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UNIVERSIDAD DE LA SERENA FACULTAD DE INGENIERÍA DEPARTAMENTO DE MINAS

TRANSPORTE DE CONTAMINANTES EN SISTEMAS FLUVIALES Y EVALUACIÓN DE LA APLICABILIDAD DEL MODELO WASP EN LAS CUENCAS DE LOS RÍOS ELQUI Y CHOAPA, REGIÓN DE COQUIMBO, CHILE

JORGE CUBILLOS RÍOS

Memoria para optar al título de INGENIERO CIVIL AMBIENTAL COMISIÓN REVISORA Dr. Ricardo Oyarzún L. Profesor Patrocinante Dr. Hugo Maturana C. Ing. Carlos Pizarro V.

LA SERENA, 2013

Agradecimientos

Deseo dar gracias a los profesores del Departamento de Minas, en especial a mi profesor patrocinante, Dr. Ricardo Oyarzún, por haberme orientado durante todo este proceso así como también por su gran apoyo y paciencia.

Además quiero agradecer la colaboración del Instituto de Investigaciones Agropecuarias INIA, el Centro de Estudios Avanzados de Zonas Áridas CEAZA, el Centro del Agua para Zonas Áridas y Semiáridas de América Latina y el Caribe CAZALAC y el Departamento de Ingeniería de Minas de la Universidad de la Serena.

También quiero agradecer a Chris Knightes, Ph.D. e Ingeniero Ambiental de la U.S. EPA, que me ayudo en todo lo que respecta al uso de WASP, tanto en la parte práctica como teórica.

Quiero reconocer también la asistencia de los investigadores Juan Manuel Cuellos y Brian Caruso al comienzo del trabajo.

De igual forma quiero agradecer a la Dirección General de Aguas, en especial al profesional Gustavo Freixas por la información y datos brindados y la ayuda en la interpretación de estos.

Finalmente quiero recocer a los profesionales de la actual Oficina de Informaciones, Reclamos y Sugerencias de Ministerio del Medio Ambiente por el aporte de información.

Contenidos

Resumen ................................................................................................................ 1 Abstract ................................................................................................................. 2 Introducción .......................................................................................................... 3 Objetivos ................................................................................................................ 7 Capítulo 1. Fenómenos de transporte en ríos .................................................... 8 1.1 Advección ...................................................................................................... 9 1.2 Difusión/Dispersión ...................................................................................... 12 1.2.1 Primera ley de Fick ............................................................................... 12 1.2.2 Segunda ley de Fick.............................................................................. 14 1.2.3 Procesos de difusión/dispersión ........................................................... 15 1.2.4 Ecuación de Advección-Dispersión ....................................................... 17 1.3 Elección de un modelo de transporte .......................................................... 22 1.4 Transporte de sedimentos ........................................................................... 22 1.4.1 Propiedades de los sólidos suspendidos .............................................. 23 Capítulo 2. Alcance de la modelación ambiental ............................................. 28 2.1 Clasificación de modelos ............................................................................. 28 2.2 Requerimientos de datos ............................................................................. 31 2.3 Ejemplos de modelos de calidad de aguas ................................................. 32 2.4 Objetivos de gestión y aplicación ................................................................ 34 Capítulo 3. Descripción de cuencas en estudio ............................................... 37 i

3.1 Cuenca del Elqui ......................................................................................... 37 3.1.1 Ubicación geográfica............................................................................. 37 3.1.2 Geomorfología ...................................................................................... 39 3.1.3 Perfiles de los principales cursos fluviales de las cuencas ................... 41 3.1.4 Actividades económicas........................................................................ 42 3.2 Cuenca del Choapa ..................................................................................... 44 3.2.1 Ubicación geográfica Cuenca del Choapa ............................................ 44 3.2.2 Geomorfología ...................................................................................... 45 3.2.4 Actividades económicas........................................................................ 48 Capítulo 4. Accidentes ocurridos ...................................................................... 49 4.1 Cuenca del Elqui ......................................................................................... 49 4.1.1 Ruptura de Tranques de Relaves ......................................................... 49 4.2 Cuenca del Choapa ..................................................................................... 52 4.2.1 Falla tranque Quillayes ......................................................................... 52 4.2.2 Incidente “km 37” .................................................................................. 57 Capítulo 5. WASP ................................................................................................ 66 5.1 Introducción ................................................................................................. 66 5.2 El modelo básico de calidad de agua .......................................................... 67 5.2.1 Ecuación general de balance de masa ................................................. 68 5.3 Flujo de aguas superficiales en WASP .................................................... 69

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5.3.1 Opciones de flujo descriptivas de aguas superficiales .......................... 69 5.3.2 Opción de flujo de corriente onda cinemática ....................................... 71 5.4 Hidrogeometría ............................................................................................ 72 5.5 Uso del modelo WASP ................................................................................ 73 Capítulo 6. Metodología ...................................................................................... 74 6.1 Segmentación .............................................................................................. 74 6.1.1 Segmentación Rio Elqui ........................................................................ 76 6.1.2 Segmentación Rio Choapa ................................................................... 79 6.2 Selección de datos ...................................................................................... 80 6.2.1 Elqui ...................................................................................................... 80 6.2.1 Choapa ................................................................................................. 82 6.3 Coeficiente de dispersión ............................................................................ 84 6.3 Evaluación del modelo................................................................................. 89 Capítulo 7. Resultados y discusiones ............................................................... 90 7.1 Elqui............................................................................................................. 90 7.1.1 Caudales y concentraciones ................................................................. 90 7.1.2 Evaluación del modelo .......................................................................... 94 7.2 Choapa ........................................................................................................ 97 7.2.1 Caudales y concentraciones ................................................................. 97 7.2.2 Evaluación del modelo ........................................................................ 101

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8. Conclusiones................................................................................................. 104 Referencias ........................................................................................................ 108 Anexo A: Guía de modelación con WASP ...................................................... 114 A.0 Modelación de caudal ............................................................................... 114 A.1 Pantalla de datos (Data set screen) .......................................................... 114 A.1.1 Fecha y tiempo ................................................................................... 115 A.1.2 Fecha y hora de partida (start date, start time) ................................... 115 A.1.3 Fecha y hora de término (end date, end time) .................................... 115 A.1.4 Hidrodinámica ..................................................................................... 116 A.1.5 Técnica de solución (solution technique) ............................................ 117 A.1.6 Definición del intervalo de tiempo (time step) ..................................... 117 A.1.7 Ejemplo de una pantalla de datos ...................................................... 117 A.2 Pantalla de segmentos (Segments screen)............................................... 118 A.2.1 Volumen ............................................................................................. 119 A.2.2 Profundidad (Multiplicador y exponente) ............................................ 119 A.2.3 Velocidad (Multiplicador y exponente) ................................................ 119 A.2.4 Tipo de segmento (Segment type) ..................................................... 119 A.2.5 Segmento inferior (Bottom Segment) ................................................. 120 A.2.5 Longitud (Length) ............................................................................... 120 A.2.6 Ancho (Width) ..................................................................................... 120 A.2.7 Profundidad mínima (Minimum depth) ................................................ 120 iv

A.2.8 Pendiente (Slope) ............................................................................... 120 A.2.9 Coeficiente de rugosidad de Manning (Bottom Roughness)............... 121 A.2.10 Guía para llenar una pantalla de segmentos. ................................... 121 A.3 Pantalla de flujos (Flows screen) .............................................................. 124 A.3.1 Tipo de flujo (Flow field)...................................................................... 125 A.3.2 Función de flujo .................................................................................. 125 A.3.3 Función de recorrido del flujo (Flow path function) ............................. 126 A.3.4 Función de flujo en el tiempo (Flow time function) .............................. 130 A.4 Pantalla de intercambios (Exchanges screen) .......................................... 131 A.4.1 Tipo de intercambio (Exchange field) ................................................. 132 A.4.2 Función de intercambio ...................................................................... 132 A.4.3 Función de recorrido del intercambio (Exchange path function) ......... 133 A.4.4 Función de flujo en el tiempo (Flow time function) .............................. 134 A.4.5 Recomendación para llenar la Pantalla de Intercambio...................... 135 A.5 Condiciones de borde (Boundaries) .......................................................... 136 A.6 Ejecución del modelo ................................................................................ 137 A.7 Post procesador (Post-processor) ............................................................. 138 A.7.1 Creación del gráfico ............................................................................ 139 Anexo B: Respaldo de consultas a Chris Knightes ....................................... 143 B.1 Conversación 1 ......................................................................................... 143

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B.2 Conversación 2 ......................................................................................... 146 B.3 Conversación 3 ......................................................................................... 151 B.4 Conversacion 4 ......................................................................................... 158 B.5 Conversación 5 ......................................................................................... 162

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Resumen

La presente memoria considera la utilización del software libre WASP (http://www.epa.gov/athens/wwqtsc/html/wasp.html) para la evaluación de su aplicabilidad en las cuencas del Elqui y Choapa, Región de Coquimbo, donde una gran cantidad de faenas mineras operativas y abandonadas así como depósitos de estériles cercanos a los ríos en las cuencas constituyen una potencial causa del exceso de carga de metales en los sistemas acuáticos.

Para la evaluación del software se considerará su complejidad, requerimiento de datos y disponibilidad de datos. Esto con el fin de contar con una herramienta para la modelación de metales pesados en dichas cuencas, la que puede servir a futuro para la determinación de medidas de gestión en sitios específicos en lo que a normas de calidad de aguas se refiere. Además, a pesar de toda la información de monitoreo con la que se cuente, siempre es útil poder tener una estimación de concentraciones químicas en sitios donde la información de campo no existe.

Para la elaboración del modelo se usaron datos de caudal y de calidad de aguas proporcionados por la Dirección General de Aguas (DGA), con los cuales se realizaron simulaciones en condiciones de caudal bajo y caudal alto para cada cuenca, obteniendo resultados dispares, “buenos” para El Elqui y “malos” para Choapa, lo que hace pensar que la precisión del Elqui puede ser también un error.

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Abstract

This graduation work considers the use of free domain software WASP (http://www.epa.gov/athens/wwqtsc/html/wasp.html) to assess its applicability in the Elqui and Choapa basins, Coquimbo Region, where a large number of operational and abandoned mine sites as well as tailings deposits near rivers in the basins are a potential source of excess load of metals in water systems.

For the evaluation of the software is considered its complexity, data requirements and data availability. This for the purpose of have a tool for modeling heavy metals in these basins, which can serve for determining future management measures at specific sites when it comes water quality standards are concerned. Furthermore, despite all monitoring information with which it is to count, is always useful to have an estimate of chemical concentrations at sites where field data does not exist.

To prepare the model used data flow and water quality provided by the Dirección General de Aguas (DGA), with which simulations were performed under low flow and high flow for each watershed, obtaining mixed results, "good "for the Elqui and" bad "for Choapa, which suggests that the accuracy of the Elqui can also be a mistake.

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Introducción

La erosión de sedimentos, relaves y roca residual, a veces ricos en metales, y su transporte en sistemas fluviales son problemas comunes que requieren investigación, y/o el uso de herramientas de modelación para su análisis, predicción y mitigación. Las interacciones de los sedimentos y el agua en las corrientes juegan un rol crítico en el transporte y destino de los metales, los impactos en la calidad del agua y la biota acuática, y la efectividad de los planes de remediación (Caruso, 2004). De acuerdo a Caruso (2004) “en Estados Unidos, la modelación de metales y las interacciones agua/sedimento es normalmente empleada para la investigación y restauración de áreas mineras severamente impactadas, como los sitios del Superfondo1. También, en años recientes, la modelación ha sido requerida para la definición de las cargas diarias máximas totales (TMDL) y para los planes de restauración de la calidad del agua bajo los requerimientos de la Ley del Agua Limpia”.

En Chile, y más específicamente en la Región de Coquimbo, una gran cantidad de faenas mineras operativas y abandonadas así como depósitos de estériles cercanos a los ríos en las cuencas constituyen una potencial causa del exceso de carga de metales en los sistemas acuáticos, lo que podría ser perjudicial para estos sistemas y sus usos. En efecto, se han producido en forma reciente episodios de contaminación de ríos por actividad minera, ya sea como consecuencia de accidentes, malas prácticas de manejo, eventos climáticos excepcionales, o una combinación de estos factores. Ejemplos concretos en esta década son los tres episodios de arrastre de relaves en la zona de Quebrada Marquesa, Distrito Minero

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Superfondo (Superfund) es el nombre dado al programa ambiental establecido por la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos (US EPA) para mejorar los sitios que fueron abandonados y contenían desperdicios peligrosos. El programa también estableció el fondo de fideicomiso a través de la ley de responsabilidad, compensación y recuperación ambiental (CERCLA por sus siglas en inglés) en 1980. Esta ley fue establecida como consecuencia del descubrimiento de vertederos clandestinos de desperdicios tóxicos en los años 70 (US EPA, 2012).

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Talcuna ocurridos en Junio del 2007 y en Septiembre y Noviembre del 2002 (Dättwyler, 2008; Galleguillos et al, 2008; Galleguillos, 2004), los vertidos de aguas provenientes del tranque de relaves Quillayes de Minera Los Pelambres (MLP) en el Río Cuncumén, Cuenca del Río Choapa el año 2007 (MLP, 2007; MOP, 2007b) como también la fuga de concentrado de cobre proveniente de una cámara de hormigón por una falla de presión del concentradoducto de MLP en el año 2009 (MLP, 2009; El Tiempo, 2009).

Por otro lado, existe en Chile una creciente preocupación por la protección del medio ambiente, en equilibrio con el desarrollo económico. En efecto, el esfuerzo de nuestro país por ingresar al selecto grupo de naciones que conforman la OECD (Organization for Economic Co-operation and Development) obligó a adoptar una serie de medidas, políticas y programas para mejorar en materia de gestión ambiental. Ejemplo de estas acciones, relacionadas con los recursos hídricos, son el desarrollo de Normas Secundarias de Calidad de Aguas y la Estrategia Nacional de Gestión Integrada de Cuencas Hidrográficas.

Finalmente, la convivencia de la actividad minera y agrícola en las cuencas del Norte Chico refuerza la importancia de contar con herramientas que apoyen la gestión integrada de los recursos hídricos. En este contexto, junto con el monitoreo, las herramientas de modelación pueden cumplir un importante rol. De acuerdo a Caruso et al. (2008), “a pesar del trabajo substancial en el desarrollo de modelos, su aplicación exitosa ha sido limitada por que usualmente no son usados por los tomadores de decisiones para la evaluación ambiental y restauración de ríos y cuencas. El trabajo conjunto de científicos, desarrolladores, usuarios y tomadores de decisiones debería estimular el desarrollo de modelos apropiados y así mejorar la aplicabilidad de sus resultados”. Con respecto a esto, existen diversos tipos de modelos referentes a la calidad de aguas, tanto de uso libre como comerciales. Sin embargo, en general es difícil encontrar un modelo que considere en forma simultánea la calidad del agua y los procesos de transporte tanto de

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nutrientes (Ej. NO3, PO4) como metales pesados (Ej. Cu, Fe, Zn) (Caruso, 2004). Según Caruso (2004) “el modelo WASP (Water Quality Analysis Simulation Program) (Wool et al, 2001) desarrollado por la EPA (Environmental Protection Agency) de Estados Unidos es uno de los pocos capaces de modelar concentraciones de metales, cargas, y el transporte en ríos. Aunque el subcomponente para compuestos tóxicos de WASP fue originalmente desarrollado para químicos orgánicos, es también útil para modelar el transporte y destino de metales porque simula transporte advectivo así como también otros procesos importantes como las interacciones de soluto sedimento/agua y el intercambio entre fases disueltas y particuladas.

Así, la presente memoria considera el uso del software libre WASP en dos cuencas de la Región de Coquimbo. Primero se procederá a realizar un breve análisis de los procesos de transporte y dispersión de contaminantes en cursos de agua (ríos). Posteriormente, se describe el software en cuanto a su utilización y requerimientos de datos para luego evaluar en forma preliminar su aplicabilidad en las cuencas de Elqui y Choapa considerando elementos químicos seleccionados que pueden verse afectados por eventos de contaminación de origen minero. Este trabajo se desarrolló en el marco de los proyectos “Desarrollo de un Modelo de Gestión Integral para el resguardo de la Calidad de las aguas en los Valles de Huasco, Limarí y Choapa (2007 – 2009)” y “CAMINAR (Manejo de Cuencas con Actividad Minera en Regiones Áridas y Semiáridas de América del Sur) (2007 – 2010)”. El primero fue ejecutado por el Instituto de Investigaciones Agropecuarias, INIA en co-ejecución con el Centro de Estudios Avanzados de Zonas Áridas CEAZA y financiado por INNOVA CORFO y tenía como principal objetivo diseñar pautas de uso y resguardo de las aguas para potenciar el desarrollo de la agricultura limpia en las regiones de Atacama y Coquimbo. Por otro lado, CAMINAR fue una iniciativa internacional coordinada por la Universidad de Newcastle, Inglaterra, y financiada por la Unión Europea, localmente contó con la participación de CAZALAC, con quien colaboró el Departamento de Ingeniería de Minas de la Universidad de la Serena y

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el CEAZA. Su objetivo general era contribuir al establecimiento de políticas, estrategias de manejo, y tecnologías para la gestión sustentable de los ecosistemas de las cuencas hidrográficas de las zonas áridas y semiáridas de Sudamérica que son vulnerables al impacto de las actividades mineras.

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Objetivos

De acuerdo a lo indicado en los párrafos precedentes, los objetivos del presente trabajo son los siguientes:

Objetivo General

Caracterizar los procesos de transporte de contaminantes en ríos y evaluar la aplicabilidad del modelo WASP en cuencas de la Región de Coquimbo.

Objetivos Específicos 

Analizar conceptualmente los fenómenos de transporte de contaminantes en sistemas fluviales



Identificar los datos requeridos por el modelo y evaluar su disponibilidad y/o fuentes de obtención.



Desarrollar simulaciones con el modelo WASP de concentraciones de metales para las cuencas de Elqui y Choapa.



Determinar el grado de aplicabilidad del modelo de acuerdo a las características morfológicas, hidrológicas y disponibilidad de información existente de las zonas consideradas.

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Capítulo 1. Fenómenos de transporte en ríos

Un aspecto importante referente al destino que pueden tener los compuestos químicos en el ambiente son las reacciones a las que pueden ser sometidos, pero un proceso igualmente importante tiene que ver con la tasa o velocidad de transporte de los compuestos o elementos químicos en el ambiente acuático. Así, tres importantes procesos de transporte de masa en dichos sistemas son: (a) la advección, que corresponde al movimiento de material disuelto o particulado fino a la velocidad de la corriente en cualquiera de las tres direcciones (longitudinal, lateral y vertical); (b) la dispersión, que corresponde al proceso en el cual las sustancias son mezcladas en la columna de agua y que también ocurre en las tres direcciones; (c) el transporte de sedimentos en la columna de agua y entre el agua y el lecho (Schnoor, 1996).

Los químicos tóxicos pueden existir en una fase disuelta y una fase particulada cuando se encuentran en aguas naturales. El transporte de las sustancias disueltas por el movimiento del agua ocurre con un retardo mínimo en relación a la velocidad del movimiento del agua, es decir, éstas son completamente arrastradas por la corriente y se mueven a la velocidad del agua. Del mismo modo, los químicos adsorbidos por material coloidal o sólidos finos suspendidos son esencialmente arrastrados por la corriente, pero pueden ser sometidos a procesos adicionales de transporte tales como sedimentación, erosión y resuspensión. Estos procesos pueden retardar el movimiento relativo al movimiento del agua de las sustancias adsorbidas. En consecuencia, debemos conocer tanto el movimiento del agua como el de los sedimentos suspendidos para tratar de determinar el destino y transporte de contaminantes (Schnoor, 1996). Es así como dichos procesos son descritos en mayor profundidad a continuación.

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1.1 Advección

Es un proceso de transporte de sustancias en solución o suspensión de un punto a otro a través de un medio, el cual es usualmente agua o aire. El agua fluye en un río debido a la fuerza de gravedad y es retardada debido a la fricción interna (viscosidad) y a la fricción correspondiente al contacto entre el agua en movimiento y el sedimento sobre el cual fluye. Si una sustancia es llevada en agua en movimiento, es transportada en la misma dirección y a la misma velocidad del agua (Schnoor, 1996; Van der Perk, 2006).

En la Figura 1.1 se representa el proceso de transporte advectivo desde un punto a a un punto b. Los químicos son arrastrados en el fluido a la velocidad media de la corriente, u. Se muestra un gradiente de concentración hipotético en un gráfico concentración vs distancia. Se debe tener en cuenta que la pendiente de la línea ∆𝐶/∆𝑥 es negativa cuando la masa es transportada desde el punto a al punto b dentro del elemento incremental del volumen de control 𝑉 = 𝐴∆𝑥. En otras palabras, la concentración en b es menor que en a, de ahí que 𝐶𝑏− 𝐶𝑎 < 0.

Figura 1.1 Representación de la advección desde un punto a a un punto b (modificado de Schnoor, 1996).

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Para un elemento o compuesto químico que se desplaza en una corriente o río, el transporte advectivo es el producto de la tasa de flujo volumétrico (caudal) y la concentración media. 𝐽 = 𝑢̅𝐴𝐶 = 𝑄𝐶

(1)

Donde 𝐽 es la tasa de flujo másico [MT-1], 𝑢̅ es la velocidad media de la corriente [LT-1], 𝐴 es el área transversal de la corriente [L2], 𝐶 es la concentración [ML-3], y 𝑄 es la tasa de flujo volumétrico [LT-3].

La masa dentro del volumen de control, en cualquier instante, puede ser determinada como el producto del volumen y la concentración (𝑉 ∙ 𝐶), donde 𝑉 es el volumen en [L3] y 𝐶 es la concentración [ML-3]. El cambio de masa de una sustancia en un volumen de control con respecto al tiempo debido a la advección es igual a la diferencia entre la entrada de masa y la salida de masa y puede ser escrito como la ecuación: ∆𝑚𝑎𝑠𝑎 = (𝑡𝑎𝑠𝑎 𝑑𝑒 𝑒𝑛𝑡𝑟𝑎𝑑𝑎 𝑑𝑒 𝑚𝑎𝑠𝑎 − 𝑡𝑎𝑠𝑎 𝑑𝑒 𝑠𝑎𝑙𝑖𝑑𝑎 𝑑𝑒 𝑚𝑎𝑠𝑎)∆𝑡 ∆(𝑉𝐶) = ∆(𝑄𝐶)∆𝑡 = (𝑄𝑎 𝐶𝑎 − 𝑄𝑏 𝐶𝑏 )∆𝑡

(2)

Dividiendo la ecuación (2) por ∆𝑡 da la ecuación: ∆(𝑉𝐶) = 𝑄𝑎 𝐶𝑎 − 𝑄𝑏 𝐶𝑏 ∆𝑡

(3)

después dividiendo la ecuación (3) por el volumen incremental 𝑉 = 𝐴∆𝑥 se obtiene: ∆𝐶 −∆(𝑄𝐶) = ∆𝑡 𝐴∆𝑥

(4)

donde ∆𝑥 es la distancia incremental del volumen de control y 𝑥 es la distancia longitudinal. Si se toman los límites ∆𝑥 → 0 y ∆𝑡 → 0, se obtiene la ecuación diferencial: 𝜕𝐶 1 𝜕(𝑄𝐶) =− 𝜕𝑡 𝐴 𝜕𝑥

(5)

11

Si se asume que el caudal (𝑄) es constante sobre ∆𝑥, se puede reescribir la ecuación de la siguiente forma: 𝜕𝐶 𝜕𝐶 = −𝑢̅𝑥 𝜕𝑡 𝜕𝑥

(6)

Esto sólo es válido bajo condiciones de flujo estacionario2 (𝜕𝑄/𝜕𝑡 = 0) de tal manera que 𝑢̅𝑥 = 𝑄/𝐴, es una velocidad media constante (Schnoor, 1996; Van der Perk, 2006). Es importante notar que al usar la ecuación de advección unidimensional se asume que la concentración del contaminante es homogénea en la sección transversal del río (lateral y verticalmente). Si se usa la ecuación de advección para calcular el transporte de una onda de contaminación aguas abajo de un río, la forma de la onda se mantendrá sin cambios. En otras palabras, se asume un compuesto conservativo y un proceso donde no existe nada más que advección (Figura 1.2) (Van der Perk, 2006).

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Un flujo permanente es aquel en el que las propiedades fluidas permanecen constantes en el tiempo, aunque pueden no ser constantes en el espacio. Las características del flujo, como son: Velocidad (V), Caudal (Q), y Calado (h), son independientes del tiempo, si bien pueden variar a lo largo del canal, siendo x la abscisa de una sección genérica, se tiene que: v=fv(x); Q=fQ(x); h=fh(x) (Wikipedia, 2013).

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Figura 1.2 Propagación aguas debajo de una sustancia en un rio debido sólo a la advección (modificado de Van der Perk, 2006).

1.2 Difusión/Dispersión

1.2.1 Primera ley de Fick

En 1985, Adolf Fick publicó lo que se conoce actualmente como Primera Ley de Difusión basada en el movimiento de los compuestos en un medio en condición de reposo. Fick determinó que la transferencia de masa por difusión molecular era proporcional al área transversal en que la transferencia tenía lugar y al gradiente de concentración (Schnoor, 1996; Van der Perk, 2006), tal como se expresa en la ecuación:

𝐽𝑚 ∝ 𝐴

𝑑𝐶 𝑑𝑥

(7)

Donde 𝐽𝑚 es la tasa de flujo másico debido a difusión molecular [MT-1], 𝐴 es el área transversal [L2] y 𝑑𝐶/𝑑𝑥 es el gradiente de concentración [ML-3 L-1]. A modo de

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ejemplo, en la Figura 1.3, un aumento del área transversal del tubo al doble daría como resultado dos veces la tasa de flujo másico. Lo mismo pasaría si se aumentara al doble el gradiente de concentración.

Figura 1.3. Transporte difusivo de un punto a un punto b. al comienzo del experimento (t=0) la totalidad del químico esta disuelta en el contenedor a la izquierda. Cuando el experimento comienza, la masa se mueve de áreas de alta concentración a áreas de baja concentración de acuerdo a la primera ley de Fick hasta que se establece el equilibrio (modificado de Schnoor, 1996).

Se agrega una constante de proporcionalidad para cambiar la ecuación (7) en: 𝐽𝑚 = −𝐷𝐴

𝑑𝐶 𝑑𝑥

(8)

donde D es el coeficiente de difusión molecular [L2T-1]. El signo negativo en el lado derecho de la ecuación es necesario para convertir el gradiente de concentración negativo en un flujo positivo en la dirección del eje 𝑥 (Schnoor, 1996).

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1.2.2 Segunda ley de Fick

La segunda ley de Fick sobre difusión se desprende de la primera ley de difusión bajo una condición no estacionaria, es decir, variable en el tiempo. Esta ley es necesaria para predecir la concentración de un compuesto con respecto al tiempo en cualquier ubicación (Schnoor, 1996). Empezando por la primera ley de Fick, la cual podría ser escrita como la ecuación diferencial: 𝐽=𝑉

∆𝐶 ∆𝐶 = −𝐷𝐴 ∆𝑡 ∆𝑥

(9)

si se divide por el volumen incremental 𝑉 = 𝐴∆𝑥 se obtiene: ∆𝐶 ∆𝐶 = −𝐷 ∆𝑡 ∆𝑥∆𝑥

(10)

y si consideramos el límite cuando ∆𝑡 tiende a 0 (lim ∆𝑡 → 0), se obtiene:

lim ∆𝑡 → 0

𝜕𝐶 𝜕2𝐶 =𝐷 2 𝜕𝑡 𝜕𝑥

(11)

El signo negativo en la ecuación (10) cambia a un signo positivo al considerarse la segunda derivada.

Según Schnoor (1996) “La ecuación

𝜕𝐶 𝜕𝑡

=𝐷

𝜕2𝐶 𝜕𝑥 2

corresponde a la expresión

matemática de la “difusión variable en el tiempo” (time variable diffusion). Es una ecuación diferencial parcial que considera las diferencias de concentración en el espacio (unidimensional) y el tiempo. La segunda Ley de difusión de Fick es aplicable a cualquier punto en el tiempo y el espacio, pero la fuerza conductora del movimiento de masa (gradiente de concentración) está siempre cambiando. Sin embargo la masa siempre difunde de áreas de mayor a menor concentración hasta que se logra el equilibrio, cuando el gradiente de concentración es cero en todas partes.”

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La segunda ley de Fick es una ecuación diferencial de segundo orden en el espacio (x) y de primer orden en el tiempo (t), por lo que requiere de dos condiciones de borde (una para cada orden) y una condición inicial para poder ser resuelta en forma analítica (Schnoor, 1996).

1.2.3 Procesos de difusión/dispersión Tres procesos “adicionales” contribuyen a la mezcla de contaminantes en un sistema real, estos procesos son la difusión molecular, la difusión turbulenta y la dispersión, y se describen a continuación.

Difusión molecular. Es la mezcla de químicos disueltos debido al desplazamiento aleatorio de las moléculas en el fluido. Este desplazamiento también es conocido como “movimiento browniano”. Incluso si el agua parece estar completamente en reposo, las moléculas del compuesto se mueven desde regiones de alta concentración a regiones de baja concentración. Este movimiento es causado por energías cinéticas de movimiento molecular, vibracional, rotacional y translacional. En esencia, la difusión molecular corresponde a un aumento de entropía (Schnoor, 1996; Van der Perk, 2006).

En la naturaleza, la difusión molecular ocurre principalmente a través de capas de borde delgadas o laminares como por ejemplo, las interfaces agua-aire o sedimentoagua o en aguas de poro estancadas. Así, se podría decir que generalmente no es un proceso muy importante en el transporte de sustancias disueltas en aguas naturales. Además, es un fenómeno excesivamente lento (Schnoor, 1996; Van der Perk, 2006).

Difusión turbulenta. Además de moverse a través de la difusión molecular, las moléculas de un químico en el agua superficial también se mueven debido a turbulencias o remolinos en constante cambio y de diferente tamaño dependiendo del régimen del flujo. El mezclado aleatorio causado por este tipo de turbulencia es

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llamado difusión turbulenta. Este proceso de mezcla es un proceso advectivo diferencial a micro escala (Fig. 1.4). La transferencia de masa debida a la difusión turbulenta es varios órdenes de magnitud mayor que la transferencia de masa debida a la difusión molecular.

Dispersión. La interacción de la difusión turbulenta con los gradientes de velocidad causados por las fuerzas de cizalle en el cuerpo de agua causa un grado de mezcla aún mayor, conocido como “dispersión”. El transporte de sustancias en arroyos y ríos es predominantemente advectivo, pero el transporte en lagos y estuarios es a menudo controlado por la dispersión (Schnoor, 1996; Van der Perk, 2006).

En aguas superficiales, los gradientes de velocidad son causados por fuerzas de cizalle en los límites del cuerpo de agua, tales como esfuerzos de corte en la interface agua-aire debido al viento y en el fondo del agua en las interfaces aguasedimento. Además, se pueden formar corrientes secundarias en los ríos debido a la morfología del río. Por ejemplo, corrientes que ingresan en aguas estancadas; turbulencias causadas por ondulaciones, dunas, y rocas en el lecho del río; y el flujo helicoidal en ríos con meandros (Van der Perk, 2006; Schnoor, 1996). En ríos en general se examinan dos tipos de regímenes. Primero, para modelos unidimensionales nos interesa la mezcla en la dirección del flujo o dispersión longitudinal. Este proceso es parametrizado por un Coeficiente de Dispersión. Además, estamos también interesados en la mezcla en el sentido transversal a la corriente o Dispersión Lateral. En este caso se asume que las fuentes puntuales son mezcladas instantáneamente en esta dimensión. Entonces lo que se busca es cuantificar la longitud de flujo longitudinal requerida para alcanzar mezcla lateral (Chapra, 1997).

17

Figura 1.4 Causas de dispersión en ríos: (a) flujo helicoidal; (b) variaciones de flujo de baja escala como remolinos y turbulencias; (c) variaciones de flujo horizontal y vertical (Fuente: Van der Perk, 2006).

1.2.4 Ecuación de Advección-Dispersión La ecuación básica que describe el proceso “completo”, es decir la advección y dispersión de compuestos o elementos disueltos está basada en el principio de conservación de masa y la ley de Fick. Para una sustancia conservativa, el principio de conservación de masa puede ser formulado como: Tasa de cambio de masa en el = volumen de control

Tasa cambio masa en volumen control debido advección

de de el de + a

Tasa cambio masa en volumen control debido difusión

de de el de a

Tasas de reacciones de transformación (degradación)

Lo que matemáticamente se expresa como: 𝜕𝐶 𝜕𝐶 𝜕 𝜕𝐶 = −𝑢𝑖 + 𝐸𝑖 −𝑅 𝜕𝑡 𝜕𝑥𝑖 𝜕𝑥𝑖 𝜕𝑥𝑖

(12)

18

Donde 𝐶 es la concentración [ML-3], 𝑡 es el tiempo [T], 𝑢𝑖 es la velocidad media en la dirección i en [LT-1], 𝑥𝑖 es la distancia en la dirección i [L], R representa la tasa de reacción en unidades de [ML-3T-1], y 𝐸𝑖 corresponde al Coeficiente de Difusión en la dirección i. En la teoría de Fick, se asume que la dispersión resultante de un flujo turbulento en un canal abierto es análoga a la difusión molecular (Schnoor, 1996).

Los coeficientes de dispersión en las direcciones x, y y z son asumidos como constantes. La ecuación resultante en coordenadas cartesianas es escrita como: 𝜕𝐶 𝜕𝐶 𝜕𝐶 𝜕𝐶 𝜕2𝐶 𝜕2𝐶 𝜕2𝐶 + 𝑢𝑥 + 𝑢𝑦 + 𝑢𝑧 = 𝐸𝑥 2 + 𝐸𝑦 2 + 𝐸𝑧 2 − 𝑅 𝜕𝑡 𝜕𝑥 𝜕𝑦 𝜕𝑧 𝜕𝑥 𝜕𝑦 𝜕𝑧

(13)

La solución de esta ecuación depende de los valores de 𝐸𝑥 , 𝐸𝑦 y 𝐸𝑧 y de las condiciones iniciales y de borde (Schnoor, 1996). Bajo condiciones transientes3 (o no estacionarias, es decir, variables en el tiempo) de flujo y para un flujo unidimensional se tiene la siguiente ecuación: 𝜕(𝐴𝐶) 𝜕(𝑄𝐶) 𝜕 𝜕𝐶 =− + (𝐸𝐴 ) − 𝐴𝑅 𝜕𝑡 𝜕𝑥 𝜕𝑥 𝜕𝑥

(14)

Donde 𝑄 es el flujo volumétrico en unidades de L3T-1 y 𝐴 es el área transversal en unidades de L2.

Si la velocidad y el área transversal del flujo son más bien constantes con respecto al tiempo (régimen estacionario) pero varían con respecto a la distancia longitudinal, la ecuación (14) puede ser simplificada a: 𝜕𝐶 1 𝜕(𝑄𝐶) 1 𝜕 𝜕𝐶 =− + (𝐸𝐴 ) − 𝑅 𝜕𝑡 𝐴 𝜕𝑥 𝐴 𝜕𝑥 𝜕𝑥

3

(15)

Un flujo transiente o transitorio presenta cambios en sus características a lo largo del tiempo para el cual se analiza el comportamiento del canal. Las características del flujo son función del tiempo; en este caso se tiene que: V = fQ(x, t): Q = fq(x, t); h = fh(x, t). Las situaciones de transitoriedad se pueden dar tanto en el flujo subcrítico como en el supercrítico (Wikipedia, 2013).

19

Es importante notar que el área transversal A y el flujo volumétrico o caudal Q pueden variar con la distancia en la ecuación (15), pero ya no están en función del tiempo como se asume en la parte derecha de la ecuación (14) (Schnoor, 1996).

La forma más simple de la ecuación de advección y dispersión para un río unidimensional es presentada a continuación, donde A, Q y E son constantes con respecto al tiempo y la distancia. 𝜕𝐶 𝜕𝐶 𝜕2𝐶 = 𝑢𝑥 + 𝐸𝑥 2 − 𝑅 𝜕𝑡 𝜕𝑥 𝜕𝑥

(16)

Esta ecuación puede no ser exacta para muchas aplicaciones de modelación donde la velocidad del río y el coeficiente de dispersión varían con la distancia en el sentido longitudinal, pero puede ser de utilidad si es aplicada en segmentos del río en donde dichos parámetros (𝑢𝑥 y 𝐸𝑥 ) son constantes. Así entonces, el río puede ser segmentado en partes donde el flujo y la morfología de cauce permanecen relativamente constante (Schnoor, 1996).

1.2.5 Dispersión longitudinal Existen varias fórmulas disponibles para estimar el coeficiente de dispersión longitudinal (E) para ríos y esteros. Por ejemplo en Fischer et al (1979) citado en Chapra (1997) se desarrolló la siguiente fórmula:

𝐸 = 0.011

𝑈 2 𝐵2 𝐻𝑈 ∗

(17)

Siendo E el coeficiente de dispersión longitudinal [m2s-1], U es la velocidad de la corriente de agua [ms-1], B es el ancho [m], H es la profundidad media de la corriente de agua [m], y U* es la velocidad de cizalle [ms-1], la cual se relaciona con características básicas del flujo a través de: 𝑈 ∗ = √𝑔𝐻𝑆

(18)

20

donde g es la aceleración de gravedad [ms-2] y S es la pendiente longitudinal del cauce [adimensional]

Por otro lado, en McQuivey y Keefer (1974) citado también en Chapra (1997) se propone la siguiente fórmula alternativa: 𝐸 = 0.05937

𝑄 𝑆𝐵

(19)

donde Q es el caudal medio [m3s-1] , S es la pendiente longitudinal del cauce [adimensional] y B es el ancho [m]. Estos autores limitaron su formulación a sistemas con un número de Froude 4(𝐹 = 𝑈⁄√𝑔𝐻) menores que 0.5 (Chapra, 1997). 1.2.6 Mezcla lateral La mezcla lateral de fuentes puntuales es el segundo proceso de mezcla relevante para la modelación unidimensional de calidad de aguas en cursos de agua superficiales. En Fischer et al. (1979) citado en Chapra (1997) se desarrolló la siguiente fórmula para estimar el coeficiente de dispersión lateral o transversal para un río: 𝐸𝑙𝑎𝑡 = 0.6𝐻𝑈 ∗

(20)

Este valor puede entonces ser usado para calcular la longitud requerida para alcanzar una mezcla lateral completa. Para una descarga lateral, es decir, en un borde del cauce fluvial (Fig. 1.5) la fórmula es:

𝐿𝑚 = 0.4𝑈

4

𝐵2 𝐸𝑙𝑎𝑡

(21)

El número de Froude, Fr, es un valor adimensional que describe diferentes regímenes de flujo para un canal abierto. El número de Froude es una relación entre las fuerzas inerciales y las fuerzas gravitacionales y está definido como 𝐹 = 𝑈⁄√𝑔𝐻 , donde U es la velocidad media del flujo, g es la aceleración de gravedad y H es la altura media de escurrimiento. Cuando: Fr < 1: flujo subcrítico (lento o tranquilo); Fr = 1: flujo crítico; Fr > 1: flujo supercrítico (rápido o alterado) (Casanova, 2000; Niño, 2003).

21

Figura 1.5 Descarga lateral en un río

Para una descarga en el centro del curso de agua (Fig. 1.6) la fórmula es:

𝐿𝑚 = 0.1𝑈

𝐵2 𝐸𝑙𝑎𝑡

(22)

Figura 1.6 Descarga central en un río

En la siguiente tabla se presenta, a modo referencial, rangos de coeficientes de dispersión en distintos medios. Tabla 1.1 Valores de coeficientes de dispersión típicos bajo varias condiciones (Fuente: Van der Perk, 2006; Schnoor, 1996). Condición Difusión molecular (referencial) Sedimento compactado Sedimento bioturbado Lagos - vertical Ríos - lateral Ríos - longitudinal Estuario - longitudinal

Coeficiente de dispersión (m2/s) 10-9 10-11 – 10-9 10-9 – 10-8 10-6 – 10-3 10-2 – 10-1 100 – 103 102 – 103

22 Tabla 1.2 Rango de valores para difusión y dispersión (Fuente: EPA, s.f.) Proceso Difusión Molecular

Dirección Vertical Lateral Longitudinal

Rango (m2/s) 10-8 – 10-9 10-8 – 10-9 10-8 – 10-9

Difusión Turbulenta

Vertical Lateral Longitudinal

10-6 – 10-2 10-2 – 10-2 10-2 – 10-2

Dispersión

Vertical Lateral Longitudinal

10-3 – 10-1 10-2 – 100 10-1 – 104

1.3 Elección de un modelo de transporte

Es posible estimar la importancia relativa entre la advección y la dispersión con el número de Peclet (Pe), una cantidad adimensional que se obtiene como: 𝑃𝑒 =

𝑢𝐿 𝐸

(23)

donde u es la velocidad media [LT-1]; L es la longitud del segmento considerado [L]; y E es el coeficiente de dispersión [L2T-1]. Si el número de Peclet es significativamente mayor que 1.0 predomina la advección en el transporte de sustancias conservativas disueltas; en cambio, si es significativamente menor que 1.0 predomina la dispersión (Schnoor, 1996).

1.4 Transporte de sedimentos

El transporte y transformación de sólidos suspendidos una vez que éstos son introducidos en aguas naturales es producto de diversos mecanismos. Mientras una porción de los sólidos orgánicos se perderá por descomposición, otra porción, junto a los sólidos inorgánicos, será transportada en la columna de agua por diversos procesos. Las partículas serán arrastradas por la corriente de agua, mientras que al mismo tiempo serán depositadas, dependiendo de su tamaño y densidad. Aunque una porción de los sólidos se mantendrá permanentemente en el fondo, los sólidos

23

pueden ser reintroducidos en el agua por turbulencia. Esta resuspensión tiende a ocurrir debido a grandes corrientes y en áreas poco profundas debido a la mezcla producida por el viento (Chapra, 1997).

En particular, los sedimentos finos (limos, arcillas) tienden a reunirse en zonas de baja energía. En el caso de los ríos, estas zonas de baja energía corresponden a charcos y en las riberas interiores cóncavas de ríos con meandros (Figura 1.7). Estos patrones de depositación pueden ser modificados por efectos antrópicos y eventos naturales extremos (Chapra, 1997).

Figura 1.7 Patrones de depositación de sedimentos finos en un rio (modificado de Chapra, 1997).

1.4.1 Propiedades de los sólidos suspendidos

La concentración de sólidos suspendidos en aguas naturales es expresada en una base de peso seco. Las concentraciones de sólidos suspendidos van desde valores menores a 1 mg L-1 para aguas en extremo limpias a valores sobre los 100 mg L-1 para sistemas con alta turbidez. Aunque los sólidos suspendidos son expresados en una base de peso seco, su dinámica requiere una caracterización más profunda de su composición. Un aspecto de esta caracterización es el origen los sólidos suspendidos, los cuales, en aguas naturales, son principalmente dos: la cuenca de drenaje y el proceso de fotosíntesis. Los sólidos provenientes de estas dos fuentes son llamados formalmente como sólidos alóctonos y sólidos autóctonos. También

24

son llamados informalmente como sólidos cafés y sólidos verdes en base a su color general (Chapra, 1997).

Los sólidos autóctonos están compuestos por materia orgánica por lo tanto poseen un gran contenido de carbón orgánico, a diferencia de los sólidos alóctonos, que usualmente son originados por los procesos de meteorización y erosión de rocas y suelos (Chapra, 1997). Además, debido a que los minerales inorgánicos tienden a tener una mayor densidad que el carbón orgánico, los sólidos autóctonos tienden a ser mucho menos densos que los sólidos alóctonos. Además, la materia orgánica fresca tiene un gran contenido de agua (Chapra, 1997). Finalmente, los sólidos alóctonos tienden a cubrir un gran espectro de tamaños. Aunque las partículas orgánicas también varían en tamaño, el tipo principal de sólidos autóctonos, que corresponden a bacterias y plantas unicelulares flotantes (fitoplancton), tienden a residir en el extremo inferior del rango. Sin embargo, tanto las partículas orgánicas como inorgánicas pueden aglomerarse. Dicha aglomeración tendrá un efecto en las características de depositación (Chapra, 1997). En la Figura 1.8 se puede apreciar una clasificación general para el tamaño de partículas en aguas naturales.

Figura 1.8 Tamaño de partículas en aguas naturales (modificado de Chapra, 1997)

25

1.4.2 Sedimentación y ley de Stokes Las partículas de sedimentos suspendidos y los compuestos químicos adsorbidos en éstas son transportados corriente abajo aproximadamente a la velocidad media de la corriente. Además, son transportadas verticalmente hacia abajo a una velocidad media de sedimentación. Generalmente, las partículas de limos y arcillas se depositan de acuerdo a la Ley de Stokes, esto quiere decir, a una velocidad que es proporcional al cuadrado del diámetro de la partícula y a la diferencia entre la densidad de la partícula y el agua (Schnoor, 1996), como se describe en: 𝑣𝑠 = 𝛼

𝑔 𝜌𝑠 − 𝜌𝑤 2 ( )𝑑 18 𝜇

(25)

donde 𝑣𝑠 es la velocidad de caída de la partícula [cm s-1], 𝛼 es un factor adimensional que refleja el efecto del tamaño de la partícula en la velocidad de depositación (para una esfera es 1.0), g es la aceleración de gravedad, [981 cm s-2], 𝜌𝑠 es la densidad de la partícula [g cm-3], 𝜌𝑤 es la densidad del agua [g cm-3], 𝜇 es la viscosidad dinámica [g cm-1 s-1] y 𝑑 es el diámetro efectivo de la partícula [cm].

La Ley de Stokes también puede expresarse de la forma: 𝑣𝑠 = 0.033634𝛼(𝜌𝑠 − 𝜌𝑤 )𝑑 2

(26)

donde 𝑣𝑠 está en [m d-1], las densidades en [g cm-3], 𝑑 en [µm], y se asume un valor constante de la viscosidad del agua de 0.014 [g cm-1 s-1] (Chapra, 1997).

En la Figura 1.9 se presenta un gráfico de velocidad de depositación versus diámetro para diferentes niveles de densidad de partícula. En éste se asume que las partículas son esferas perfectas (𝛼 = 1.0).

26

Figura 1.9 Gráfico velocidad de depositación versus diámetro para varios niveles de densidad de partícula (modificado de Chapra, 1997).

Además, la tabla 1.3 muestra velocidades de sedimentación de partículas encontradas en aguas naturales. Tabla 1.3 Velocidades de sedimentación de partículas encontradas en aguas naturales (Fuente: Chapra, 1997). Diámetro (µm) 1-10

Velocidad de sedimentación (m d-1) 0.2

10-64 >64

1.5 2.3

Arcilla

2-4

0.3-1

Limo

10-20

3-30

Tipo de partícula Carbón orgánico particulado

Según Chapra (1997), “la velocidad de depositación es usualmente determinada por medición directa o calibración en la mayoría de modelos de calidad de aguas. Sin embargo la Ley de Stokes provee una útil referencia teórica, particularmente en la evaluación de los efectos relativos de la densidad, diámetro y forma en la depositación de partículas. Además se volverá de mayor utilidad en el futuro al refinarse la caracterización hidrodinámica y cuando la modelación de calidad de aguas se vea cada vez más envuelta en problemas involucrando sólidos inorgánicos”.

27

En la práctica pocos modelos usan la Ley de Stokes para determinar directamente las velocidades de sedimentación de materia orgánica. Esto es dejado en claro debido a la suposición de que en la Ley de Stokes el flujo es laminar, mientras el flujo en la mayoría de los ríos naturales es turbulento.

28

Capítulo 2. Alcance de la modelación ambiental

De acuerdo a Schnoor (1996), Las razones que indican el alcance y justificación para la construcción de modelos matemáticos de contaminantes ambientales pueden ser abarcadas en los siguientes tres puntos: a) En el primer caso se quiere saber cuál es el destino de los químicos, su duración en el ambiente y que tan rápido son degradados. Estos problemas se refieren al “transporte”, “destino” y “persistencia” de los químicos en el ambiente; b) El segundo propósito de los modelos matemáticos tiene relación con determinar las concentraciones de exposición química y corresponde a la evaluación de los efectos de los químicos contaminantes. Esto puede ser útil para la determinación de medidas de gestión en sitios específicos como estándares de calidad de aguas, lo que nos permite tener evaluaciones válidas de exposición química, ofreciendo así una representación apropiada de los posibles problemas en la calidad del agua; c) Para finalizar, el tercer propósito de los modelos es el de predecir concentraciones futuras bajo varios escenarios de descarga o alternativas de gestión. En esta categoría se encuentran los modelos de distribución de descarga de desechos y exposición para la evaluación de riesgos.

Finalmente a pesar de toda la información de monitoreo con la que se cuente, siempre será deseable poder tener una estimación de concentraciones químicas bajo distintas condiciones ambientales o de descarga de desechos en sitios donde la información de campo no existe.

2.1 Clasificación de modelos

Los modelos de calidad de agua son usualmente clasificados de acuerdo a su complejidad, el tipo de cuerpo de agua receptor, y los parámetros de calidad de agua que el modelo puede predecir, tales como metales pesados, oxígeno disuelto, nutrientes, etc. Mientras más complejo es el modelo, más difícil y costosa será su aplicación en una determinada situación. El siguiente análisis correspondiente a la

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clasificación de modelos pertenece a un estudio realizado por el Grupo del Banco Mundial (World Bank Group, 1998).

La complejidad de un modelo es función de los siguientes cuatro factores: a) La cantidad y tipo de los parámetros de calidad de agua. En general, a medida que más parámetros son incluidos en el modelo, este será más complejo. Además, algunos parámetros son más complicados de predecir que otros, como se puede ver en la tabla 2.1; b) El nivel de detalle espacial. A medida que el número de fuentes contaminantes y puntos de monitoreo de calidad de agua se incrementa, también lo hacen los datos requeridos y el tamaño del modelo; c) El nivel de detalle temporal: Es mucho más fácil la predicción de promedios estáticos a largo plazo que la de cambios dinámicos a corto plazo en la calidad del agua; d) La complejidad del cuerpo de agua bajo análisis. Pequeños lagos que se mezclan completamente son menos complicados que ríos de tamaño moderado, los cuales son menos complejos que ríos de gran tamaño, los que a su vez son menos complejos que lagos de gran tamaño, estuarios y zonas costeras.

El nivel de detalle requerido puede variar tremendamente en función de las diferentes aplicaciones que se desean para el modelo. En un extremo, el problema puede estar enfocado en el impacto a largo plazo de una pequeña planta industrial en el oxígeno disuelto de un pequeño lago. Este tipo de problema podría ser abordado con una simple hoja de cálculo y ser resuelto por un sólo analista en un breve plazo. En el otro extremo, si por ejemplo, se quisiera conocer la tasa de cambio de las concentraciones de metales pesados en el Mar Negro producto de una modernización industrial en el Río Danubio, probablemente sería una tarea que requeriría una gran cantidad de años-hombre con modelos complejísimos y una gran inversión (World Bank Group, 1998).

Para parámetros aeróbicos, como la demanda bioquímica de oxígeno (DBO), oxígeno disuelto y temperatura, modelos simples y bien establecidos pueden ser usados para predecir cambios promedio a largo plazo en ríos, corrientes y lagos de

30

tamaño moderado. El comportamiento de esos modelos es bien entendido y ha sido estudiado con mayor intensidad que otros parámetros (World Bank Group, 1998). Tabla 2.1 complejidad de parámetros o criterios en la modelación de calidad de aguas (Fuente: World Bank Group, 1998). Criterio Comentario Planta individual o foco regional Estático o dinámico Estocástica o determinística Tipo de cuerpo de agua receptor

Usualmente se pueden usar modelos más simples para efectos marginales de una planta individual. Para análisis regionales se necesita el uso de modelos más complejos. Salidas (outputs) estáticas (constantes) o variables en el tiempo. Los modelos estocásticos presentan salidas (outputs) en forma de distribuciones probabilísticas; los modelos determinísticos son estimaciones puntuales. Lagos y ríos pequeños son usualmente más fáciles de modelar. Ríos grandes, lagos grandes y estuarios son más complejos.

Parámetros de calidad de aguas 

Oxígeno disuelto Usualmente disminuye a medida que la descarga aumenta. Es usado como un indicador de calidad de agua en la mayoría de los modelos.



Demanda bioquímica de oxigeno (DBO) Temperatura



Nitrógeno amoniacal

Es una medida del potencial reductor de oxígeno de las descargas arrastradas por el agua. Usada en la mayoría de los modelos de calidad de aguas. A menudo se ve aumentada por las descargas, especialmente por descargas pertenecientes a centrales eléctricas (power plants). Relativamente fácil de modelar. Reduce la concentración de oxígeno disuelto y añade nitrato al agua. Puede ser previsto por la mayoría de los modelos de calidad de agua.



Concentración de algas

Aumenta con la contaminación, especialmente por nitratos y fosfatos. Prevista por modelos moderadamente complejos.



Coliformes



Nitratos



Fosfatos

Indicador de contaminación proveniente de alcantarilladlos y residuos animales. Nutriente para el crecimiento de algas y un peligro para la salud a muy altas concentraciones en agua para consumo. Se puede prever con modelos moderadamente complejos. Nutriente para el crecimiento de algas. Se puede prever con modelos moderadamente complejos.



Compuestos orgánicos tóxicos Metales pesados





Una amplia variedad de compuestos orgánicos pueden afectar la vida acuática y pueden ser peligrosos para los humanos. Usualmente muy difíciles de modelar. Sustancias con contenidos de plomo, mercurio, cadmio, y otros metales pueden causar problemas ecológicos y/o para la salud humana. Difícil de modelar en detalle.

Los indicadores de nutrientes básicos como las concentraciones de amoníaco, nitratos y fosfatos también pueden ser previstos con una precisión razonable, al menos para cuerpos de agua simples como ríos y lagos de tamaño moderado. La

31

predicción de concentraciones de algas es algo más difícil pero es comúnmente realizada en Estados Unidos y Europa debido a los problemas de eutrofización que ha enfrentado en décadas pasadas. Además, los compuestos orgánicos tóxicos y metales pesados son mucho más problemáticos. Aunque algunos modelos incluyen estos parámetros, su comportamiento en el ambiente sigue siendo investigado (World Bank Group, 1998).

Los modelos pueden cubrir sólo un número limitado de contaminantes, por lo que se debe tener cuidado al seleccionar los parámetros del modelo, eligiendo aquellos que son motivo de preocupación por sí mismos y también son representativos de un conjunto más amplio de sustancias que no pueden ser modeladas en detalle.

2.2 Requerimientos de datos

Como podría esperarse, los requerimientos de datos para diferentes modelos aumentan con la complejidad y amplitud de aplicación. Por ejemplo, los modelos estáticos y determinísticos, requieren de estimaciones puntuales de datos como flujos y temperatura del agua y usualmente se usan estimaciones de “flujo diseñado en el peor escenario” para captar el comportamiento de los contaminantes bajo las peores circunstancias. Para la mayoría de los propósitos de gestión, los peores escenarios serán las altas temperaturas de verano que exacerban los problemas de oxígeno disuelto y crecimiento de algas; y los flujos bajos, que conducen a altas concentraciones de DBO y otros contaminantes. En el caso de los modelos dinámicos, estos necesitarán datos en forma series de tiempo de los flujos, temperaturas y otros parámetros. A modo de ejemplo en la tabla 2.2 se muestra un resumen de los requerimientos de datos comúnmente usados en la modelación de calidad de aguas (World Bank Group, 1998).

Además de los datos hidrodinámicos, los modelos requieren concentraciones base de los parámetros de calidad de agua de interés. Estos son requeridos tanto para calibrar el modelo a condiciones existentes como para evaluar los efectos de

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alternativas de gestión. Los modelos también necesitarán datos de las descargas de los contaminantes considerados desde su fuente. El tipo y cantidad de datos requeridos para una aplicación dada son específicos para el problema de gestión que se tiene (World Bank Group, 1998). Tabla 2.2 Requerimientos de datos para modelos de calidad de aguas (Fuente: World Bank Group, 1998). Dato requerido Flujos de agua

Comentario Necesitado por todos los modelos de calidad de agua. Flujos medios requeridos por modelos simples; información dinámica, detallada es necesaria para modelos complejos.

Temperaturas

Temperaturas medias requeridas por modelos simples; información dinámica, series de tiempo detalladas requeridas por modelos complejos.

Concentraciones de oxígeno disuelto

Concentraciones base requeridas por todos los modelos que predicen los impactos de una alternativa de gestión en el oxígeno disuelto.

Demanda bioquímica de oxígeno (DBO)

Concentraciones y cargas base requeridas por todos los modelos que predicen los impactos de una alternativa de gestión en el oxígeno disuelto. Concentraciones y cargas base requeridas por todos los modelos que predicen amoniaco, nitratos, y otros impactos de alternativas de gestión.

Amoniaco, nitratos, fosfatos, compuestos orgánicos, metales pesados

2.3 Ejemplos de modelos de calidad de aguas

Una gran cantidad de modelos de calidad de aguas ha sido desarrollada para cuencas, análisis para proyectos específicos, y otros propósitos especializados. En muchos casos, se desarrollan modelos para un proyecto en particular y son usados una sola vez. En otros casos, los modelos sólo están disponibles en forma de software comercial. La Tabla 2.3 contiene información sobre cinco modelos de calidad de agua representativos usando el criterio de la Tabla 2.1. Además, una descripción de cada uno de estos modelos puede verse en la Tabla 2.4. Además estas tablas muestran modelos de calidad de aguas, los cuales fueron seleccionados por el Banco Mundial porque han sido aplicados en una variedad de análisis de gestión y porque están disponibles en versiones de dominio público. Estos deben ser vistos como una muestra representativa de modelos que pueden ser aplicados a problemas particulares de gestión. Estos modelos van desde modelos analíticos simples apropiados para la aproximación de los efectos de una

33

sola planta industrial en la calidad del agua (ej. WQAM) a modelos complejos que incluyen una gran variedad de contaminantes y fuentes de contaminación (ej. WASP). De los cinco modelos presentados en el análisis llevado a cabo por el Banco Mundial, el modelo WASP es el único que es potencialmente capaz de manejar todos los tipos de cuerpos de agua y parámetros de calidad de agua. Los otros modelos podrían ser aptos para un problema donde la complejidad de WASP no es necesaria. Es extremadamente importante volver a señalar que estos modelos sólo proveen la estructura o marco para el análisis, ya que para hacer un modelo operacional es necesario tener datos específicos tales como las características de la cuenca, fuentes de contaminación, y escenarios de gestión (World Bank Group, 1998). Tabla 2.3 Ejemplos de modelos de calidad de aguas, sus características y parámetros considerados (Fuente: World Bank Group, 1998). Análisis de gestión

WQAM

QUAL2E

WASP

CE-QUAL-RIV1

HEC-5Q

Ríos Lagos y embalses Estuarios y áreas costeras

x x x

x x

x x x

x

x x

Efectos planta única Efectos regionales por varias plantas Estático Dinámico Determinístico Estocástico

x

x x x

x x x x x x

x x

x x

x x x

x x x

x x x x x x x x x

x x x x x x x

x x x x

Aguas receptoras

x x

x x

x x x x

x x x x x x x

Parámetros de calidad Oxígeno disuelto DBO Temperatura Nitrógeno amoniacal Coliformes Concentración de algas Nitratos/Fosfatos Compuestos orgánicos tóxicos Metales pesados

x

x x

34 Tabla 2.4 Descripción de los modelos WQAM, QUAL2E, WASP, CE-QUAL-RIV1 y HEC-5Q (Fuente: World Bank Group, 1998). Modelo Comentarios WQAM

Set de metodologías o herramientas matemáticas usadas para análisis preliminares de cambios en la calidad del agua debido a cambios en las descargas. A diferencia de otros ejemplos, WQAM no es un modelo computacional per se sino una colección de metodologías y procedimientos simples.

QUAL2E

Modelo en estado estacionario para la simulación de ríos (well mixed). Comúnmente usado para la evaluación del impacto en la calidad del agua debido a cambios en descargas puntuales. Adecuado especialmente para el análisis de los efectos de los nutrientes sobre la concentración de algas y el oxígeno disuelto. Aplicado ampliamente en Estados Unidos.

WASP

Estructura de modelación compartimental y simple para el análisis de una amplia variedad de contaminantes en casi cualquier tipo de cuerpo de agua. Es el modelo más poderoso y complejo de la lista, también requiere de una mayor cantidad de datos y experticia para una correcta aplicación. Aplicado extensamente en la evaluación de la calidad de agua en ríos.

CE-QUAL-RIV1 Destinado principalmente para la simulación de flujos de corrientes altamente no estacionarias, tales como los ocurridos durante inundaciones. Consiste en un módulo para la cantidad de agua enlazado a un módulo para la calidad del agua. Aunque el módulo de cantidad ha visto numerosas aplicaciones, el módulo de calidad es aplicado en menor medida que WQAM, QUAL2E o WASP. HEC-5Q

Desarrollado principalmente para analizar flujos y calidad de agua en embalses y ríos aguas abajo asociados. Puede realizar simulaciones detalladas de operaciones en embalses, tales como regulación de flujos de salida a través de puestas y turbinas, y los gradientes de temperatura vertical.

2.4 Objetivos de gestión y aplicación

Un punto que a menudo es pasado por alto en la aplicación en el mundo real de los modelos de calidad de aguas es que éstos son un medio para lograr una serie de objetivos de gestión, no un fin en sí mismos. En muchos casos, no será necesario el uso de un modelo de calidad de aguas en absoluto, incluso cuando se sabe de antemano que un proyecto afectará la calidad de las aguas. Por ejemplo, si la calidad de aguas es aceptable antes de la mejora por una planta industrial. Dado que estas mejoras reducirán las descargas y por lo tanto mejorarán la calidad del agua, no habría necesidad de tener resultados de modelación que muestren la mejora de la calidad del agua. Para hacer frente al problema en cuestión, podría ser suficiente saber que la calidad del agua no se volverá peor. También debe tenerse en consideración que las motivaciones de los gestores de los proyectos y las de los

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modeladores de la calidad del agua pueden no estar en la misma dirección. Por ejemplo, si las regulaciones ambientales se enfocan en valores medios a largo plazo de oxígeno disuelto y DBO, habría una pequeña necesidad, si es que la hubiera, de una modelación avanzada de calidad de aguas que pueda predecir las concentraciones de metales pesados y compuestos orgánicos tóxicos. Sin embargo, investigadores y analistas de la calidad del agua podrían estar interesados en desarrollar análisis complejos de los parámetros señalados. Además, debe recordarse que la precisión de las proyecciones de un modelo está muy limitada por la calidad y cantidad de datos disponibles para la calibración y prueba del modelo. Aunque la información relativa a la cantidad de agua es a menudo recolectada para cuerpos de agua de gran importancia, la información correspondiente a la calidad del agua puede ser recolectada esporádicamente o no hacerse. Esto es especialmente verdadero en el caso de parámetros como metales pesados y compuestos orgánicos tóxicos, dado que el interés científico en estos datos es relativamente nuevo (World Bank Group, 1998).

La falta de datos puede crear tres problemas. Primero, un modelo no puede ser calibrado ni probado hasta que un sistema de monitoreo haya sido diseñado y operado por un período de tiempo considerable. Segundo, la recolección de muestras de agua y los análisis correspondientes pueden ser considerablemente más costosos de lo que el esfuerzo de modelación está diseñado para soportar. Tercero, el diseño de un sistema de monitoreo puede caer en el mismo tipo de problemas que pueden afectar a la modelación de calidad de aguas, como la falta de conexiones claras en los objetivos de gestión y una tendencia a la complejidad excesiva. Se debe tener en cuenta que los modelos son una abstracción de la realidad de una situación, y el uso inapropiado o malinterpretación de los resultados del modelo puede llevar a conclusiones imprecisas o incorrectas. Por ello cualquier conclusión obtenida de la base de un modelo debe ser siempre contrastada con el realismo y el sentido común (World Bank Group, 1998).

36

En resumen, se debe ser cauteloso al financiar el desarrollo y aplicación de modelos de calidad de agua. Se deben tener claras las metas, y la aplicación del modelo debe servir de soporte para estas metas. En algunos escenarios, los modelos pueden no ser necesarios en absoluto, mientras que en otros, un modelo simple puede ser suficiente. Finalmente, cualquier modelo requerirá de una cantidad considerable de datos, los cuales pueden no estar inmediatamente disponibles (World Bank Group, 1998).

37

Capítulo 3. Descripción de cuencas en estudio

Para esta memoria se ha considerado como área de estudio las cuencas de Elqui y Choapa. Lo anterior, dado que han ocurrido en ellas en años previos una serie de eventos y accidentes, principalmente asociados a operaciones mineras, que han causado preocupación con respecto a la calidad de las aguas.

3.1 Cuenca del Elqui

3.1.1 Ubicación geográfica

La cuenca del Río Elqui está situada en la Región de Coquimbo, Provincia del Elqui, entre los paralelos 29°34'- 30°27' latitud Sur y meridianos 71°22'- 69°52' longitud Oeste. Limita al norte con la cuenca del Río Huasco y las quebradas de Los Choros, Honda y Chacay; al sur con la Cuenca del Río Limarí y cuencas costeras de quebradas El Culebrón y Lagunillas; y se extiende entre la Cordillera de Los Andes y de la Costa. La cuenca del Río Elqui, tiene un régimen pluvio-nival y cuenta con un área de drenaje de 9645 kilómetros cuadrados (km2). Está compuesta por 3 subcuencas, que son las del Río Turbio, del Río Claro y del Río Elqui, la cual se forma luego de la confluencia del Río Turbio con el Río Claro (Tabla 3.1). Tanto el Río Elqui como sus tributarios fluyen con dirección E-W (de cordillera a mar). Dentro de las características particulares que presenta esta red fluvial, está su fuerte gradiente, especialmente notable en los tributarios del Río Elqui, debido a que su relieve desciende 4780 metros (m) en sólo 235 kilómetros (km) (Figura 3.2).

38 Tabla 3.1. Características generales de las subcuencas del Río Elqui (Fuente: Galleguillos, 2004). Subcuenca

Lugar de inicio

Lugar de término

Turbio

Cordillera Alta de Los Andes Cordillera Alta de los Andes.

Confluencia con Río Claro, en nacimiento del Río Elqui. Confluencia con Río Turbio, en formación del Río Elqui.

Confluencia del Río Claro con el Río Turbio

Desemboca al océano Pacífico, en la comuna de La Serena

Claro Elqui

Área aportante km2 4196 1552 3897

Figura 3.1 Red fluvial de la cuenca del Río Elqui (Fuente: Galleguillos, 2004)

39

Figura 3.2. Perfil topográfico W – E a la latitud de 30º (Cuenca del Río Elqui) Relieve cuenca del Río Elqui (Fuente: CADE-IDEPE, 2004b).

3.1.2 Geomorfología

Las características geomorfológicas de las Cuencas del Elqui y del Choapa son muy similares. En ellas se pueden distinguir cuatro grandes conjuntos físicos. Estos son la Alta Cordillera, la Media Montaña, los Valles Transversales y la Franja Costera (Galleguillos, 2004; Parra, 2006).

El relieve de la cuenca del Elqui se orienta de Oeste a Este (Fig. 3.3). En el sector del nacimiento del Río Elqui (confluencia de los Ríos Claro o Derecho y Turbio) la pre Cordillera Andina presenta importantes alturas, destacando el Cerro Mamalluca (2330 metros sobre el nivel del mar, msnm) por el norte y el Cerro El Molle (2630 msnm) por el sur del Río Elqui en el sector de Paihuano. Desde este sector hasta la desembocadura en el sector de La Serena, el Río Elqui posee un curso general de tipo recto y escurrimiento en sentido Oriente - Poniente. En sus primeros kilómetros hasta la localidad de El Molle, el Río Elqui se caracteriza principalmente por presentar un escurrimiento de tipo recto y valles de reducida extensión. Las elevaciones (cerros y lomajes) que se presentan en este sector, están comprendidas entre los 1.000 y 1.600 msnm disminuyendo en forma paulatina como baja sinuosidad del relieve (CADE-IDEPE, 2004b).

40

Figura 3.3 Distribución de alturas Provincia de Elqui (Fuente: Novoa et al, 2001).

En el tramo final del Río Elqui (desde el sector de El Molle hasta la desembocadura en el mar), el cauce principal presenta escurrimiento de tipo anastomosado5 y valles con mayores amplitudes, cuyo material de sedimentación fluvial ha originado amplias terrazas laterales de significativa importancia humana y económica para el área. Estas terrazas se encuentran claramente desarrolladas a unos 25 km de la desembocadura, el nivel superior tiene unos 30 m de altitud en sus inicios, disminuyendo en dirección al mar con una pendiente de 7%, hasta alcanzar unos 120 a 130 m cerca de la desembocadura. Las diferencias de altitud en el valle transversal oscilan entre los 700 m por el norte del cauce principal de la cuenca y 260 m por el sur de este mismo curso fluvial. En la costa, este valle se mezcla con las planicies litorales que se manifiestan plenamente y corresponden a terrenos planos que se extienden latitudinalmente por el borde costero, alcanzando en algunos sectores un ancho de 30 km (sector de la Serena) (CADE-IDEPE, 2004b).

5

Para Smith y Smith (1980), el término anastomosado es empleado para describir un complejo de depósito fluvial de gradiente muy bajo (0.09 - 0.012 m/km), en donde se interconectan una serie de canales de muy alta sinuosidad, angostos y relativamente profundos

41

3.1.3 Perfiles de los principales cursos fluviales de las cuencas

Los perfiles longitudinales de los principales Ríos de la Cuenca del Elqui, correspondientes a los cursos de los Ríos Turbio, Claro y Elqui se representan en la Figura 3.4. También se representa el perfil longitudinal de Quebrada de Marquesa debido a la existencia de faenas activas de mediana minería en ella.

El perfil del Río Turbio comprende también los Ríos Malo y del Toro. Los primeros 4 kilómetros corresponden al Río Malo, el cual desciende 400 m, luego se encuentra el Río del Toro que en aproximadamente 9 km desciende 500 m y finalmente se encuentra el Río Turbio que desciende 1250 m. El perfil del Río Claro incluye también al afluente estero Derecho, el cual desciende 1200 m en aproximadamente 30 km. El estero Derecho presenta también un importante cambio de pendiente 20 km de su nacimiento. Luego de la confluencia con el Río Cochiguaz, el Río Claro desciende 1450 m, hasta la confluencia con el Río Turbio. Finalmente, el Río Elqui desciende 850 m en 80 km. Del perfil longitudinal de Quebrada Marquesa se observa un leve descenso de la pendiente en los 5 últimos kilómetros (Galleguillos, 2004). Así entonces, para la cuenca se pueden reconocer sectores de los Ríos con un alta pendiente (5%), los cuales presentan una mayor capacidad para transportar materiales gruesos e incorporar sólidos suspendidos a los cursos de agua.

42

Perfiles de los principales cauces de la cuenca del Elqui 4000

Curvas de nivel m

3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0 0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

Distancia acumulada km Río Turbio

Río Claro

Río Elqui

Qda. Marquesa

Figura 3.4 Perfiles de los principales cursos de agua de la Cuenca del Elqui (Fuente: Galleguillos, 2004).

3.1.4 Actividades económicas

En la cuenca del Río Elqui, la actividad agrícola se desarrolla en el Valle del Río Elqui, donde los principales cultivos corresponden a la vid de mesa, limonero, palto, chirimoyo, y tuna. Esta actividad ha dado origen a importantes plantas de producción de licores, como pisco y aguardiente. En la cuenca existen dos cooperativas agrícolas que extraen su materia prima de las uvas tipo moscatel, Capel Ltda. y La Cooperativa Agrícola Control Pisquero de Elqui Ltda. (CADEIDEPE, 2004b).

En los últimos 20 años, la minería en la Cuenca del Elqui se concentró a niveles industriales en los distritos mineros de El Indio, Talcuna y Lambert, con producción de cobre y oro. También es importante mencionar el distrito de Andacollo, que parcialmente drena hacia la cuenca a través de la quebrada de El Arrayán. En la actualidad y luego del cese de operaciones mineras en el distrito de El Indio

43

(Febrero 2002) la actividad minera a nivel industrial de la cuenca se concentra principalmente en los distritos de Talcuna, Lambert y Andacollo. En el primero operan tres compañías mineras, Compañía Minera Linderos, Compañía Minera San Gerónimo y Compañía Minera Talcuna. En el segundo opera la Compañía Minera San Gerónimo y en el tercero operan Compañía Minera Teck Carmen de Andacollo (conocida como “Andacollo-Cobre”) y Compañía Minera Dayton (“Andacollo-Oro”). Con respecto a la minería artesanal, ésta se desarrolla informal e intermitentemente en todas las comunas de la Cuenca del Elqui. En el año 2004 existían 353 minas, de las cuales 214 estaban activas según un catastro realizado por SERNAGEOMIN. En total se estima que hay más de mil fuentes de trabajo ligadas a la minería artesanal del cobre en la Cuenca del Río Elqui (Dättwyler, 2008).

44

3.2 Cuenca del Choapa

3.2.1 Ubicación geográfica Cuenca del Choapa

La cuenca del Río Choapa se encuentra ubicada en la Región de Coquimbo, entre los paralelos 31º10’ y 32º15’ de Latitud Sur y los meridianos 70º16’ y 71º33’ de Longitud Oeste. Limita al norte con la cuenca del Río Limarí y al sur con la cuenca del Río Petorca y se extiende entre la Cordillera de Los Andes y la costa. Su superficie alcanza 7630 km2 y recibe su principal alimentación de las precipitaciones nivales andinas (Parra, 2006).

La cuenca del Río Choapa se divide en cuatro subcuencas: las del Río Choapa Alto, Río Choapa Medio, Río Illapel y Río Choapa Bajo (Tabla 3.2 y Figura 3.5).

El Río Choapa, es el principal cuerpo hídrico de la cuenca y fluye de Cordillera a Mar, en dirección SE-NW. Sus principales afluentes, tanto por su desarrollo como por sus caudales provienen del NE y en su mayoría tienen sus cabeceras en cumbres andinas, las que excepcionalmente superan los 4000 m.s.n.m. Además, este tramo del país es uno de los más estrechos, alcanzando sólo 90 km de ancho, lo que se expresa en perfiles longitudinales de fuertes gradientes, especialmente en la cabecera de los Ríos (Figura 3.7) (Parra, 2006). Tabla 3.2 Características generales de las subcuencas que conforman la cuenca del Río Choapa (Fuente: Parra, 2006). Área aportante (km2)

Subcuenca

Lugar de inicio

Lugar de término

Río Choapa Alto

Cordillera de Los Andes

Junta Río Cuncumén

1560

Río Choapa Medio

Junta Río Cuncumén

Junta Río Illapel

2247

Río Illapel

Cordillera de Los Andes

Confluencia con Río Choapa

2055

Río Choapa Bajo

Junta Río Illapel

Desemboca en el Océano Pacífico, Huentelauquén.

1768

45

Figura 3.5 Red de drenaje de la cuenca del Río Choapa (Fuente: Parra, 2006).

3.2.2 Geomorfología

En términos generales, los rasgos geomorfológicos de la Cuenca del Choapa (Figura 3.6) no difieren mucho a los de las cuencas del Río Elqui y Limarí, presentando una cuenca de sedimentación fluvial de relativa importancia sólo en su curso medio y bajo. El valle del Río Choapa es el más estrecho con respecto a los otros valles transversales existentes en la Región de Coquimbo (CADE-IDEPE, 2004a).

El cauce del Río Choapa desemboca en el mar en el sector de Huentelauquén, después de recibir las aguas aportadas por un vasta ramificación de escurrimientos cordilleranos, que conforman dos ejes, uno en sentido SE dado por el Río Illapel, y el otro en sentido NW que corresponde al Río Choapa, los que se unen al oeste de

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la cuidad de Illapel, para formar un río caudaloso y encajonado aguas abajo. El Río Choapa aguas arriba de la junta con el Río Illapel, se caracteriza por presentar un cauce encajonado por cerros del ambiente netamente andino, los que se presentan con laderas escarpadas, con afloramientos de roca, que aportan material derrubial al cauce a través de conos y quebradas. Desde la junta con el Río Illapel hasta su desembocadura, el Río se presenta rodeado por cadenas de cerros de la costa, a tal punto que sólo en algunos sectores se establecen pequeñas terrazas de sedimentación fluvial, las que son aprovechadas para la actividad agrícola y el asentamiento de pequeños poblados. En el sector alto del Río Illapel (antes de la junta con el Río Choapa) presenta características similares en su morfología al sector alto del Río Choapa, debido a su carácter netamente andino donde se encuentra rodeado por cerros redondeados con intrusiones de granito en los afloramientos rocosos. La caja del Río se encuentra compuesta por ripios y arcillas, en terrazas discontinuas a lo largo del cauce. Las Planicies Litorales en esta cuenca se presentan con amplio desarrollo y su modelado penetra hacia el interior, formando franjas de hasta 40 kilómetros de ancho, con una altura que varía hacia el nivel del mar y 200 msnm (CADE-IDEPE, 2004a).

Figura 3.6 Distribución de alturas Provincia del Choapa (Fuente: Novoa et al, 2001).

47

3.2.3 Perfiles de los principales cursos fluviales de las cuencas Los perfiles longitudinales de los principales Ríos de la cuenca del Choapa, correspondientes a los cursos de los Ríos Choapa, Cuncumén, Chalinga e Illapel se representan en la Figura 3.7.

Perfiles longitudinales de los principales ríos del Choapa

Curvas de Nivel (m.s.n.m)

4000 3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0 0

20

40

60

80

100

120

140

160

Distancia Acumulada (Km) Río Choapa

Río Cuncumén

Río Chalinga

Río Illapel

Figura 3.7 Perfiles de los principales cursos de agua de la Cuenca del Choapa (Fuente: Parra, 2006).

El perfil del Río Choapa, comprende en su cabecera el Río Totoral que desciende 1950 m en 30 km, sufriendo una importante disminución de su pendiente, con un descenso de 1450 m en aproximadamente 121 km. El perfil del Río Cuncumén, comprende el Río Los Pelambres, descendiendo 1500 m en 14 km, tras lo cual el Río Cuncumén desciende 500 m con menor pendiente hasta la confluencia con el Río Choapa; el Río Chalinga desciende 1850 m en 40 km y el Río Illapel desciende 2300 m en 75 km, con una notable disminución de pendiente aguas arriba del sector Las Burras (Parra, 2006).

En general, para las cuencas del Elqui y Choapa se pueden reconocer sectores de los Ríos con una alta pendiente (7.5% en el caso del Choapa), los cuales presentan

48

una mayor capacidad para transportar materiales gruesos e incorporar sólidos suspendidos a los cursos de agua.

3.2.4 Actividades económicas

La actividad agrícola se ha caracterizado históricamente por la presencia de cultivos de rubros extensivos y más bien poco rentables tales como chacras y praderas naturales debido a la baja seguridad de riego de la zona, en especial durante los meses críticos de enero a marzo. Sin embargo, esto se ha visto modificado recientemente debido a la construcción de los embalses Corrales (capacidad útil de 50 millones de metros cúbicos, Mm3) y el Bato (capacidad útil de 25 Mm3). Además, el clima y el suelo en el sector alto del cauce principal de la cuenca permiten el cultivo de rubros agrícolas intensivos y permanentes tales como frutales y viñas (CADE-IDEPE, 2004a).

En la cuenca del Río Choapa existen numerosos yacimientos de minerales metálicos. Entre éstos se destacan aquéllos en cuya mena el oro y/o el cobre aparecen como metales predominantes. La actividad minera de desarrolla principalmente en las cercanías de la ciudad de Illapel, donde se han identificado numerosas faenas mineras que explotan cobre y oro. La mayor parte de estas faenas, se emplazan próximas al Estero Aucó (sector alto) y cercanas a la junta con el Río Illapel. También se han detectado faenas mineras en las cercanías del Río Chalinga, en la comuna de Salamanca. Pero sin duda la actividad minera de mayor importancia en la cuenca es la explotación cuprífera de Minera Los Pelambres, con su faena minera emplazada en el sector alto de la cuenca, específicamente en el nacimiento del Río Los Pelambres (Parra, 2005).

El año 2011, Los Pelambres logró su capacidad de diseño de 175 mil toneladas diarias de cobre, que se traducen en una producción anual de unas 400 mil toneladas métricas finas (TMF) (Minería Chilena, 2012).

49

Capítulo 4. Accidentes ocurridos

En esta sección se describen los accidentes ocurridos en la zona de estudio en años recientes y que motivan el interés por evaluar, aunque sea en forma preliminar, el uso de modelos de simulación para la potencial caracterización de estos eventos y sus efectos.

4.1 Cuenca del Elqui

4.1.1 Ruptura de Tranques de Relaves

En los últimos 15 años han ocurrido al menos tres eventos de ruptura de tranques de relaves en el Distrito Minero Talcuna, Comuna de Vicuña.

El primer evento ocurrió en el mes de Junio de 1997. Debido a un episodio de alta pluviometría, depósitos de relaves correspondientes a las compañías mineras COBREX y San Gerónimo cedieron, vertiéndose dos millones de toneladas (Mt) de relaves en el Río Elqui. Para este evento se adujo que la magnitud del impacto fue reducida por el efecto de dilución del Río Elqui y que la agricultura aguas abajo del incidente (Quebrada Marquesa) era poco desarrollada, lo que no representó perjuicios de importancia a esta actividad (Galleguillos, 2004).

Los otros dos eventos corresponden al año 2002. Estos incidentes no relacionados con eventos climáticos afectaron tranques de relaves pertenecientes a la Compañía Minera COBREX, los cuales a su vez afectaron a la Quebrada Marquesa.

El domingo 22 de Septiembre del año 2002, alrededor de las 16:00 horas ocurrió la ruptura del tranque de relaves Mantos de Talcuna 1, derramándose alrededor de 8000 metros cúbicos (m3) de residuos mineros, los cuales llegaron al Río Elqui a través de la Quebrada Marquesa alrededor de las 20:00. Al momento del derrame la Quebrada Marquesa tenía un caudal aproximado de 1.0 m3/s. Las causas de este

50

incidente corresponden tanto a deficiencias de construcción, operación y mantención del tranque como a incumplimientos legales (CONAMA, 2002a; Dättwyler, 2008; Galleguillos, 2004). El material derramado correspondió a relaves del proceso de beneficio minero de flotación cuya composición puede verse en la Tabla 4.1. Tabla 4.1 Composición mineralógica porcentual de relaves Planta Don Arturo (Fuente: CONAMA, 2002b). Especie mineralógica

Formula química

Calcopirita Covelina Esfarelita Bornita Malaquita Galena Calcocina Pirita Magnetita Limonita Hematita Cuarzo Anfíboles Calcita

CuFeS2 CuS ZnFeS Cu5FeS2 Cu2(OH)2CO3 PbS Cu2S FeS2 Fe3O4 Fe2O3 FeO3 SiO2 (Ca2(Mg-Fe)5Si8O22(OH-F)2 CaCO3

Porcentaje(%) especie mineralógica en relave 0.5 0.1 0.1 0.3 0.25 0.1 0.15 0.2 0.6 0.2 0.4 97.1 ∑=100

Con respecto a los incumplimientos legales, el tranque de relaves Mantos de Talcuna 1, el cual tenía una antigüedad aproximada de 30 años, debería haber estado en proceso de cierre cuando se produjo el incidente, ya que sólo tenía autorización para funcionar hasta Diciembre del año 2001. De hecho había sido cerrado oficialmente por SERNAGEOMIN durante Julio del año 2002. Además, desde Junio del mismo año, COBREX había obtenido aprobación ambiental para la construcción de un nuevo tranque de relaves a 500 metros aguas abajo del tranque Mantos de Talcuna 1 (Galleguillos, 2004). En ese entonces, el Gerente General de la Compañía Minera COBREX, Christian Molina Bauer, asumió la responsabilidad de la Empresa con respecto al derrame, el cual significó concentraciones de cobre, manganeso y hierro hasta 100 veces superiores a la norma permitida en el Río Elqui (Cooperativa, 2002). Esto puede apreciarse en la Tabla 4.2 donde se muestran los

51

resultados para contenidos totales de Cu, Fe y Mn de los muestreos realizados por el Servicio de Salud de Coquimbo en la Quebrada Marquesa los días 23 y 25 de septiembre del 2002 (a uno y tres días del incidente) los cuales son comparados con los requisitos de calidad de agua de la NCh 1333 para riego y los requisitos de calidad para agua potable de la NCh 409/1. Tabla 4.2 Resultados monitoreo aguas superficiales (contenidos totales) Servicio de Salud Coquimbo 23 de Septiembre 2002 y 25 de Septiembre 2002 (Fuente: CONAMA, 2002a). Lugar    

Aguas arriba derrame 100 m. aguas abajo derrame 5 km. Aguas abajo derrame Río Elqui aguas arriba Quebrada Marquesa  Río Elqui aguas abajo Quebrada Marquesa Límite máximo NCh 1333 Riego Límite máximo NCh 409/1

23 de Septiembre 2002 Cu total Fe total Mn (mg/l) (mg/l) total (mg/l) < 0.1 15.7 0.4 1.0 53.6 3.0 24.7 827.8 78.8 < 0.1 0.4 < 0.1

25 de Septiembre 2002 Cu Fe total Mn total (mg/l) total (mg/l) (mg/l) 0.5 132.5 4.0 0.5 35.5 1.7 < 0.1 < 0.1 < 0.1

4.1

178.2

14.4

0.5

19.4

1.4

0.2 2.0

5 0.3

0.2 0.1

0.2 2.0

5 0.3

0.2 0.1

En cuanto a las deficiencias de construcción, operación y mantención, éstas quedan confirmadas por las observaciones realizadas por el perito Ingeniero Sr. Víctor Aros Araya el año 2003, en las que se indicaba que “el talud externo del prisma resistente era demasiado vertical; no se contaba con un sistema drenante en el interior de la estructura colapsada; el material constitutivo del prisma resistente era demasiado fino; la poza de sedimentación estaba muy cerca del talud exterior; y no se apreció material de granulometría gruesa en el talud, que habría servido para conseguir mayor estabilidad del tranque” (Dättwyler, 2008).

El 8 de Noviembre se produjo el segundo derrame del año 2002. En esta oportunidad fueron derramados 4000 m3 de residuos mineros provenientes del tranque de relaves “Tranque Nº2 Talcuna” perteneciente a la Compañía Minera COBREX, los cuales contenían manganeso, cobre y hierro (Galleguillos, 2004; Emol, 2002).

52

Según Galleguillos (2004), “el tranque Nº2 Talcuna, presentaba serios problemas operacionales. Por ejemplo, no disponía de una geomembrana adecuada, ni de obras hidráulicas que desviasen las aguas provenientes de la quebrada. Si bien disponía de una laguna de emergencia, ésta era de una capacidad mucho menor al volumen de relaves que podían verterse”. Los derrames descritos provocaron turbidez, la cual fue detectada en la planta de captación de aguas de la Empresa de Servicios Sanitarios de Coquimbo, ESSCO (actualmente Aguas del Valle), en la localidad de Las Rojas, lo que obligó a realizar muestreos y análisis químicos en la entrada de la planta. Aunque no se encontraron concentraciones metálicas que pudieran dañar la salud, la turbiedad podía dañar los filtros de la planta, lo que obligó a ESSCO a utilizar aguas de 20 de sus pozos (Dättwyler, 2008; Galleguillos, 2004).

La situación anterior, unida a la falta de procedimientos de comunicación de emergencias por parte de COBREX y de la misma empresa ESSCO, generó preocupación en la comunidad de La Serena y Coquimbo (Dättwyler, 2008; Galleguillos, 2004).

4.2 Cuenca del Choapa

4.2.1 Falla tranque Quillayes

El día viernes 3 de Agosto del año 2007 a las 16:40, parte de las aguas infiltradas que se conducían desde el túnel de desvío a las piscinas de recirculación del tranque de relaves Los Quillayes, perteneciente a Minera Los Pelambres (MLP) fueron descargadas al Río Cuncumén durante alrededor de 22.5 horas a una razón de aproximadamente 150 l/s. Esto fue causa de una mantención en la estación de bombeo del sistema de drenaje del muro del tranque y producto de una falla en los sistemas de control de presión. El sábado 4 de agosto a las 15:00 la situación fue controlada, volviendo a derivarse la totalidad de las aguas infiltradas hacia las

53

piscinas de recirculación. Las concentraciones de Mo y SO4 del residuo industrial liquido (RIL) descargado pueden verse en la tabla 4.5. Tabla 4.5 Resultados monitoreo RIL descargado al Río Cuncumén día 6 de agosto 2007 (Fuente: MLP, 2007; MOP, 2007b). parámetro Mo SO4

valor 1.10 mg/l 948 mg/l

Limite NCh 1333 Riego 0.01 mg/l 250mg/l

En la tabla 4.6 se presenta un monitoreo realizado por MLP en el Río Choapa aguas abajo de su confluencia con el Río Cuncumén los días 3, 4 y 5 de agosto del año 2007. Los resultados muestran valores sobre la Norma Chilena 1333 para riego para los parámetros Mo, SO4 y CE. La confluencia del Río Cuncumén con el Río Choapa está a aproximadamente 5 km aguas abajo del punto de descarga (MLP, 2007). Tabla 4.6 monitorio MLP antes, durante y después del incidente (MLP, 2007). En negrilla valores que superan la NCh 1333 para riego (Mo>0.01; SO4>250; CE>750). Mo (mg/l) Estación 1. Salida túnel de desvío 2. Cuncumén en Portones 2 3. Puente Río Cuncumén 4. Choapa después confluencia Cuncumén

3 0,01 0,01 0,01 0,01

4 0,28 0,27 0,13 0,03

5 0,01 0,01 0,01 0,01

SO4 (mg/l) Agosto 2007 3 4 5 175 483 928 184 188 678 149 157 545 55 97 51

CE (μS/cm) 3 406 411 353 208

4 1454 1401 966 394

5 422 460 389 225

54

Figura 4.1 Ubicación puntos de monitoreo descritos en tabla 4.6 y asociados al evento considerado (zona comprendida entre las coordenadas 31°50’40”S-70°41’38”O y 31°54’39”S-70°34’40”O y coordenadas de los puntos 1: 31°51'51"S- 70°36'45"O 2: 31°53'11"S- 70°37'40"O 3: 31°53'44"S70°38'30"O 4: 31°53'46"S- 70°39'27"O).

Además, la estación de monitoreo satelital Río Cuncumén ante Junta Choapa (Chacay) (Latitud S 31°49’ Longitud W 70°36’), perteneciente a la Dirección General de Aguas (DGA), mostró incrementos importantes de caudal y conductividad para el día del incidente (Figura 4.2). Se debe mencionar que el caudal del Río Choapa antes de la confluencia con el Río Cuncumén era de alrededor de 4 metros cúbicos por segundo (m3/s) (DGA, 2009).

55

Figura 4.2 Grafico de caudal y conductividad estación satelital Río Cuncumén ante Junta Choapa (Chacay) entre el 2 y 9 de agosto del 2007 (DGA. 2009).

Con respecto a los efectos del incidente, MLP declaró que aparte del incremento de Mo, SO4 y CE en el Río Cuncumén y de Mo en el Río Choapa aguas abajo del punto de confluencia con el Río Cuncumén, no existió impacto en el sistema agropecuario del área de descarga debido al tiempo e intensidad de la exposición química en vegetales y animales. Tampoco habría habido efecto en la biota del Río Choapa debido a que el caudal de este en época invernal (4m3/s) presenta una alta capacidad de dilución (MLP, 2007).

Finalmente, en Octubre del año 2007, la entonces Comisión Regional de Medio Ambiente, COREMA, decidió aplicar una multa de 1.500 Unidades Tributarias Mensuales (UTM) a Compañía Minera Los Pelambres por el incidente (50,6 millones de pesos chilenos (CLP) de ese año según el valor de la UTM de Octubre del 2007). La COREMA por unanimidad acordó esta multa. La multa estaba fundamentada en el incumplimiento de la Resolución de Calificación Ambiental (RCA) con respecto a

56

los canales de comunicación para informar los accidentes ambientales a las autoridades regionales pertinentes, el plan de contingencia, el cual debe ser acordado con la autoridad competente y no por decisión propia de la empresa, y por el incumpliendo de la descarga cero al Río Cuncumén (GORE COQUIMBO, 2007).

57

4.2.2 Incidente “km 37”

El sábado 1 de agosto del año 2009 los sistemas de control del trasporte de concentrado (STC) de Minera Los Pelambres (MLP) detectaron una anomalía en el km 37 del concentradoducto, aproximadamente a unos 14 km aguas arriba de la ciudad de Salamanca. El concentradoducto corresponde a un ducto de 7 pulgadas de diámetro y aproximadamente 120 kilómetros de longitud que envía el concentrado de cobre proveniente de la Planta concentradora Piuquenes hasta el puerto de filtrado y embarque Punta Chungo como se muestra en la Figura 4.3 (MLP, 2009; El Tiempo, 2009).

Figura 4.3 Ubicación incidente km 37, coordenadas aproximadas (31°50’S – 70°51’O).

La detección de la anomalía, correspondiente a una presión fuera de rango, dio origen a una inspección para identificar la causa, en la cual personal de MLP constató visualmente una fuga en el sistema de transporte de concentrados. De

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acuerdo al procedimiento de emergencia de MLP se procedió a un cese de envío de concentrados desde la planta concentradora y al vaciado de la tubería del concentradoducto hacia piscinas de emergencia (MLP, 2009). Como consecuencia de lo anterior se produjo una fuga de concentrado al interior de la cámara de hormigón que contiene el sistema de medición de presiones. El concentrado de cobre rebalsó la cámara escurriendo por la quebrada aledaña hacia el cauce del Río Choapa y desde éste a varios canales de regadío del sector. En la tabla 4.7 se puede ver una caracterización del concentrado de cobre de MLP del año 2009. Tabla 4.7 Caracterización concentrado de cobre MLP año 2009 (Fuente: MLP, 2009). Elemento Cu Au S Hg As Ag Zn Pb Cd Mo Mg Ca Fe SiO2 Al Cl Insoluble

Unidad % g/T % ppm % g/T % ppm ppm ppm % % % % % % %

Mínimo 32 0.9 31 0.1 0.02 42 0.06 80 4 250 0.04 0.06 24 3.5 0.6