MODELACIÓN DE LA RESPUESTA DEL LAGO VILLARICA ANTE APORTES DE FÓSFORO
Steven Butkus. Washington Department of Ecology. P.O. Box 47710. Olympia,WA 98516. USA
Sibel Villalobos. Comisión Nacional del Medio Ambiente. San Martín Nº 80, Piso 3. Puerto Montt, Chile
Resumen
Se propone un modelo de calidad de agua que permita evaluar alternativas ante necesidades de control de la contaminación y prevención de procesos de eutroficación en el lago Villarrica. Este modelo permitiría predecir el efecto que el tratamiento de las aguas servidas, el tratamiento de aguas lluvias, y los cambios en los sistemas de producción agrícola puedan tener sobre el estado trófico del lago. Este estudio recomienda una aproximación diferente al control ambiental, ya que en Chile hay una marcada tendencia al control de la contaminación una vez producida, y estimamos que, en este caso resulta de mayor beneficio un manejo preventivo. El uso del modelo propuesto permite evaluar varias alternativas de control de contaminación antes de iniciar la gestión propiamente tal. Una manera de optar entre las alternativas es, utilizar el modelo y plantear las alternativas en foros de discusión en conjunto con la comunidad, de manera de generar instancias de participación ciudadana en materias de gestión ambiental.
Abstract
A water quality model was created to help assess alternative pollution control solutions for the protection of the eutrophication of Lake Villarrica. The model was used to predict the effect of domestic waste water treatment, stormwater treatment, and changes in agricultural practices on the trophic state of Lake Villarrica. The study recommends the application a different management approach to pollution control than has been used previously Chile. Various pollution control alternatives can be assessed using the water quality model. These alternatives can then be posed in community forums for discussion, promoting citizeship participation activities.
INTRODUCCIÓN
El objetivo de este estudio es de desarrollar una propuesta para una estrategia de control de contaminación que ayude a proteger los usos prioritarios del Lago Villarrica. Este cuerpo de agua es de gran importancia en el Sur de Chile, precisamente por la diversidad de usos asociado a él. Entre los usos más destacados se encuentran el uso como agua potable, y las actividades recreacionales. Como el turismo sigue aumentando en el área, La mantención de una calidad de agua adecuada se hará cada vez más importante. De esta manera, resulta económicamente estratégico que mantener una adecuada calidad del agua, de manera de no comprometer las actividades turísticas.
Se ha demostrado que el fósforo sería el nutriente que tendría una mayor incidencia los procesos de eutroficación en las aguas continentales. Al eutroficarse, el cuerpo de agua pierde no sólo la calidad de sus aguas, sino que además los usos actuales y futuros basados en la calidad natural, ya que se pueden producir florecimiento de microalgas tóxicas que pueden afectar la salud de animales y personas y crecimiento de plantas acuáticas que dificultan las actividades recreativas y afectan el paisaje. Algunos ejemplos de efectos negativos del aumento de la productividad primaria en los lagos son la disminución del atractivo escénico por formación de espumas, disminuir la vida útil de filtros y sistemas de purificación de agua, agotar el oxígeno disuelto del agua, afectando a comunidades biológicas de importancia comercial, aumento de plantas acuáticas que dificultan la navegación y deportes acuáticos.
CARACTERÍSTICAS DEL LAGO VILLARRICA
El lago Villarrica es uno de los tantos lagos de origen glacial del Sur de Chile que se ubican próximos a la Cordillera de los Andes (Figura 1). La cuenca del Lago Villarrica es de 2856 kilómetros cuadrados, con la mayoría de la superficie cubierta con bosques (Tabla 1). El afluente de mayor importancia al lago es el Río Trancura que involucra el 88% del área de la cuenca. El lago desemboca en el río Toltén. El lago Villarrica tiene un volumen de 21 kilómetros cúbicos una superficie de 176 kilómetros cuadrados con una profundidad promedio de 120 metros. Está clasificado como oligotrófico, y al igual que muchos otros grandes lagos característicos de esta región de Chile (Campos, 1984). Sin embargo, este lago muestra los signos de eutroficación, detectándose gran abundancia de algas filamentosas y un aumento de plantas acuáticas introducidas en las zonas ribereñas. (Hauenstein, et al. 1996).
CONSTRUCCIÓN DEL MODELO DE CALIDAD DE AGUA
Como herramienta para evaluar distintas alternativas de control de contaminación, se propone un modelo de balance dinámico de masas de fósforo total. El modelo se basa en la ecuación de respuesta propuesta por Vollenweider (1969) y modificada por Larsen et al. (1979) que sería:
d[P] = Jext + Jint - ρ [P] - σ [P]
V V V
Donde:
|
[P] = Concentración de fósforo total V = Volumen del lago Jext = Carga de Fósforo (externo) |
Jint = Carga de Fósforo (resuspensión interna) ρ = Coeficiente de tasa de recambio σ = Coeficiente de tasa de sedimentación |
La concentración de fósforo total fue calculada para cada intervalo semanal como la media de todo el lago. La pérdida de fósforo hacia los sedimentos se basó en una función logarítmica de la tasa de recambio, σ=ρn , donde n es una fracción positiva derivada de la calibración del modelo.
La única descarga puntual significativa sería la descarga de la planta de tratamiento de aguas servidas de Pucón. Los valores de esta carga puntual se derivan del número de personas conectadas al sistema. El promedio diario de flujo de la descarga desde las viviendas se obtiene a su vez del consumo de agua estimado (Salvato, 1960) y de la generación de aguas residuales (Metcalf & Eddy, 1972). El caudal de aguas servidas desde el Hotel se basó en la situación de verano (Hubbell, 1962). La carga total al lago se basó en un caudal de aguas residuales estimado y la concentración media de fósforo total de plantas de tratamiento similares (Metcalf & Eddy, 1972).
La carga de fósforo proveniente de fuentes no puntuales se determinó por medio de la cobertura del suelo en cada subcuenca del sistema y el número estimado de sistemas de alcantarillado particulares. El sistema de información geográfica fue alimentado con la información disponible en el Catastro de Bosque Nativo, información que fue proporcionada por CONAMA, donde se usaron las tasas de carga promedio para fuentes no puntuales (Tabla 3) , obtenidas de numerosos estudios publicados (Reckhow et al. 1980). Para determinar si las estimaciones de las tasas de carga basadas en el uso del suelo son adecuadas para el lago Villarrica, los datos estimados fueron comparados con los publicados por Campos et al. (1991). La información de uso de suelo fue superpuesta con la superficie de cada subcuenca de manera de determinar las cargas relativas de fósforo por cada subcuenca, basándose en el uso del suelo. Las cargas de fósforo así determinadas, son comparables a las obtenidas por Campos et al. (op.cit.). Las cargas determinadas a través del uso del suelo suman un 13% más que la suma de las cargas determinadas empíricamente.
La carga desde sistemas de alcantarillado particular a lo largo de la ribera del lago fue determinada a partir de las cargas promedio para estos sistemas (Mattson e Isaac, 1999) y una estimación del número de viviendas con alcantarillado particular. Las cargas atmosféricas fueron determinadas a partir de niveles de fósforo medido en aguas lluvias en un área de clima y usos de suelo de la cuenca similares (Butkus, et al. 1987)
El modelo fue calibrado usando la información recolectada en 1991 y luego validado con datos obtenidos en 1979. La calibración se hizo ajustando el factor de retención para cada intervalo de tiempo semanal para maximizar la capacidad predictiva del modelo. La validación se realizó usando los mismos valores para parámetros determinados a través de la calibración con los flujos estimados en 1979. La tasa interna de recarga por resuspensión de sedimentos fue nula tanto para la calibración como para la validación, dado a que no se registraron condiciones anóxicas del sedimento en ninguno de los dos períodos.
La información de caudales fue recolectada desde el desagüe del lago en el río Toltén desde 1989. El caudal de salida para 1991 se ubica en el cuarto lugar de los 10 caudales anuales registrados y registra una ocurrencia a intervalos de 3 años. Para estimar el caudal de 1979 se desarrolló una ecuación de regresión con los caudales anuales del río Toltén y las precipitaciones anuales en Villarrica.
Los resultados de la aplicación del modelo fueron comparados con las medias de los datos de fósforo total recolectados en el lago a diferentes profundidades en la columna de agua, lográndose un comportamiento adecuado del modelo tanto para la calibración, como para la validación. La calibración del modelo presentó un error relativo de 134% y una desviación de la media de 4,0 mg/l. La Validación del modelo presentó un error relativo del 98% una desviación de la media de 6,3 mg/l. Dado a que no se cuenta con un diseño sistemático para la recolección de muestras del lago, se considera que el modelo resulta adecuado para evaluar cambios relativos en las concentraciones de fósforo en el lago Villarrica, a pesar de la alta variabilidad de los datos.
Análisis del Ingreso de Fósforo y recomendación final
El modelo de respuesta del lago, una vez calibrado fue utilizado para determinar en forma relativa los ingresos de fósforo al lago Villarrica. El ingreso de fósforo se determinó en base a diferentes categorías de fuentes de contaminación. La mayoría del fósforo que ingresa al sistema proviene de fuentes no puntuales ubicadas dentro de la cuenca (Tabla 5). De estas fuentes no puntuales, aproximadamente la mitad de los aportes provienen de zonas cubiertas con matorrales, donde las zonas deforestadas contribuyen con cerca de un tercio del aporte total (Tabla 6) Las áreas urbanas y agrícolas contribuyen sólo con un 2% de los aportes de fósforo.
El modelo de respuesta del lago, una vez calibrado fue utilizado para determinar el efecto de diferentes medidas de control de contaminación. La eficiencia de tratamiento para fuentes puntuales (EPA, 1995) y fuentes no puntuales (EPA 1993) fueron obtenidas de la literatura disponible (Tabla 7).
Uno de los principales aportes de fósforo hacia el lago Villarrica es la descarga de aguas servidas domésticas. Se utilizó el modelo para predecir los efectos en el lago con dos alternativas de tratamiento de aguas servidas. El primero consideraría la nueva planta de tratamiento de aguas servidas en Pucón que contempla tratamiento secundario con lodos activados y el segundo implicaría una planta de tratamiento terciario con remoción del fósforo biológicamente disponible a eficiencias que alcanzan un promedio del 80% (Metcalf y Eddy, 1972).
El modelo predice que la modificación del sistema de tratamiento de Pucón en Mayo del año 2000 a un tratamiento secundario implicaría que en el año 2020 se alcanzaría un 16% en la reducción en la concentración anual de fósforo total en el lago Villarrica. Sin aplicar otras medidas de control de contaminación, el aumento en la población implicaría un aumento en la concentración de fósforo total en el lago de un 7%. En caso de que la planta fuese modificada para proporcionar un tratamiento terciario, la concentración total de fósforo en el lago se reduciría en un 4% (Tabla 9).
Usando el modelo para predecir el efecto de la incorporación de mejores prácticas agrícolas sobre los aportes de fósforo al lago Villarrica (Tabla 9), se consideraron tres manejos agrícolas diferentes: (1) Sistemas de manejo conservacionista tales como cero labranza y uso de los residuos de cultivos como nutrientes, (2) sistemas de terrazas y (3) cinturones de protección vegetal que serían un área tampón entre las áreas de cultivo y los cursos de agua (EPA, 1993). Los resultados indicaron que para cada uno de los casos las concentraciones de fósforo total en el lago no cambiarían (Tabla 9), esto debido a los bajos aportes de fósforo que se generan producto de la agricultura (Tabla 6).
Al usar el modelo para predecir el efecto que tendría la implementación de sistemas de tratamiento de las aguas lluvias de las ciudades, considerando cuatro tipos de sistemas de tratamiento para aguas lluvias que son: (1)uso de canaletas de intercepción, (2) estanques secos para control de flujo modificados para aumentar la remoción de nutrientes, (3) uso de estanques húmedos y (4) cinturones de protección vegetal, se obtuvo que en cada uno de estos casos la concentración total de fósforo en el lago no cambiaría (tabla 9), esto debido a los bajos aportes de fósforo entregado por las áreas urbanas en la cuenca (tabla 6).
Al combinar las diferentes opciones de control de la contaminación y aplicar el modelo para determinar la concentración de fósforo total en el lago Villarrica se obtuvo que, de aplicarse las alternativas más eficientes para tratamiento de aguas servidas, prácticas agrícolas y tratamiento de aguas lluvias en toda la cuenca, se produciría una reducción de la concentración de fósforo en un 10% en los meses de verano (Tabla 9).
Una alternativa que se ha considerado en otras experiencias ha sido eliminar las descargas de aguas servidas de los tributarios al lago y utilizar esta agua en sistemas de riego para predios agrícolas, pero cabe evaluar la real factibilidad de este tipo de manejo de las descargas en términos de la existencia de suficientes terrenos agrícolas que puedan recibir las volúmenes de aguas servidas en las tasas requeridas por las actividades agrícolas, particularmente en zonas de alta pluviosidad. En caso de que la aplicación de aguas servidas tratadas en zonas agrícolas no fuese adecuada, sólo se modificaría la forma en que los nutrientes ingresan al lago, pero no los aportes totales, por cuanto aumentarían los aportes de fósforo en la escorrentía superficial o bien en las aguas que fluyen sub-superficialmente.
Al utilizar el modelo para predecir los efectos de eliminar completamente las descargas de aguas servidas de Pucón y combinar las otras alternativas más eficientes de control de ingreso de nutrientes en la cuenca la concentración total de fósforo se reduciría en un17% en los meses de verano (Tabla 9).
Para recomendar una estrategia de control de contaminación, se debe considerar cuál de ellos son alcanzables desde una perspectiva económica y política, de manera que en el corto plazo se generen los mejores resultados posibles en torno al objetivo propuesto. De acuerdo al modelo, al conectar la totalidad de las viviendas de la zona litoral del lago a un sistema de tratamiento de aguas servidas se producirían las mayores reducciones de la concentración de fósforo en el lago, llegando a una situación final de menor concentración de fósforo que la actual, aún considerando el crecimiento de la población.
Bibliografía
Butkus, S.R., E.B. Welch, R.R. Horner, and D.E. Spyridakis. 1988. Lake Response Modeling Using Biologically Available Phosphorus. J. Water Pollution Control Federation 60(9):1663-1669.
Campos, H., Parra, O. and G. Aguero. 1991. Evauación de la Carga de Fósforo y Nitrógeno en el Lago Villarrica. Universidad Austral. Republica de Chile.
Campos, H. 1984. Limnological study of Araucanian lakes (Chile). Verh. Internat. Verein. Limnol. 22:1319-1327.
Campos, H., W. Steffen, C. Roman, L. Zuniga and G. Aguero. 1983. Limnological studies in Lake Villarrica: Morphometric, physical, chemical, planktonical factors and primary productivity. Arch. Hydrobiol., Suppl. 65, 4:371-406.
Chinchesster, F.W., Van Keuren, R.W., and J.C. McGuinness. 1979. Hydrology and Chemical Quality of Flow from Small Pastured Watersheds: Chemical Quality. J. Environ. Qual. 8(2):167-171.
Forsberg, E.M. 1980. Present knowledge on limiting nutrients. In: Restoration of Lakes and Inland Waters. U.S. Environmental Protection Agency, EPA 440/5-81-010.
Hauenstein, E., C. Rameriz, M., Gonzalez, L. Leiva, and C. San Martin. 1996. Hydrophylous flora of Lake Villarrica (IXth Region, Chile) and its importance as a pollution idicator. Medio Ambiente 13(1): 88-96.
Hubbell, J.W. 1962. Commercial and Institutional Wastewater Loadings.. J. Water Pollution Control Federation 34(9).
Larsen, D.P., J. VanSickle, K.W. Malueg and P.D. Smith. 1979. The effect of Wastewater Phosphorus Removal on Shagawa Lake Minnesota: Phosphorus Supplies, Lake Phosphorus, and Chlorophyll a. Water Res. 13:1259-1272.
Metcalf & Eddy. 1972. Wastewater Engineering. McGraw-Hill, Inc. New York, NY.
ORGANIZACIÓN PARA LA COOPERACIÓN Y EL DESARROLLO ECONÓMICO, 1982. Eutrophication of Waters: Monitoring, Assessment and Control. Organization for Economic Cooperation and Development, Cooperative Programme on Monitoring of Inland Waters, Environment Directorate, Paris, 154pp.
Reckhow, K.H., Beaulac, M.N. and J.T. Simpson. 1980. Modeling Phosphorus Loading and Lake Response Under Uncertainty: A Manual and Compilation of Export Coefficients. U.S. Environmental Protection Agency, EPA440/5-80-011.
Salvato, J.A. 1960. The Design of Small Water Systems. Public Works 91(5).
Figura 1: Ubicación del lago Villarrica
Tabla 1. Usos de suelo de la cuenca del lago Villarrica
|
Uso del suelo |
Area |
|
Kilómetros cuadrados |
Porcentaje de la cuenca |
|
|
Bosques |
1,616 |
57 |
|
Matorrales |
751 |
26 |
|
Humedales |
251 |
9 |
|
Suelos no productivos |
154 |
5 |
|
Glaciares |
72 |
3 |
|
Áreas urbanas |
8 |
<1 |
|
Cultivos |
2 |
<1 |
|
Total |
2,856 |
100 |
Tabla 3. Tasas de ingreso de fósforo total desde fuentes no puntuales (Reckhow et al. 1980)
|
Uso del suelo |
Tasa de ingreso de fósforo (kg/km2/year) |
|
Agua |
0 |
|
Hielo y glaciares |
0 |
|
Humedales |
0 |
|
Bosque |
20.6 |
|
Praderas y Matorrales |
81 |
|
Agricultura |
91 |
|
Urbano e Industrial |
110 |
|
Suelo descubierto |
110. |
|
Usos desconocidos |
110 |
Tabla 4. Áreas determinadas por cada uso de suelo en las subcuencas delimitadas para el lago Villarrica
Subcuenca |
Área (hectáreas) |
Porcentaje del área de la subcuenca |
||||
|
Bosque |
Urbano |
Agrícola |
Matorrales |
Glaciares |
||
|
Ciudad de Villarrica |
865 |
7 |
38 |
- |
55 |
- |
|
Arroyo del Parque |
747 |
- |
- |
- |
100 |
- |
|
Arroyo Lorena |
1,183 |
4 |
- |
- |
96 |
- |
|
Río Huichatío |
3,696 |
59 |
- |
3 |
38 |
- |
|
Río Molco |
3,552 |
50 |
2 |
- |
47 |
1 |
|
Dique Loncotraro |
1,109 |
16 |
2 |
- |
82 |
- |
|
Río Los Chilcos |
545 |
28 |
1 |
- |
71 |
- |
|
Río Correntoso |
3,640 |
50 |
- |
- |
45 |
5 |
|
Dique candelaria 1 |
327 |
- |
- |
- |
100 |
- |
|
Dique candelaria 2 |
826 |
15 |
- |
- |
85 |
- |
|
Río Pucón |
1,810 |
37 |
12 |
- |
50 |
- |
|
Río Claro |
4,003 |
49 |
- |
- |
51 |
- |
|
Río Trancura |
230,653 |
63 |
- |
- |
32 |
6 |
|
Río Quilque |
3135 |
83 |
- |
- |
17 |
- |
|
Arroyo Aserradero |
595 |
37 |
- |
- |
63 |
- |
|
Río El Suizo |
1,870 |
91 |
- |
- |
9 |
- |
|
Arroyo montana Suizo |
189 |
37 |
- |
- |
63 |
- |
|
Arroyo Fundo Pesca |
269 |
44 |
- |
- |
56 |
- |
|
Río El Castillo |
707 |
45 |
- |
- |
55 |
- |
|
Río Los Boldos |
534 |
45 |
- |
- |
54 |
- |
Tabla 5. Ingreso de fósforo al lago Villarrica
|
Fuente |
Ingreso de fósforo |
|
|
Kg/año |
Porcentaje del total |
|
|
Planta de tratamiento de aguas servidas de Pucón |
13,936 |
11% |
|
Fuentes no puntuales (por uso del suelo) |
112,357 |
86% |
|
Alcantarillados particulares |
1,500 |
1% |
|
Depositación atmosférica. |
2,000 |
2% |
Tabla 6. Cargas de fósforo en relación a los usos del suelo
|
Uso del suelo |
Ingreso de fósforo |
|
|
kg/año |
Porcentaje |
|
|
Bosque |
33,296 |
30 |
|
Matorrales |
60,839 |
54 |
|
Humedales |
0 |
0 |
|
Praderas |
16,940 |
15 |
|
Glaciares |
0 |
0 |
|
Urbano |
814 |
1 |
|
Agrícola |
127 |
<1 |
|
Total |
112,357 |
100 |
Tabla 7. Eficiencias en la reoción de fósforo de diferentes sistemas de control (adaptado de EPA, 1993 y EPA, 1995).
Medida de control
|
Eficiencia de remoción de fósforo |
|
Tratamiento secundario de aguas servidas domésticas |
84% |
|
Tratamiento terciario de aguas servidas domésticas |
90% |
|
Reducción de arado en terreno agrícola |
45% |
|
Sistemas de terrazas en suelos agrícolas |
70% |
|
Cinturones vegetacionales en terrenos agrícolas |
75% |
|
Zanjas interceptoras de aguas lluvias |
10% |
|
Tanques secos para aguas lluvias urbanas |
60% |
|
Cinturones vegetacionales para aguas lluvias urbanas |
80% |
|
Tanques húmedos para aguas lluvias urbanas |
90% |
Tabla 8. Concentraciones de fósforo en el lago Villarrica predichas por el modelo para diferentes alternativas de control del ingreso de nutrientes.
Medidas de control |
Fósforo total (mg/L) |
||
|
Promedio anual |
Promedio en primavera |
Promedio en verano |
|
|
Situación actual |
10.3 |
11.1 |
11.8 |
|
sin actividades de control (año 2020) |
11.0 |
11.7 |
13.0 |
|
A Tratamiento terciario en Pucón |
10.6 |
11.4 |
12.4 |
|
B Conexión de casas ribereñas al alcantarillado |
10.0 |
10.9 |
11.3 |
|
C Disminución de la labranza |
11.0 |
11.7 |
13.0 |
|
D Sistemas de terrazas |
11.0 |
11.7 |
13.0 |
|
E Cinturones vegetacionales en zona agrícola |
11.0 |
11.7 |
13.0 |
|
F zanjas interceptoras de aguas lluvias urbanas |
11.0 |
11.7 |
13.0 |
|
G estanque seco para aguas lluvias urbanas |
11.0 |
11.7 |
13.0 |
|
H Estanque húmedo para aguas lluvias urbanas |
11.0 |
11.7 |
13.0 |
|
I Cinturones vegetacionales para aguas lluvias urbanas |
11.0 |
11.7 |
13.0 |
|
Controles combinados: |
|
|
|