondiciones naturales, a un sistema acutico entra menos de 1Kg de fosfato por hectreapor ao (Chapra, 1997). En los vertimientos de aguas residuales domsticas e industrialesesta cantidad es mucho mayor.

Durante muchos aos los jabones y detergentes fueron los principales causantes de esteproblema. En las dcadas de los 60 y 70, el 65% de la composicin de los detergenteseran compuestos de fsforo tales como el tripolifosfato sdico que se usaba para quelar


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con menor contenido de este elemento. Algunas legislaciones han llegado a prohibir losdetergentes con ms de 0,5% de fsforo, medidas que an no se han tomado en

Colombia.De la reaccin de fotosntesis, presentada anteriormente, se necesita una relacin decarbono nitrgeno y fsforo de 41C: 7N: 1P para la sntesis vegetal. En el campo de lalimnologa, se ha aproximado que una relacin de N:P mayor a 10 seala al fsforo comonutriente limitante, y una menor a 5 hace lo propio con el nitrgeno.

El proceso de eutrofizacin est acompaado por disminucin en la relacin N/P. Welch(1996) seala oligotrofa en relaciones N/P mayores a 63, mesotrofia para N/P de 20 a 27,

eutrofia de 10, e hipereutrofa si son menores a 4.El nitrgeno presente en aminocidos, que forman protenas y cidos nucleicos, ingresa alas plantas como nitratos, amonio y nitrgeno molecular, y como puede ser capturado dela atmsfera no suele ser el nutriente limitante, y el ciclo del agua permite su renovacin.

El fsforo no se recicla, tiende a acumularse en los ocanos, es un elemento escaso y noes muy soluble en agua, excepto en condiciones cidas. Las plantas lo toman en formade ortofosfatos ionizados (PO4

3- , HPO42-, H2PO4

-, H3PO4) y su solubilidad depende de los

compuestos de calcio y hierro. Parte del fsforo que entra a los cuerpos de agua seconcentra en los sedimentos, y algunas fracciones retornan al agua cuando existencondiciones reductoras establecidas por poco O2 y alto CO2. Todos los nutrientespresentes en un cuerpo de agua no estn realmente disponibles para ser asimilados porel fitoplancton. La clasificacin se puede ver en la figura 2.1.

2.3.3.3 Medida del grado de Eutrofizacin

Para conocer el nivel de eutrofizacin de un agua determinada se suele medir usando lossiguientes criterios:

- Conteo de especies en fitoplancton (nmero/ml). Requiere de la participacin deespecialistas en identificacin del fitoplancton, botnicos o bilogos, considerandoadems que la medicin de la conversin a biomasa se hace difcil por la variacin enel tamao de las clulas para una especie dada.

- Volumen de las clulas de las especies (m3/l). Permite medir las conversiones de labiomasa, como peso seco de carbn agrupndola en diferentes categoras.

- Contenido de clorofila-a. Admitida como una medida de la biomasa de algas en lacolumna de agua (g/l). Este valor se combina con otros parmetros como elcontenido de fsforo y de nitrgeno y el valor de penetracin de la luz. Es eldeterminante ms comn para el estudio de la eutrofizacin


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sedimentos. Adems, su descomposicin incorpora una carga orgnica adicional a lacolumna de agua que puede resultar en un desequilibrio del oxgeno disuelto en el

hipolimnin, con la consiguiente alteracin de la cadena trfica, mortalidad de peces, yproblemas en la potabilizacin del agua.

Figura 2.1, composicin de los nutrientes, a- Fsforo, b- Nitrgeno (Adaptada de Chapra,1997)

Para la evaluacin de la eutrofizacin es importante seleccionar variables de calidad de

agua que reflejen los efectos cuantitativos de este proceso en la salud humana, talescomo los trihalometanos (THMs) o la presencia y densidad de algas productoras detoxinas como microcysts sp.

Para zonas tropicales Toledo et al, (1983 citado por Henao, 1987) proponen losparmetros para las categoras trficas y Chapra (1997) establece parmetros similares y

di i l l l l T bl 2 4


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Tabla. 2.4 Escala de eutrofizacin

Variable

Nivel Trfico

Oligotrofia Mesotrofia EutrofiaToledo Chapra Toledo Chapra Toledo Chapra

Clorofila (g/L ) < 4 10 > 10Profundidad secchi (m) >1.6 >4 1.6 0.8 2-4


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Una forma simple de determinar la relacin entre la concentracin de un determinante de

calidad de agua frente a la carga vertida, es utilizando el concepto de factor de asimilacin(ver ec. 2.4), el cual representa todos los factores fsicos, qumicos y biolgicos del cuerporeceptor (Chapra 2007).

Wa

c 1= [2.4]

Donde, c es la concentracin del determinante (mg/L), W es el la carga vertida del

determinante (Kg/da), y aes el factor de asimilacin (L/da).

Los modelos pueden emplearse en tres modos. El primer modo de simulacin:determinando la concentracin del determinante en funcin de la carga vertida (ec. 2.4).El segundo modo de estimacin de la carga mxima permisible: una vez conocido o fijadoel objetivo de calidad del agua de la zona de estudio se calcula la carga mximapermisible W como,

acW=

[2.5]El tercer modo de diseo o de modificacin ambiental en la cual se calcula el factor deasimilacin requerido para que en una carga determinada no exceda la concentracindeseada,

Wc

a 1= [2.6]

Para determinar el factor de asimilacin existen dos modelos, el modelo emprico y elmodelo mecanicista. El primero es de tipo deductivo y se basa en una serie de datosobtenidos directamente, y para calcular el factor de asimilacin utiliza tcnicas deestadsticas de regresin, figura 2.2. El segundo, es de tipo deductivo y utiliza datostericos partiendo de la ley de la conservacin de la masa, ec.2.7.


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reaccintransporteascnAcumulaci = arg [2.7]

2.4.1 Calibracin de los modelos

La calibracin es el proceso por el cual se determinan los valores de una serie deparmetros caractersticos del sistema, en el cual los resultados del modelo se ajustan aunos datos reales y que son los valores de referencia en este ajuste.

Para realizar la calibracin de un modelo que represente las variaciones y tendencia de

de la calidad de agua de un sistema en estudio, se requiere un trabajo previo deconocimiento del entorno en donde va a ser aplicado. Este conocimiento permitirestimar, bajo determinadas condiciones, la hidrodinmica de las corrientes y las tasas dereaccin o transformacin de los determinantes de calidad del agua y las tasas detransferencia de masa, hacia o desde la superficie del agua y el fondo del sistema, quemejor representen los procesos de transformacin qumicos, fsicos y biolgicoscontemplados en el modelo, y con ello obtener resultados reales en la simulacin.

Durante la fase de calibracin de un modelo de simulacin aplicable a cualquier procesonatural, se requiere ajustar los resultados de la simulacin efectuada por el modelodurante un periodo determinado, con los datos de campo obtenidos durante ese mismoperiodo. Esto implica establecer las funciones matemticas y los valores de todosparmetros del modelo que representan adecuadamente los procesos que tienen lugar enel sistema natural estudiado.

Un aspecto importante y previo al desarrollar la calibracin de los modelos matemticos,que manejen un nmero considerable de parmetros, es identificar que parmetros del

modelo generan mayor impacto sobre las predicciones del modelo, lo cual se puededeterminar mediante un anlisis de sensibilidad.

El anlisis de sensibilidad implica variar los datos de entrada de los parmetros delmodelo y comparar su influencia sobre la capacidad predictiva del modelo de calidad deagua y finalmente entender su comportamiento, determinando los parmetros msinfluyentes en la modelacin de las variables objetivo del modelo.

Dentro de los mtodos ms comunes para realizar el anlisis de sensibilidad en unmodelo, se encuentra la perturbacin de un parmetro, y el anlisis de sensibilidad deprimer orden. Sin embargo el anlisis de Monte Carlo proporciona una aproximacin msgeneral (Chapra, 1997).

El mtodo de perturbacin de un parmetro consiste en variar cada uno de los parmetrosque definen las ecuaciones aumentando o disminuyendo su valor en un porcentaje


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2

)()( kkckkcc

+=

[2.8]El anlisis de sensibilidad de primer orden usa la derivada de la funcin con respecto alparmetro en cuestin para estimar la sensibilidad, utilizando la siguiente expresin:

kk

kckkckkcc

=

+=

)(

2

)()(

[2.9]

El signo de la derivada refleja una variacin positiva o negativa de la prediccin.

El anlisis de Monte Carlo, consiste en generar una serie del parmetro a estudiarsiguiendo una distribucin que representa la probabilidad de ocurrencia. Esta ocurrenciaafectar a los resultados del modelo de una forma determinada, que representa el gradode cambio de los resultados con el grado de cambio del parmetro en estudio. De estamanera podemos conocer cual es el parmetro, que cambiando con la misma distribucinque los dems, afecta ms al resultado.

Camacho y DazGranados (2003) han establecido que la calibracin de modelos convarios parmetros es un problema complejo que requiere mtodos de calibracin objetiva.Los mtodos de calibracin objetiva tipo gradiente tales como mtodos de mnimoscuadrados no lineales (NLS), presentan serias limitaciones en la obtencin de parmetrosptimos del modelo por problemas de alta no linealidad e interdependencia paramtrica.

Estos mismos autores recomiendan, en el caso de modelos de calidad del aguatpicamente con ms de 7 parmetros, la utilizacin de mtodos basados en simulaciones

de Monte Carlo, tales como la metodologa de estimacin de incertidumbre generalizadaGLUE (Generalised Likelihood Uncertainty Estimation methodology), el procedimiento deidentificacin dinmica (Dynamic identifiability) o el mtodo de evolucin compleja depoblaciones (Shuffled complex evolution method).

2.4.2 Modelos de calidad de agua consultados

Dentro de las consultas realizadas para la seleccin de un modelo aplicable para lasimulacin de calidad de aguas en cinagas, se realiz una revisin de fuentes deinformacin pblica.

Se encontraron cuatro modelos, dos de la Environmental Protection Agency EPA, elWASP 6 0 y el AQUATOX; uno del Centro Panamericano de Ingeniera Sanitaria y


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- Modelo WASP (Programa de simulacin de anlisis de calidad de agua)

El WASP 6.0, es una versin mejorada del modelo WASP (EPA). Este modelo ayuda ainterpretar y predecir la respuesta de la calidad del agua frente a fenmenos naturales y/oocasionados por la contaminacin antropognica, contando con dos mdulos quepermiten simular los dos principales problemas de calidad de agua, correspondientes a lacontaminacin convencional y la contaminacin por txicos:

a. EUTRO: este contempla determinantes como: oxgeno disuelto, demanda bioqumicade oxigeno, nutrientes, fitoplancton, perifiton, detritus, Nitrgeno orgnico disuelto,

Amonio, Nitrato, Fsforo orgnico disuelto, ortofosfato salinidad, slidos, sedimentos.b. TOXI: incluye determinantes como compuestos qumicos orgnicos, metales y

sedimentos.

WASP es un modelo dinmico, diseado en Windows, aplicable a sistemas acuticos,incluyendo la columna de agua y la capa de bentos. Permite estudiar sistemas en 1, 2 y 3dimensiones, utilizando una variedad de contaminantes en periodos estacionales,mensuales, diarios y/o horarios. En el modelo se representan la variacin en el tiempo de

los procesos de adveccin, dispersin y difusin de cargas msicas. Como complemento,el modelo puede trabajarse con modelos hidrodinmicos y de transporte de sedimentos,que suministran datos de caudal, profundidad, velocidad, temperatura, salinidad yvelocidad de sedimentacin. Tiene como principales limitaciones su aplicacin enprocesos en zonas de mezcla, los mdulos EUTRO y TOXI se manejan independientes yno permite el uso de herramientas como el anlisis de Monte Carlo.

WASP ha sido usado en los Estados Unidos, para evaluar la eutrofizacin de Tampa Bay,carga de fsforo al lago Okeechobee, eutrofizacin del estuario del ro Neuse,eutrofizacin del ro Coosa y sus estuarios, eutrofizacin y contaminacin por PCBs en elGran Lago, y eutrofizacin en el estuario de Potomac, entre otras.

La aplicacin del modulo EUTRO en un cuerpo de agua simula el transporte y lasreacciones de transformacin a travs de la cintica del fitoplancton, el ciclo del fsforo, elciclo del nitrgeno y el balance de oxigeno, cubriendo ocho determinantes: DBOcarboncea, oxigeno disuelto, amonio, nitrato, fitoplancton, nitrgeno orgnico, fsforoorgnico e inorgnico. La simulacin requiere por lo tanto de las variables indicadas en la

Tabla 2.5.

Tabla 2.5 Variables contempladas en el modelo WASP 6.0

Tipo ParmetrosAmbientales OD, DBOC, amonio, nitrato, fitoplancton, nitrgeno orgnico, fsforo orgnico e


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Tipo Parmetrosrespiracin del fitoplancton, relacin fsforo/carbono, rata de mineralizacin del

fsforo, constante media de saturacin del fsforo, relacin Nitrgeno/carbono,rata de mineralizacin del nitrgeno, rata de nitrificacin, constante media desaturacin del nitrgeno, rata asimilacin de nitrgeno por el fitoplancton,demanda de nitrgeno en bentos, demanda de oxigeno por sedimentos, rata dereaireacin, rata de oxidacin de la DBOC

- Modelo AQUATOX

Es uno de los pocos modelos de riesgo ecolgico, que representa el comportamientoambiental de los qumicos orgnicos txicos y sus efectos. Adems, modelacontaminantes convencionales, como nutrientes y sedimentos, y considera varios nivelestrficos, algas, vegetacin sumergida, varios tipos de invertebrados y peces.

Este modelo ha sido implementado en ros, lagos y embalses. El modelo puede ser usadopara evaluar la probabilidad de efectos adversos en el pasado, presente y futuro de varioscontaminantes, individual o conjuntos, incluyendo txicos qumicos orgnicos, nutrientes,residuos orgnicos, sedimentos y temperatura.

Aquatox simula el ecosistema acutico frente a cambios en la concentracin deorganismos, nutrientes y sedimentos en una unidad de volumen de agua, por lo cualdifiere de los modelos poblacionales, los cuales representan los cambios en nmero deindividuos. Est diseado para representar el promedio diario de las condiciones de unsistema acutico completamente mezclado. Adems puede implementarse en una soladimensin, vertical, epilimnin y hipolimnin, para aquellos sistemas que presentan

estratificacin.

El modelo est escrito en pascal, usando el sistema de programacin Delphi paraWindows y utiliza ecuaciones diferenciales para representar los cambios de valores de lasvariables de estado. Igualmente este modelo es aplicable a ecosistemas completos, paralo cual utiliza procesos como: oxidacin, respiracin, remineralizacin, consumo depredacin y defecacin, sedimentacin y resuspensin, nitrificacin, desnitrificacin,hidrlisis, volatilizacin y bioacumulacin, entre otras. Este modelo contiene mltiplescomponentes y por lo tanto requiere gran variedad de datos de entrada (variables biticasy abiticas), ver Tabla 2.6.

Tabla 2.6 Variables contempladas en el modelo AQUATOX

Tipo ParmetrosA bi t l OD DBO (% ti l d % f t i ) t i t f l t l


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Tipo Parmetrosfitoplancton, relacin de carbono/clorofila, rata de respiracin del fitoplancton,

relacin fsforo/carbono, rata de mineralizacin del fsforo, constante mediade saturacin del fsforo, relacin Nitrgeno/carbono, rata de mineralizacindel nitrgeno, rata de nitrificacin, constante media de saturacin delnitrgeno, rata asimilacin de nitrgeno por el fitoplancton, demanda denitrgeno en bentos, demanda de oxigeno por sedimentos, rata dereareacin, rata de oxidacin de la DBOC y otras para la simulacin conplantas y animales.

- Modelo LACAT

El programa lagos clidos tropicales LACAT, es el resultado del estudio de metodologassimplificadas para la evaluacin de eutrofizacin en lagos clidos tropicales, desarrolladopor el Centro Panamericano de Ingeniera Sanitaria y Ciencias del Ambiente- CEPIS,(Salas y Martino, 1991).

El programa LACAT es interactivo y est diseado en idioma BASIC, y permite la

estimacin de un estado trfico de un lago clido tropical, requiriendo como insumos laprofundidad (m), el tiempo de retencin (aos) y el aporte de fsforo total (g/m2-ao). Elprograma calcula el fsforo total (mg/L) basado en una ecuacin que corresponde a unaregresin mltiple para fsforo total y es una aproximacin totalmente emprica, productode una regresin "stepwise" con todas las variables independientes, disponibles, tal comose presenta a continuacin:

934,0

676,0891,0)(29,0

Z

TpL

P

=

[2.11]

DondeP es el fsforo total (mg/L), )(pL es el aporte de fsforo total (g/m2-ao),

T es el

tiempo de retencin (aos) y Zes la profundidad promedio (m).

Los antecedentes del programa, se basan en una revisin previa de los modelossimplificados disponibles en 1982, desarrollados con datos de lagos predominantemente

templados. Salas y Marino (1991) concluyeron, que debido a las diferenciasfundamentales entre lagos templados y lagos clidos tropicales, estos modelos previos noeran aplicables a la mayora de los cuerpos de agua de la regin.

El modelo LACAT surge como una alternativa para la simulacin de la calidad de aguasolo en lagos clidos tropicales, los cuales se consideran como aquellos que presentan


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se incluyeron los Embalses de El Peol en el Oriente Antioqueo, el Embalse del Gujaroen la Costa Atlntica y el Embalse de Sonso en el Valle del Cauca.

Los resultados de la aplicacin del modelo en Colombia no fue del todo exitosa, debido ala solo el embalse de Sonso present los datos necesarios, clasificndose como uncuerpo de agua hipereutrfico. Como resultado paralelo, se estim que los Embalse de ElPeol y El Gujaro clasificaban como eutrficos.

- Modelo hidrulico y de calidad de agua integrado

Camacho (1997), desarroll una extensin del modelo QUASAR, utilizando el Software deSimulacin Dinmica de Sistemas SIMULINK" (The MATHWORKS Inc, 1996). El ModeloQUASAR, es un modelo dinmico que utiliza ecuaciones diferenciales para describir loscambios de flujo y concentraciones de los determinantes de la calidad del agua en eltiempo, utilizando tramos en serie, que simulan espacialmente el cuerpo de agua. Cadatramo considerado corresponde a un sistema completamente mezclado donde se simulael comportamiento de la degradacin o transformacin de los contaminantes.

Simulink es una herramienta interactiva del programa de computacin Matlab, que permitela programacin iconogrfica y facilita la generacin, modificacin y extensin de unmodelo. En SIMULINK es posible implementar en forma fcil modelos basados enecuaciones diferenciales acopladas ya que ha sido especficamente diseado paramodelar, simular y analizar sistemas dinmicos.

El modelo hidrulico y de calidad de agua integrado resultante, acopla cantidad y calidaddel agua. Permite modelar interconexiones con cinagas y bifurcaciones, y la modelacinde determinantes biolgicos como la clorofila; bacteriolgico como los coliformes totales; yfsico-qumicos como oxigeno disuelto, demanda bioqumica de oxgeno, slidossuspendidos totales, conductividad y salinidad, temperatura, nitratos, nitritos, fsforoparticulado, fsforo soluble, amonio, entre otras.

En el proyecto Estudios e investigaciones de las obras de restauracin ambiental y denavegacin del canal del Dique (CORMAGDALENA y Universidad Nacional, 2007) seimplement el modelo hidrulico y de calidad de agua, con modificaciones en funcin de

las caractersticas de la zona de estudio, permitiendo el ingreso de series de datos decaudales de agua del Canal del Dique para diferentes periodos, mensuales y de variosaos.

Las ventajas principales de usar el software de SIMULINK en la simulacin de la calidadde agua de un sistema son:


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principal de la plataforma que garantiza la fcil expansin y modificacin del modelo yde la red de drenaje de ros y canales.

- Acceso a procedimientos numricos eficientes que se seleccionan por parte delusuario de una interfase grfica y que permite el desarrollo del modelo en bloques. Porejemplo se tiene acceso a rutinas de integracin numrica de ecuaciones diferencialesordinarias por el mtodo de Runge Kutta de cuarto y quinto orden. Esta caractersticade SIMULINK facilita la programacin y garantiza la correcta solucin numrica de lasecuaciones.

- Acceso a salidas grficas durante el tiempo de simulacin y acceso a herramientas deMATLAB para la visualizacin y el post-procesamiento de resultados.

- Acceso a la librera de SIMULINK para el anlisis de sistemas lineales o no linealesmodelados en tiempo continuo o discreto.

- Acceso a una plataforma sencilla para la entrada de datos, la operacin del modelo yel chequeo de parmetros.

- Permite el uso de herramientas de anlisis de sensibilidad, como el anlisis de MonteCarlo.

- En el software se estructuran las ecuaciones de flujo hidrulico y de balance de masaque representan el modelo. Estas se discuten ms adelante.

2.4.3 Ventajas y desventajas de los modelos de calidad de agua consultados

A continuacin se presenta un resumen de las ventajas y desventajas en los modelosevaluados (Tabla 2.7):

Tabla 2.7 Modelos de calidad de agua consultados

Aspecto Modelo Ventaja DesventajaAlcance WASP 6.0 Permite modelar muchos

determinantes,considerando variacionesen dos dimensiones

Requiere una altainformacin implicandomayores mediciones a lasque se plantean en esteestudio, siendo mscompleja la calibracin

AQUATOX

LACAT Es fcil de aplicar acuerpos de agua tropicales

Solo simula elcomportamiento de un solo

determinanteModelo hidrulicoy de calidad deagua integrado

Es fcil de aplicar acuerpos de agua tropicalesy permite simular muchosdeterminantes

Antecedentes WASP 6.0 Se ha aplicado a lagos Su aplicacin ha sido en


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Aspecto Modelo Ventaja Desventajaagua integrado

Estructura WASP 6.0 Utiliza ecuaciones detransformacin de losdeterminantesconsiderando todas lasconstantes (fsicas,qumicas, y biolgicas)

No permite modificar lasecuaciones e incluir laconexin de canales a uncuerpo lagunar

AQUATOX

LACAT No incluye constantes querequieran calibracin, soloimplica variables fsica delsistema

Se limita solo a un dato deentrada y no permiteevaluar el comportamientoincluyendo conexiones decanales

Modelo hidrulicoy de calidad deagua integrado

Permite estructurar elsistema, incluyendo variasconexiones con susrespectivas ecuaciones detransformacin.

2.5 Marco Legal sobre el uso de las aguas naturales

El impacto de las actividades antrpicas sobre el recurso hdrico est asociadoprincipalmente a las descargas de vertimientos lquidos, sin considerar la afectacin delos usos potenciales del recurso. En este aspecto las normas de vertimiento son unmecanismo empleado internacionalmente para el control de la contaminacin del agua,generada por las descargas de aguas residuales procedentes de las actividadesantrpicas. Estas normas se aplican solas o en combinacin con las normas de calidad u

otros mecanismos de control.

Segn Bernstein 1991 (citado en The World Bank, 1994), la norma de vertimiento es unaregulacin orientada a controlar la descarga de contaminantes con el propsito dealcanzar los criterios de calidad del agua. Es claro que proteger los usos del agua solo sepuede lograr a travs de un control de los vertimientos. Definiciones esencialmentesimilares se presentan en la Comunidad Europea, Japn, China, los Estados Unidos yalgunos pases en desarrollo.

A continuacin se resumen algunos de los procedimientos aplicados, con el fin decomparar el nivel de control de la gestin de vertimientos en Colombia con otros pases.

2.5.1 Normas sectoriales de vertimiento expresadas en unidades de concentracin


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las siguientes desventajas cuando se aplica sin tener en cuenta las caractersticas delcuerpo receptor:

- No tiene en cuenta la capacidad de autodepuracin del recurso, lo que puede conducira una inversin exagerada en implementacin de sistemas de tratamiento.

- Tambin puede traer consigo efectos nocivos sobre pequeos y medianos cuerpos deagua, que podran recibir descargas superiores a las que puede asimilar el sistema.

- Al establecer normas en unidades de concentracin no se realiza un verdadero controlde la cantidad de contaminante en los vertimientos, ya que la carga (en kilogramos porda) dependera del caudal del efluente descargado. En algunos casos este tipo denormas puede estimular prcticas ilegales de dilucin de efluentes.

2.5.2 Normas generales de vertimiento expresadas en unidades de concentracin(miligramos por litro)

Este procedimiento tiene las mismas desventajas sealadas en el caso anterior,acentuadas por su generalizacin. Se aplican en pases en vas de desarrollo que

presentan escasos avances en este campo, Normas Oficiales Mejicanas y Ley PenalAmbiental Venezuela 1992.

2.5.3 Normas que controlan la eficiencia de los sistemas de tratamiento

Se aplican sin considerar las caractersticas de cada sector y la capacidad de asimilacindel cuerpo receptor, pueden conducir a resultados pobres. La remocin, por ejemplo, deun 80% de DBO de un efluente de licoreras no puede asimilarse al mismo grado deremocin para una planta de sacrificio de animales.

2.5.4 Normas que combinan los criterios de calidad, los permisos de vertimiento y lacapacidad de asimilacin del ecosistema.

Estados Unidos y la Comunidad Europea tambin han establecido normas de vertimientoque varan de acuerdo al sector industrial y en general a la fuente de generacin de losresiduos. Sin embargo, al establecer estas normas se tienen en cuenta las caractersticasespecficas de cada ecosistema y los usos establecidos para el recurso hdrico. En elReino Unido, por ejemplo, se fijan las normas sobre efluentes teniendo en cuenta, el uso ousos del recurso las estimaciones de carga de todos los vertimientos y la capacidad de


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evaluaciones de impacto ambiental y de capacidad de asimilacin del recurso, realizadaspara cada caso en particular. En situaciones de mltiples vertimientos, se establece la

capacidad de carga del sistema y se distribuyen las correspondientes concesiones.

El concepto de capacidad de carga lo define la EPA como la mayor cantidad o carga(expresada en kilogramos por da) que un cuerpo de agua puede recibir sin superar lasnormas de calidad. Al establecer las normas de vertimiento se le asigna a cada fuente unadeterminada carga, de tal manera que la suma de las cargas no supere en ningn caso lacapacidad de asimilacin del sistema. De esta manera, se protegen los usos del recurso.

En sntesis, la aplicacin de este sistema conduce a establecer normas que varan deacuerdo a las caractersticas de los vertimientos, a los usos establecidos, y a la capacidadde asimilacin de cada ecosistema en particular. Lo anterior, necesariamente conduce afijar normas para cada caso, como es lo habitual actualmente en la mayora de los pasesindustrializados. Aunque resulta evidente que este tipo de manejo integral conduce amejores resultados, su aplicacin implica la puesta en marcha de sistemas de recoleccincontinua de datos ambientales y de sistemas de informacin diseados para elprocesamiento y distribucin de los mismos

2.5.5 Normatividad Colombiana para el control y manejo de los vertimientos y el uso delrecurso agua.

En Colombia, la norma vigente relacionada con el control de vertimientos a cuerpos deagua, corresponde al decreto 1594 de 1984 del Ministerio de Agricultura. Las normasestablecidas en el decreto son una combinacin de las modalidades indicadas en elnumeral anterior.

En el artculo 73 del decreto 1594 de 1984, se establecen las normas de vertimiento a uncuerpo de agua que deben cumplir los usuarios nuevos y existentes, presentndosevalores en concentraciones para los parmetros pH, temperatura y material flotante. ParaDBO, grasas y/o aceites, y slidos suspendidos totales, las normas se basan enporcentajes de remocin, y como se seal, el control a travs de remociones en eltratamiento puede conducir a una gestin deficiente si no se consideran otros factores.

Para las llamadas sustancias de inters sanitario, el pargrafo del artculo 73 estableceque su control se realizar con base en las disposiciones de los artculos 74 y 75. En elartculo 74, se establecen las concentraciones (miligramos por litros) para el control decarga para 22 sustancias de inters sanitario. Establecindose adems que "cuando losusuarios, aun cumpliendo con las normas de vertimiento, produzcan concentraciones enel cuerpo receptor que excedan los criterios de calidad para el uso o los usos asignados al


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factores tales como caudal, pendiente, temperatura, tipo de ecosistema (ltico o lntico) ygrado de salinidad. Esta capacidad tampoco es igual en todos los tramos del cuerpo de

agua y puede variar notoriamente entre los perodos secos y los lluviosos. Es ms, en ellargo plazo, algunos cuerpos de agua tienden a disminuir su caudal en la medida que lacuenca es intervenida. El establecimiento de normas de vertimiento, caso por caso, esuna metodologa que ha sido adoptada en algunos pases industrializados, con buenosresultados, como se indic en el numeral anterior.

Las frmulas del artculo 75 pretenden establecer mecanismos de control en kilogramospor da y no en miligramos por litro. En trminos generales, los resultados no difieren de laaplicacin de normas basadas en unidades de concentracin, ya que no tienen en cuentala capacidad de asimilacin del cuerpo de agua.

Las normas incluidas en el Decreto 1594 de 1984, artculos 72, 73 y 74, an vigentes,permitieron realizar algunos avances en el control de los efluentes residuales (Ministeriodel Medio Ambiente, 2000). Las autoridades ambientales, generalmente con escasacapacidad de gestin, encontraron en estas normas una herramienta para iniciarprogramas de control de los vertimientos, en el corto plazo. En ausencia de los mediosrequeridos para establecer la capacidad de asimilacin de los diferentes ecosistemas, las

normas de vertimiento permitieron adelantar procesos de gestin del recurso en algunaszonas del pas. El decreto, sin embargo, despus de su implementacin puede sermejorado teniendo en cuenta los puntos ya sealados.

Es conveniente reiterar que los resultados, relativamente pobres, obtenidos a partir de laaplicacin de las normas del decreto 1594 deben ser atribuidos, ms a vacos en lalegislacin, que a deficiencias estructurales en las autoridades ambientales (Ministerio delMedio Ambiente, 2000). De ah que la aplicacin en el pas de los modernos desarrollosen este campo, solo es posible a travs del correspondiente fortalecimiento institucional.

El Decreto 1594 y la metodologa aplicada actualmente en algunos pases industrializadosrelacionan la norma de vertimiento con el criterio de calidad, nico enfoque que garantizaque los usos no sern afectados por las descargas. Esta forma de establecer las normasimplica que los lmites permitidos no son fijos y que deben ser estimados caso por caso.

Este enfoque tambin implica que los vertimientos permitidos son aquellos que no causanalteraciones sobre el cuerpo receptor ni efectos sobre los usos. Es decir, se permite el

vertimiento de contaminantes pero no la contaminacin. Si este concepto se mantiene enla prxima reglamentacin, el cobro de tasas retributivas podra no ser viable ya que stasse cobrarn, segn la Ley 99 de 1993, por las consecuencias nocivas de las actividadesantrpicas, econmicas o de servicio. Si no existen consecuencias nocivas mensurablesdentro de los lmites permitidos, el cobro podra no ser procedente. Lo anterior sugiereque para cobrar las tasas en este marco normativo sera necesario modificar la Ley 99 de


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el Decreto 1594. Este vaco gener un nuevo ajuste en el tema de las tasas retributivas atravs del decreto 3100 de 2003, involucrando el concepto de objetivos de calidad, lo cual

implicara que las autoridades ambientales involucren en la gestin del recurso hdricounos factores limitantes en funcin del uso y de la capacidad de asimilacin que presenteel cuerpo de agua.

En resumen, en el anlisis presentado Colombia cuenta con normas de control devertimiento e instrumentos de gestin como son las tasas retributivas y las tasas por uso,que permiten mejorar la gestin de los recursos hdricos. Sin embargo se requiere unamejor integralidad, no solo en la aplicacin de las distintas normas, sino de la participaciny coordinacin institucional con el fin de manejar los cuerpos de agua como sistemasacuticos y como parte de los ecosistemas, partiendo de un conocimiento real de lacapacidad natural de autodepuracin del recurso hdrico.

A continuacin se presenta el resumen de la normatividad aplicada en Colombia.

- Decreto 1594 del 26 de junio de 1984, por el cual se reglamenta parcialmente el TtuloI de la Ley 09 de 1979, as como el Captulo IV del Ttulo VI, parte III, Libro I, deldecreto 2811 de 1974, en cuanto a usos del agua y residuos lquidos.

- Ley 99 de diciembre de 1993, por la cual se crea el

modelo de calida de agua

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