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DEPÓSITO DE NITRÓGENO ATMOSFÉRICO
EN EL AGUA DEL RÍO DE LA PLATA
Laura E. Venegas – Andrea L. Pineda Rojas
Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas
Departamento de Ciencias de la Atmósfera y los Océanos – FCEyN-UBA
Ciudad Universitaria – Pab.2 – 1428-Buenos Aires. Argentina
Tel. 4576-3356 (int.16) – Fax. 4576-3364 (int.20)
e-mail: [email protected] - [email protected]
CURRICULUM VITAE ABREVIADO DE LOS AUTORES
Laura E. Venegas es Doctora en Ciencias de la Atmósfera (Universidad de Buenos
Aires). Profesora Regular Adjunta de Micrometeorología en la Facultad de Ciencias
Exactas y Naturales de la Universidad de Buenos Aires. Investigadora Independiente
del Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET). Ha
realizado cursos de postgrado y perfeccionamiento en el país y en el exterior
(US.EPA) sobre contaminación del aire y dispersión atmosférica. Autoras de 92
trabajos sobre contaminación del aire y dispersión de contaminantes en la
atmósfera, publicados en Revistas Internacionales y Nacionales y en Actas de
Congresos. Integrante de Comisiones Asesoras y Evaluadoras de la UBA, SECYT y
del Ministerio de Educación. Miembro de asociaciones profesionales nacionales e
internacionales.
Andrea L. Pineda Rojas es Licenciada en Ciencias Oceanográficas (Universidad de
Buenos Aires). Cursa la Carrera de Doctorado de la Universidad de Buenos Aires en
la Facultad de Ciencias Exactas y Naturales. Ha realizado varios cursos de
postgrado-doctorado. Es docente auxiliar regular en el Ciclo Básico Común de la
Universidad de Buenos Aires. Es Becaria de Formación de Postgrado Interna del
Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET). Asistió a
varios congresos y reuniones científicas.
Palabras Claves: modelos de dispersión atmosférica; depósito; nitrógeno; Río de la
Plata
RESUMEN
Se evaluó la transferencia de nitrógeno atmosférico proveniente de los óxidos de nitrógeno
emitidos a la atmósfera por las fuentes ubicadas en la Ciudad de Buenos Aires hacia aguas
costeras superficiales del Río de la Plata, utilizando modelos de dispersión atmosférica. Se
aplicó el modelo CALPUFF a las fuentes puntuales ubicadas en la ciudad. Se desarrolló el
modelo DAUMOD-R incorporando la formación de ácido nítrico gaseoso y se aplicó a las
fuentes areales. Se presenta la variación mensual del depósito seco de nitrógeno total (NNO2+N-HNO3) en aguas costeras. Se incluyen las distribuciones espaciales del depósito
anual de nitrógeno total, del aporte debido a cada especie y la contribución de cada tipo de
fuente de emisión.
INTRODUCCIÓN
Los gases disueltos en el medio acuático condicionan el desarrollo y la vida de los
ecosistemas acuáticos. En algunos casos, la presencia de algunos gases en el agua
puede tener efectos negativos. A principios de la década del ’70 la contaminación
atmosférica y la contaminación del agua eran consideradas dos problemas
ambientales separados. Sin embargo, hoy existe un mejor conocimiento de la
relación entre ambos problemas: contaminantes emitidos a la atmósfera pueden
llegar a superficies libres de agua como parte de los procesos de interacción aireagua. De esta forma, la atmósfera es considerada actualmente como uno de los
medios desde el cual algunas sustancias contaminantes pueden alcanzar el medio
acuático (océanos, ríos, lagos) y afectar la calidad del agua de estos sistemas. La
transferencia de sustancias entre la atmósfera y la superficie del agua es de interés
para los estudios de contaminación de ríos, lagos, estuarios, mares, para estudios
de contaminación atmosférica, para la biología y en los estudios del sistema
climático.
Investigadores de diferentes países han dedicado esfuerzos al avance en el
conocimiento y la comprensión de los complejos procesos de interacción atmósferasuperficies de agua, como por ejemplo el transporte y la transferencia de
contaminantes atmosféricos hacia el medio acuático. En la última década se han
implementado varios Programas destinados al estudio del intercambio de sustancias
entre la atmósfera y el medio acuático. Entre ellos, se encuentran el Programa de las
Grandes Aguas implementado por la Agencia de Protección del Ambiente de los
Estados Unidos (U.S. EPA) en cooperación con la NOAA (Baker y otros, 1993; U.S.
EPA, 2000); el Programa de la Bahía de Chesapeak (Wu y otros, 1994); estudios
realizados en el Lago Ontario (Donelan y Drennan, 1995); el Programa TBNEP
(Tampa Bay National Estuary Program) realizado en el Estuario de la Bahía de
Tampa, Florida, EE.UU. (TBNEP, 1996); el Proyecto ASGAMAGE (Air-Sea Gas
Transfer and Marine Aerosol Generation) realizado en Holanda (Oost, 1998); el
Proyecto GASEX-98, realizado por la NOAA (National Oceanic and Atmospheric
Administration) en el Atlántico Norte (Mc Gillis y otros, 2001); el Programa SBNEP
(Sarasota Bay National Estuary Program) en Florida, EE.UU. (SBNEP, 1999); el
Proyecto LOIS (Land-Ocean Interaction Study) (Neal y Robson, 2000); el Proyecto
ANICE (Atmospheric Nitrogen Inputs into the Coastal Ecosystem) (de Leeuw y otros,
2001) y el Proyecto SOLAS (Surface Ocean-Lower Atmosphere Study) (Duce y Liss,
2002).
La transferencia de sustancias contaminantes desde la atmósfera hacia la superficie
libre de agua, puede ocurrir mediante dos procesos: el depósito húmedo y el
depósito seco. El depósito húmedo se produce cuando la precipitación transporta
sustancias gaseosas o partículas desde la atmósfera hacia la superficie. El depósito
seco tiene lugar cuando los contaminantes se dirigen hacia la superficie por acción
de la gravedad (como en el caso de las partículas) o bien son adsorbidos o
absorbidos por la superficie y en el caso de gases resulta también de la diferencia de
concentración del contaminante en el aire y en la superficie. La magnitud de la
transferencia de contaminantes gaseosos hacia la superficie del agua depende,
entre otros factores, de las características del cuerpo de agua y de la atmósfera, de
las propiedades físicas y químicas de la sustancia contaminante, de la cantidad y
forma en que se produce su emisión, y de la distancia entre la fuente y el medio
receptor.
Entre las sustancias que presentan un mayor potencial para causar daños en el
medio acuático se encuentran: el nitrógeno, el mercurio, los pesticidas, otros metales
y otras sustancias emitidas por procesos de combustión. Por ejemplo, altas
concentraciones de nitrógeno en agua pueden generar un crecimiento excesivo de
las algas, las cuales utilizan elevadas cantidades de oxígeno en su proceso de
descomposición degradando las condiciones ambientales (eutroficación). Por otra
parte, las descargas de nitrógeno hacia el medio acuático pueden modificar la acidez
del agua.
El creciente desarrollo de centros urbanos costeros, que son importantes fuentes de
contaminación del aire originó la necesidad de estudiar la transferencia de
contaminantes atmosféricos hacia las superficies libres de agua. Existen estudios
que evalúan el depósito de contaminantes atmosféricos, en especial de compuestos
nitrogenados generados en áreas urbanas, sobre lagos y aguas costeras (US.EPA,
2000; Tarnay y otros, 2001). Algunos de estos estudios combinan los resultados
provenientes de campañas de medición y de modelos de dispersión atmosférica y
han obtenido que el depósito atmosférico constituye una posible vía de ingreso de
nitrógeno en el medio acuático (US.EPA, 2001). Por ejemplo, en 1990 se estimó que
la atmósfera contribuía con un 30-40% del nitrógeno total incorporado en las aguas
del Estrecho de Kattegat (Dinamarca) (Asman y otros, 1995). Asimismo, el aporte de
nitrógeno desde el aire contaminado hacia las aguas costeras alemanas fue del 30%
durante 1989-1992 (Beddig y otros, 1997), y las estimaciones para el Mar Báltico
indican que esta contribución alcanza el 50% (Rosenberg y otros, 1990). Otros
estudios muestran que el aporte atmosférico de nitrógeno varía entre el 10-40% en
diferentes cuerpos de agua de los Estados Unidos (US.EPA, 2000).
La Ciudad de Buenos Aires es uno de los diez mayores conglomerados urbanos del
mundo y el segundo en Sudamérica, con casi tres millones de habitantes distribuidos
en una superficie de aproximadamente 200km2 y una importante actividad comercial
y administrativa. Asimismo, durante los días hábiles circulan por la ciudad casi tres
millones de vehículos, uno de los cuales ingresa desde los alrededores. Debido a su
posición geográfica, los contaminantes atmosféricos provenientes del gran número
de fuentes de contaminantes del aire existentes en la ciudad pueden ser
transportados y transferidos hacia el Río de la Plata. Esto ocurre principalmente
cuando el viento transporta los contaminantes desde la ciudad hacia el río. Estas
situaciones se presentan, en el promedio anual, durante alrededor del 40% del
tiempo, pudiendo variar estacionalmente.
El Río de la Plata, situado a lo largo de la costa este de la Ciudad de Buenos Aires,
tiene un área aproximada de 30362km2, una profundidad media de 10m y constituye
la principal fuente de agua potable para la Ciudad de Buenos Aires y sus
alrededores. Frente a la Ciudad de Buenos Aires el río tiene un ancho aproximado
de 42km. Diversas campañas han revelado niveles medios de concentración de
nitrógeno en agua relativamente bajos (AGOSBA-OSN-SIHN, 1992; AA-AGOSBAILPLA-SHN, 1997). Asimismo, en el Estudio de la Calidad del Agua del Río de la
Plata (AGOSBA-OSN-SIHN, 1992) se menciona que la atmósfera es una de las
diferentes vías de entrada de los contaminantes hacia el sistema acuático.
En la Ciudad de Buenos Aires existen importantes fuentes de emisión de óxidos de
nitrógeno (NOx) a la atmósfera. En un trabajo previo (Venegas y Pineda Rojas, 2003)
se evaluó, en forma preliminar, el depósito seco de dióxido de nitrógeno (NO2)
proveniente de las fuentes de emisión urbanas sobre la superficie del agua del Río
de la Plata, aplicando modelos de dispersión atmosférica y considerando sólo la
existencia de NO2. Sin embargo, en la atmósfera baja y principalmente en horas
diurnas, parte del NO2 se oxida para generar ácido nítrico (HNO3) gaseoso
(Atkinson, 2000; Khoder, 2002), que también puede transferirse desde la atmósfera
a la superficie libre de agua. En la atmósfera, los NOx son oxidados a ácido nítrico
(HNO3). Durante el día, el principal proceso químico responsable de la remoción de
NOx de la baja atmósfera, está dado por la reacción entre dióxido de nitrógeno (NO2)
y el radical OH, la cual produce HNO3 gaseoso como producto final (Atkinson, 2000;
Jenkin y Clemitshaw, 2000; Khoder, 2002). En horas de la noche, el mayor proceso
químico de remoción de NOx está dado por la reacción entre el NO2 y el radical
nitrato (NO3¯) para formar pentóxido de nitrógeno (N2O5) que luego reacciona con
vapor de agua para generar HNO3. Sin embargo, la naturaleza heterogénea de esta
última reacción hace que la velocidad de formación del HNO3 durante la noche sea
muy variable y difícil de determinar en condiciones troposféricas típicas, por lo que
suele aproximarse a un valor estimado constante. Por otra parte, el ácido nítrico
puede reaccionar con otras especies tales como el amoníaco o el cloruro de sodio
para formar nitratos particulados (Wesely y Hicks, 2000; Redington y Derwent,
2002). Sin embargo, estas reacciones son poco probables en la Ciudad de Buenos
Aires debido a que las principales fuentes de emisión de amoníaco son las
actividades agrícolas y a la ausencia de una atmósfera marina que provea cloruro de
sodio en la zona. Por lo tanto, las principales especies de nitrógeno atmosférico
originadas a partir los óxidos de nitrógeno emitidos en la Ciudad de Buenos Aires,
que pueden depositar sobre las aguas costeras del Río de la Plata, son el NO2 y el
HNO3 gaseosos.
El objetivo de este trabajo es estimar el depósito seco de nitrógeno total (N-NO2 + NHNO3) proveniente de las fuentes de emisión existentes en la Ciudad de Buenos
Aires, en aguas costeras superficiales del Río de la Plata, mediante la aplicación de
modelos de dispersión atmosférica. El depósito de nitrógeno resultante de las
emisiones de óxidos de nitrógeno provenientes de las fuentes puntuales, se estima
aplicando el modelo CALPUFF (Scire y otros, 2000). Para obtener el depósito de
nitrógeno proveniente de las emisiones desde las fuentes areales, se desarrolla y
aplica el modelo de dispersión atmosférica DAUMOD-R. Este modelo es una versión
modificada del modelo DAUMOD (Mazzeo y Venegas, 1991; Venegas y Mazzeo,
2002) que incorpora la formación de HNO3 a partir del NO2 y el depósito del mismo
sobre la superficie del agua. Se estudia la distribución espacial del depósito obtenido
así como su variación mensual. Se analiza el aporte de los diferentes tipos de
fuentes de emisión al depósito de nitrógeno estimado.
EMISIONES DE NOx EN LA CIUDAD DE BUENOS AIRES
Los valores de emisión de NOx (expresados como NO2) utilizados corresponden al
inventario de emisiones recientemente desarrollado para la Ciudad de Buenos Aires
(Mazzeo y Venegas, 2003; 2004a). Este inventario incluye las siguientes fuentes de
emisión de NOx (expresado como NO2), existentes en la ciudad:
- las centrales termoeléctricas de generación de electricidad
- el consumo de gas por actividad residencial, comercial y las pequeñas industrias
- los automóviles particulares (autos, taxis y camiones)
- el transporte automotor de pasajeros
- los aviones que despegan y aterrizan en el Aeroparque Jorge Newbery
En general, las fuentes de emisión pueden clasificarse en puntuales y areales. Las
fuentes puntuales en la ciudad son las chimeneas de las tres centrales
termoeléctricas generadoras de electricidad, localizadas cerca de la costa del Río de
la Plata: Nuevo Puerto, Puerto Nuevo y Costanera. El resto de las fuentes
mencionadas constituye un conjunto formado por miles de fuentes individuales que
son consideradas como fuentes distribuidas en área o fuentes areales. El inventario
de emisiones incluye valores horarios de emisión de NOx (expresados como NO2) en
cada uno de los 17x19 retículos unitarios de 1km2 en los que se dividió la ciudad y
las características de emisión de las fuentes puntuales.
La emisión total anual de NOx (expresados como NO2) obtenida a partir de este
inventario es de 57261ton. Las centrales termoeléctricas aportan el 51.7% de este
valor y los automotores terrestres el 43.0%. La contribución de las actividades
residencial, comercial y de las pequeñas industrias es del 4.6% y la de los aviones
en el aeroparque local es del 0.7%.
DEPÓSITO DE CONTAMINANTES ATMOSFÉRICOS SOBRE LA SUPERFICIE
DEL AGUA
El transporte y la transferencia de contaminantes gaseosos hacia el medio acuático
incluyen los siguientes procesos: el transporte turbulento de la sustancia
contaminante a través de la capa de superficie de la atmósfera hacia la superficie
acuática hasta alcanzar una delgada capa cuasi-laminar cercana a la superficie;
luego, la difusión molecular del contaminante a través de esta capa delgada y por
último, la transferencia de la sustancia a través de la interfaz aire-agua (por ejemplo,
la absorción del contaminante o su remoción desde la superficie acuosa por
procesos químicos) (Slinn y otros, 1978; Liss y Slinn, 1983; Seinfeld y Pandis, 1998;
Csanady, 2001).
Estos procesos dependen de las características de los contaminantes, incluyendo
sus concentraciones y sus propiedades físicas y químicas. Dependen también, de
los procesos atmosféricos que afectan la distribución de concentración de
contaminantes, incluyendo el transporte, la dispersión y la remoción. Asimismo, la
solubilidad del contaminante en el agua condiciona la masa transferida a través de la
interfaz aire-agua. Por lo tanto, la transferencia de un contaminante atmosférico
hacia el medio acuático depende de la concentración del contaminante en el aire, de
la turbulencia de la capa de superficie atmosférica (condicionada principalmente por
la velocidad de fricción y la estabilidad de la atmósfera), de la difusividad molecular
del contaminante en el aire y de la solubilidad de éste en el agua.
El flujo de depósito seco (F) de un contaminante atmosférico sobre la superficie
puede estimarse como el producto entre la concentración del contaminante en aire
cerca de la superficie (C) y su “velocidad de depósito” (vd) (Seinfeld y Pandis, 1998):
F = C.vd
(1)
Seinfeld y Pandis (1998) presentan métodos de determinación de las velocidades de
depósito. Entre los métodos más ampliamente utilizados se encuentra el “método de
la resistencia”, aplicable a la capa límite de superficie y a la transferencia de los
contaminantes a través de la interfaz atmósfera-agua. Mediante el principio de la
analogía de la resistencia, el transporte y la transferencia de masa de contaminantes
del aire desde la atmósfera hacia la superficie se puede expresar en función de la
inversa de la suma de “resistencias”. Estas “resistencias” representan la oposición
del medio al transporte de una sustancia contaminante a través de la atmósfera
hacia la superficie. En este trabajo se consideró un modelo de multiniveles aplicado
en la actualidad (Hertel y otros, 2002; Knipping y Dabdub, 2002; Park y otros, 2002;
Luo y otros, 2002).
El método de la resistencia asume que el transporte de contaminantes hacia la
superficie está condicionado por tres resistencias en serie. Estas resistencias son:
la resistencia aerodinámica (ra), la resistencia de la capa cuasi-laminar (rd) y la
resistencia de la superficie (rw) ( Figura 1).
Figura 1. Esquema del método de la resistencia para el depósito seco.
En condiciones estacionarias, el flujo de depósito (F) está relacionado con las
diferencias de concentración y las resistencias de las diferentes zonas que el flujo de
contaminantes atraviesa antes de llegar a la superficie:
F=
donde rt = ra + rd + rw
C3 − C2 C2 − C1 C1 − C0 C3 − C0
=
=
=
ra
rd
rw
rt
(2)
La resistencia total (rt) al depósito de un contaminante gaseoso está dada por la
suma de las tres resistencias individuales y si C0 = 0, de acuerdo con la Ecuación
(2):
vd =
1
1
=
rt ra + rd + rw
(3)
La resistencia aerodinámica (ra) puede estimarse en función de la velocidad del
viento, la estabilidad de la atmósfera y la velocidad de fricción. La resistencia de la
capa cuasi-laminar (rd) es función de la velocidad de fricción, la rugosidad de la
superficie y la difusividad molecular de la sustancia contaminante. Sobre la
superficie de agua se debe tener en cuenta el efecto de la velocidad del viento sobre
el cambio de rugosidad de la superficie del agua. Por último, la resistencia (rw) de la
fase líquida se puede parametrizar en función de las características de la solubilidad
y de la reactividad de la sustancia contaminante. Esta metodología es ampliamente
utilizada en el cálculo del depósito de contaminantes y algunos de los modelos de
dispersión atmosférica más recientes han incorporado esta técnica en sus algoritmos
(Scire y otros, 2000; US.EPA, 2001; Hertel y otros, 2002).
MODELOS DE DISPERSIÓN ATMOSFÉRICA UTILIZADOS
Para estimar las concentraciones y el depósito del NO2 y HNO3 obtenidos a partir de
las emisiones de NOx (expresados como NO2) desde las fuentes ubicadas en la
Ciudad de Buenos Aires se utilizaron modelos de dispersión atmosférica aplicables a
fuentes puntuales y a fuentes areales urbanas.
a) Modelo de dispersión atmosférica para fuentes puntuales
Para las emisiones de NOx originadas por las fuentes puntuales (chimeneas de las
Centrales Termoeléctricas) se aplicó el modelo de dispersión atmosférica CALPUFF
(Scire y otros, 2000) recomendado por la Agencia de Protección del Ambiente de los
Estados Unidos. Este modelo permite estimar la formación de contaminantes
secundarios a partir de las emisiones de NOx (expresados como NO2) y calcular la
concentración de contaminantes en aire así como el depósito de los mismos sobre
diferentes tipos de superficies.
El modelo CALPUFF estima la transformación química entre los NOx (expresados
como NO2) y la formación de HNO3, mediante una parametrización semi-empírica de
reacciones químicas desarrollada a partir del análisis estadístico de valores horarios
de transformaciones químicas obtenidos aplicando el esquema de reacciones
químicas desarrollado por Atkinson y otros (1982) a un amplio rango de condiciones
atmosféricas. De acuerdo con esta metodología la oxidación diurna del NOx puede
obtenerse en función de la concentración de fondo de ozono [O3], de la estabilidad
atmosférica (S) y de la concentración media de NOx (expresados como NO2) en la
pluma de contaminantes. Las constantes de reacción están dadas por:
k1 = 1206 [O3]1.5 S-1.41 [NOx]-0.329
k2 = 1262 [O3]1.45 S-1.34 [NOx]-0.122
donde k1 es la tasa (%/h) de transformación del NO2 (en HNO3 y en otros
compuestos orgánicos de nitrógeno en pequeña cantidad) y k2 es la tasa (%/h) de
formación del HNO3, en ambas expresiones las concentraciones están dadas en
(ppm) y S es la clase de estabilidad atmosférica de la clasificación de PasquillGifford (2 – 5).
Durante las horas nocturnas, el modelo considera que las velocidades de pérdida de
NO2 y de formación de HNO3 son constantes e iguales a 2%/h.
Los valores de la concentración de NO2 y HNO3 en aire son estimados de acuerdo
con las siguientes expresiones:
[NO2] = [NO2]i e-k1 Wt/100
[HNO3] = [NO2]i (1- e-k2 Wt/100)
donde “ i ” indica la concentración inicial y Wt es el intervalo de tiempo del modelo
(considerado 1 hora)
b) Modelo de dispersión atmosférica pata fuentes areales
Para estimar las concentraciones y el depósito del NO2 y HNO3 obtenidos a partir de
las emisiones de NOx (expresados como NO2) desde las areales, se desarrolló y
aplicó el modelo de dispersión atmosférica urbana DAUMOD-R. Este modelo es una
versión modificada del modelo de dispersión atmosférica DAUMOD en la que se
incluyeron las parametrizaciones necesarias para estimar la pérdida de NO2 y
generación de HNO3, así como el cálculo del depósito de estas sustancias sobre la
superficie del agua.
El modelo de dispersión atmosférica urbana DAUMOD está basado en la ecuación
de conservación de masa y asume que no existe transporte de masa a través del
límite superior de la pluma de contaminantes, que la distribución vertical de
contaminantes puede ser expresada por una función polinómica de la altura, cuyos
coeficientes dependen de las condiciones de estabilidad atmosférica y que la altura
del límite superior de la pluma puede ser aproximada por una función potencial de la
distancia. El modelo DAUMOD ha sido aplicado para estimar las concentraciones de
fondo de diferentes contaminantes en ciudades de Estados Unidos, Alemania
(Mazzeo y Venegas, 1991), Dinamarca (Venegas y Mazzeo, 2002, 2004a) y en la
Ciudad de Buenos Aires (Mazzeo y Venegas, 2004b; Venegas y Mazzeo, 2003,
2004b). Las concentraciones estimadas por este modelo son satisfactorias
comparadas con los valores observados, indicando que el modelo es adecuado para
estimar las concentraciones de contaminantes en aire al nivel del suelo.
El modelo DAUMOD-R fue desarrollado incluyendo en el modelo DAUMOD
parametrizaciones de transformación química y del depósito, similares a las
incorporadas en el modelo CALPUFF. De esta forma, el modelo DAUMOD-R incluye:
(i) un módulo químico que cuantifica la pérdida de NO2 en aire y la formación de
HNO3 a partir de la concentración inicial de NO2; (ii) un esquema para estimar las
velocidades de depósito del NO2 y del HNO3, basado en el método de las
resistencias; y (iii) un módulo para computar los flujos de depósito seco de estas
especies.
RESULTADOS
Los modelos de dispersión atmosférica CALPUFF y DAUMOD-R fueron aplicados en
un área de 38km x 38km que incluye la Ciudad de Buenos Aires y una zona costera
del Río de la Plata de 926km2, utilizando un año de información meteorológica
horaria obtenida en la Estación Meteorológica Aeroparque Buenos Aires (Servicio
Meteorológico Nacional). El flujo de depósito de nitrógeno en las aguas superficiales
del Río de la Plata, se estimó en retículos unitarios de 1km2.
Los valores medios obtenidos en este trabajo para las velocidades de depósito del
NO2 y del HNO3 sobre la superficie del agua fueron 0.024cm/s y 0.699cm/s,
respectivamente. Los estudios de la velocidad de depósito de contaminantes
atmosféricos sobre el agua son escasos; sin embargo, estos valores medios
estimados son similares a los presentados por Seinfeld y Pandis (1998), US.EPA
(2001) y Tarnay y otros (2001). Los mayores valores de la velocidad de depósito del
HNO3 son esperables debido a que éste es más soluble en agua que el NO2 y por lo
tanto, la superficie de agua presenta menor resistencia a su depósito.
A partir del cálculo del depósito seco de NO2 y HNO3, se obtuvo que el depósito
anual de nitrógeno (N-NO2 + N-HNO3) sobre la superficie del agua del Río de la
Plata considerada es de 15884kg-N/año. Se observó que, si bien el HNO3 es mucho
más soluble que el NO2, las bajas concentraciones de ácido nítrico gaseoso en aire
contribuyen con el 23.6% del depósito seco anual de nitrógeno en el área
considerada.
La variación mensual del depósito de nitrógeno en el área del río considerada, así
como el aporte del N-NO2 y del N-HNO3 al depósito total (N-NO2 + N-HNO3), se
presenta en la Figura 2.
depósito de N (kg/mes)
1800
1600
1400
N-NO2
N-HNO3
N-TOT
1200
1000
800
600
400
200
0
ene feb mar abr may jun
jul ago set oct nov dic
Figura 2. Variación mensual del depósito de nitrógeno (N-NO2, N-HNO3 y N-NO2 + N-HNO3) en la
2
superficie de agua del Río de la Plata considerada (926 km ).
Se observa que el depósito de nitrógeno total mensual varía considerablemente de
784 a 1617kg-N/mes, siendo febrero y julio los meses de mínimo y máximo depósito,
respectivamente. Los mayores depósitos de N-NO2 ocurren en invierno y los de NHNO3 se presentan en verano, en relación con la mayor formación de HNO3 durante
la época estival.
El análisis de los flujos máximos de depósito seco mensuales de nitrógeno (N-NO2 +
N-HNO3) en cada retículo unitario de aguas costeras del río, reveló que el mayor
valor es 8.2kg-N/km2mes (en julio) y el menor 4.4kg-N/km2mes (en febrero). Estos
flujos de depósito de nitrógeno son comparables con los obtenidos por otros autores
para lugares costeros poco contaminados (US.EPA, 2000).
La distribución horizontal del depósito anual de nitrógeno (N-NO2 + N-HNO3) se
presenta en la Figura 3. Los mayores valores de depósito anual se presentan frente
a la Ciudad de Buenos Aires, en el primer kilómetro de distancia a costa, alcanzando
un máximo de 86kg-N/km2año frente al Aeroparque Jorge Newbery. El flujo de
depósito seco anual de nitrógeno sobre las aguas del Río de la Plata disminuye
marcadamente con la distancia a la costa, ya que a distancias de ∼5km la tasa de
depósito se reduce a la mitad de su máximo valor costero. A distancias mayores a
20km los valores de depósito son inferiores a 10kg-N/km2año. Por último, la
distribución horizontal del depósito seco anual de nitrógeno sobre el agua está
influenciada por la distribución anual de frecuencias de direcciones del viento que
transportan los contaminantes hacia el río.
kg-N/km 2año
0
5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85
Ciudad de Buenos Aires
Figura 3. Distribución horizontal del depósito anual de nitrógeno (N-NO2 + N-HNO3) sobre las aguas
superficiales costeras del Río de la Plata.
Las Figuras 4 y 5 presentan las distribuciones horizontales del depósito anual de NNO2 y N-HNO3, respectivamente. La distribución horizontal del flujo de depósito seco
anual de N-NO2 (Figura 4) en el área de estudio presenta una marcada variación
espacial, con valores que varían desde 73kg-N/km2año frente a la costa de la ciudad
hasta ∼7kg-N/km2año a distancias de la costa mayores a 25km.
El flujo de depósito seco anual de N-HNO3 (Figura 5) presenta un valor máximo de
13kg-N/km2año en la franja costera y disminuye a valores inferiores a 5kg-N/km2año
a distancias mayores a 20km, mostrando una distribución más homogénea que la
del dióxido de nitrógeno.
kg-N/km 2año
0
5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85
Ciudad de Buenos Aires
Figura 4. Distribución horizontal del depósito anual de nitrógeno en dióxido de nitrógeno (N-NO2)
sobre las aguas superficiales costeras del Río de la Plata.
kg-N/km 2año
0
5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85
Ciudad de Buenos Aires
Figura 5. Distribución horizontal del depósito anual de nitrógeno en ácido nítrico (N-HNO3) sobre las
aguas superficiales costeras del Río de la Plata.
Las distribuciones horizontales del depósito anual del nitrógeno atmosférico
proveniente de las emisiones de NOx originadas desde las fuentes areales se
presenta en la Figura 6 y el proveniente de las emisiones de NOx desde las fuentes
puntuales se presenta en la Figura 7. El flujo de depósito seco de nitrógeno total
proveniente de las emisiones de las fuentes areales es, en general, mayor que el
que se produce por depósito de las emisiones desde las fuentes puntuales. Este
resultado es esperable debido a que la emisión de las fuentes areales se genera
cerca del suelo. Las contribuciones de las fuentes areales y puntuales al depósito
anual de nitrógeno en todo el área del río considerada son de 60.8% y 39.2%,
respectivamente.
La transferencia del nitrógeno emitido desde las fuentes areales hacia el agua es
mayor cerca de la costa de la ciudad y disminuye en forma gradual con la distancia a
la costa (Figura 6). El máximo depósito seco anual de nitrógeno total resultante de
las emisiones de las fuentes areales es 61.9 kg-N/km2año y se produce en el primer
km2 costero frente al aeroparque. Por otra parte, la distribución del flujo de depósito
seco de nitrógeno total debido a las emisiones de las fuentes puntuales (chimeneas)
presenta características típicas de las “plumas de contaminantes” emitidas desde
fuentes elevadas (Figura 7). El valor máximo de este depósito es 24kg-N/km2año y
se presenta cerca de la costa. Este resultado es consecuencia de la superposición
de las plumas de contaminantes emitidas desde las Centrales Termoeléctricas que
se produce cuando el viento tiene dirección del sector sud-este.
kg-N/km 2año
0
5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85
Ciudad de Buenos Aires
Figura 6. Distribución horizontal del depósito anual de nitrógeno (N-NO2 + N-HNO3) sobre las aguas
superficiales costeras del Río de la Plata. Aporte de las fuentes areales.
kg-N/km 2año
0
5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85
Ciudad de Buenos Aires
Figura 7. Distribución horizontal del depósito anual de nitrógeno (N-NO2 + N-HNO3) sobre las aguas
superficiales costeras del Río de la Plata. Aporte de las fuentes puntuales.
CONCLUSIONES
La aplicación de modelos de dispersión atmosférica a la estimación del depósito de
nitrógeno total (N-NO2 + N-HNO3) proveniente de las emisiones generadas en la
Ciudad de Buenos Aires sobre un área del Río de la Plata de 926km2, permitió
determinar que la masa anual de nitrógeno transferida por depósito seco desde la
atmósfera al agua es de 15884kg-N/año. Esta transferencia es similar a la observada
en las aguas costeras de la Bahía de Sarasota (Florida, EE.UU.) (con 16000 kgN/año) (US.EPA, 2000).
El N-NO2 contribuye con el 76.4% a este valor, y el N-HNO3 con el 23.6%. El menor
aporte del HNO3 resulta del bajo nivel de su concentración en aire en las cercanías
de la ciudad.
La distribución horizontal del flujo de depósito seco de nitrógeno sobre la zona
estudio presenta una gran variación espacial. Los mayores valores se observan
los primeros km2 de agua cercanos a la costa, con una intensidad anual máxima
86kg-N/km2año. A distancias de la costa mayores a 20km, el depósito seco
nitrógeno es menor a 10kg-N/km2año.
de
en
de
de
Las emisiones de óxidos de nitrógeno provenientes de las fuentes areales ubicadas
en la ciudad contribuyen con el 60.8% del nitrógeno total (N-NO2 + N-HNO3)
depositado en el área del río considerada y las emisiones de las chimeneas de las
centrales termoeléctricas aportan el 39.2% restante.
Se obtuvo que la transferencia de nitrógeno atmosférico a las aguas superficiales del
Río de la Plata es mayor durante los meses de invierno, debido a que durante este
período la frecuencia de direcciones del viento hacia el río es algo superior a la que
se presenta el resto del año. Los mayores depósitos de NO2 se observan durante los
meses fríos, y los de HNO3 durante los meses cálidos debido a la mayor formación
de HNO3 durante la época estival.
Los máximos flujos de depósito mensuales en las aguas costeras del río variaron
entre 4.4kg-N/km2mes (febrero) y 8.2kg-N/km2mes (julio). Estos valores son
comparables con los obtenidos por otros autores para lugares costeros poco
contaminados (US.EPA, 2000).
En un futuro este trabajo será complementado con la incorporación de las emisiones
de NOx en el Gran Buenos Aires.
AGRADECIMIENTOS
La información meteorológica utilizada fue suministrada por el Servicio Meteorológico
Nacional. Este trabajo ha sido parcialmente financiado por los Proyectos FONCyT PICT2000-N°13-09544 y UBACyT X060.
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