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.

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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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