4.2: La calidad del agua como impulsor de la salud del sistema ecológico

Leigh-Anne H. Krometis

Ingeniería de Sistemas Biológicos

Virginia Tech

Blacksburg, Virginia, Estados Unidos

Términos Clave

Contaminación del agua	Control de fuente	Normas de calidad del agua
Servicios ecológicos y ecosistémicos	Control de entregas	Manejo de nutrimentos
Presupuesto contaminante	Capacidad asimilativa	Planeación urbana de aguas pluviales

Variables

• μ = viscosidad del agua
• ρ _p = densidad de partícula
• ρ _w = densidad del fluido (agua)
• b = beneficio
• BCR = relación beneficio/costo
• c = costo
• d = diámetro de partícula
• D = profundidad
• g = aceleración por gravedad
• L = longitud
• M _in = masa de contaminante que ingresa al sistema de interés (e.g., campo, estructura)
• M _out = masa de contaminante que sale del sistema de interés (e.g., campo, estructura)
• MOS = margen de seguridad
• NPS = contribuciones de fuentes no puntuales del contaminante objetivo
• PS = contribuciones puntuales del contaminante objetivo
• Q = tasa de entrada
• Q _R = tasa de desbordamiento
• ∆S = masa de contaminante retenido o tratado por el sistema de interés (por ejemplo, campo, estructura)
• TMDL = cantidad total máxima permisible de contaminante objetivo que se puede agregar al agua receptora cada día
• V _y = velocidad vertical promedio (“relleno”)
• V _s = velocidad de sedimentación
• W = ancho

Introducción

El agua es fundamental para todas las formas de vida conocidas, humanas y no humanas. El mal manejo de los recursos hídricos puede dar lugar a riesgos para la salud humana a través de la propagación de microorganismos patógenos y químicos tóxicos, la reducción de la diversidad de especies a través de cambios en la química del agua y/o pérdida de hábitat, dificultades económicas por no satisfacer las necesidades industriales, agrícolas y energéticas y conflicto político o inestabilidad a medida que los estados o naciones vecinos luchan por distribuir equitativamente el agua a su pueblo.

A nivel mundial, el 70% de las retiradas de agua dulce son utilizadas por el sector agrícola (Banco Mundial, 2017). Es importante reconocer, sin embargo, que estos valores de consumo pueden variar considerablemente según la nación o región global dependiendo del tamaño de la población local, la ecología, el clima y las industrias primarias presentes. En Estados Unidos, el Servicio Geológico de Estados Unidos (USGS) estimó que en 2011, 41% del consumo de agua de consumo (agua que no se devuelve rápidamente a la misma fuente de la que se tomó) se dedicó a la generación de energía hidroeléctrica, 40% se utilizó para apoyar diversas formas de agricultura (acuicultura, ganadería, riego de cultivos), 13% apoyó el uso doméstico doméstico, y el 6% restante se utilizó para fines industriales o en industrias extractivas (e.g., minería) (USGS, 2018). En contraste, la Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura (UNFAO) estimó en 2015 que más del 64% del agua en China y casi el 80% del agua en Egipto apoyaban la agricultura (UNFAO, 2019). Si bien el consumo per cápita de agua ha disminuido en los últimos años, la población humana y su consiguiente necesidad de agua potable, energía asequible y alimentos nutritivos sigue aumentando. Al mismo tiempo, la diversidad de especies no humanas continúa disminuyendo a medida que se explotan cada vez más los recursos forestales, suelos y agua (MEA, 2005; Raudsepp-Hearne et al., 2010). Se necesita una consideración más explícita de la intrincada retroalimentación de los sistemas alimento-energía-agua dentro de las poblaciones humanas y sus impactos en otros servicios ecológicos para garantizar la sustentabilidad.

Este capítulo introduce conceptos básicos relacionados con la gestión del agua y proporciona ejemplos de las mejores prácticas de manejo que se pueden utilizar para preservar y mejorar la calidad del agua. Aquí definimos la salud de los ecosistemas como la capacidad de un sistema natural para apoyar las necesidades humanas y no humanas. En este capítulo se hace especial hincapié en los componentes químicos, microbianos y físicos en el agua como impulsores de la salud de los ecosistemas.

Resultados

Después de leer este capítulo, deberías poder:

• • Definir la contaminación en términos de capacidad asimilativa y uso del cuerpo de agua
• • Explicar el concepto de servicios ecológicos o ecosistémicos y su relación con la calidad del agua
• • Describir estrategias para el control de la contaminación del agua, incluyendo presupuestos de contaminantes y mejores prácticas de manejo de aguas pluviales
• • Calcular un rango de deterioro de la calidad del agua y parámetros de costo

Conceptos

Definición y descripción de la contaminación del agua

La Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos define la contaminación del agua como “alteración de la integridad química, física, biológica y radiológica del agua producida por el ser humano o inducida por el hombre” (USEPA 2018a). Estas alteraciones incluyen la adición de contaminantes específicos (por ejemplo, químicos, microorganismos, sedimentos) a un sistema acuático o la alteración de condiciones naturales, como el pH o la temperatura. En este contexto, la “integridad” del agua se refiere a la capacidad del agua para continuar desempeñando funciones humanas o ecológicas adecuadas. Estas funciones se detallan explícitamente en la definición de contaminación de la Agencia Europea del Medio Ambiente como “la introducción de sustancias o energía en el medio ambiente, dando como resultado efectos nocivos de tal naturaleza que ponen en peligro la salud humana, dañan los recursos vivos y los ecosistemas, y perjudican o interfieren con amenidades y otros usos legítimos del medio ambiente” (EEE, 2019). Si bien las dos definiciones son similares, es fundamental señalar que el EEE no especifica que la contaminación debe ser hecha por el hombre.

Un lugar donde los contaminantes ingresan directamente a un agua receptora, como un arroyo, río o lago a través de una tubería o alcantarillado identificable (por ejemplo, un derrame industrial o un efluente de una planta de tratamiento de aguas residuales) se conoce como fuente puntual (PS) de contaminación. Las fuentes puntuales son generalmente razonablemente constantes en flujo y concentración (es decir, el patrón, tipo y cantidad de contaminación que se descarga es consistente), porque tienden a regirse por procesos predecibles o controlados. Los lugares desde los cuales los contaminantes son transportados a aguas receptoras a través de la escorrentía de aguas pluviales (por ejemplo, sedimentos erosionados de sitios de construcción y lixiviados de campos de drenaje sépticos), o son de naturaleza más difusa y menos predecible, se denominan fuentes no puntuales (NPS) de contaminación. La contaminación por NPS a veces se conoce como contaminación difusa, ya que las fuentes se distribuyen por toda la cuenca, en lugar de originarse en una ubicación distinta. Las descargas de NPS son generalmente muy variables y mucho más severas después de eventos climáticos significativos como lluvias o eventos estacionales como el deshielo. En consecuencia, la contaminación por NPS suele ser más grave durante flujos altos cuando se transportan mayores cantidades de contaminantes a las aguas receptoras, mientras que la contaminación por PS es más grave durante flujos bajos cuando hay menos dilución de descargas constantes (Novotny, 2003).

Si bien cualquier cambio en el agua a través de las contribuciones de PS o NPS puede cumplir con la definición técnica de contaminación, la contaminación solo se considera una preocupación si excede la capacidad de asimilación de desechos del agua receptora para que el agua ya no apoye su propósito humano o ecológico. La capacidad de asimilación de residuos se define como la capacidad natural de un cuerpo de agua para absorber contaminantes sin efectos nocivos. Las aguas receptoras pueden procesar naturalmente cierto nivel de contaminación a través de dilución, fotodegradación y biorremediación. Por ejemplo, las plantas acuáticas nativas utilizan nutrientes que incluyen nitrógeno y fósforo para crecer; sin embargo, contribuciones muy altas de nutrientes de fuentes antropogénicas pueden estimular el sobrecrecimiento de algas, lo que lleva a floraciones dañinas, eutrofización y colapso del ecosistema acuático (Withers et al., 2014).

Servicios Ecológicos y Decisiones de Calidad del Agua

Históricamente, los usos humanos y ecológicos de los recursos hídricos a veces se consideraban objetivos separados o incluso competidores. Hay un esfuerzo cada vez mayor por reconocer los vínculos inherentes y la interdependencia del bienestar humano y ecológico a través del concepto de servicios ecológicos, o ecosistémicos. En lugar de promover la conservación del hábitat y la diversidad de especies no humanas únicamente por el bien de la naturaleza, el concepto de servicios ecológicos reconoce que la preservación y restauración de los ecosistemas naturales también protege funciones que aseguran la sustentabilidad de las comunidades humanas. Los servicios ecológicos o ecosistémicos se clasifican en cuatro categorías: servicios reguladores (clima, desechos, enfermedades, amortiguamiento); servicios de aprovisionamiento (alimentos, agua dulce, materias primas, recursos genéticos); servicios culturales (inspiración, espiritual, recreativo, educativo, científico); y servicios de apoyo (ciclo nutrimental, hábitats, producción primaria). Hacer explícitos los servicios ecológicos (como el apoyo a las poblaciones de peces, el secuestro de carbono, el ciclo de nutrientes y la mitigación de inundaciones) permite su cuantificación e inclusión en los análisis de costo-beneficio asociados con la planeación futura del uso del suelo y la asignación de fondos para mejoras en la calidad del agua (Keeler et al., 2012; APHA, 2013; Hartig et al., 2014). La investigación continua tiene como objetivo descubrir y cuantificar vínculos adicionales entre la salud y el bienestar humanos y la integridad de los ecosistemas, incluida la promoción de la salud mental y la cohesión comunitaria (Sandifer et al., 2015). Esto está en consonancia con la misión de la Sociedad Americana de Ingenieros Agrícolas y Biológicos, cuyos miembros “aseguran que tengamos las necesidades de la vida: alimentos seguros y abundantes para comer, agua pura para beber, combustibles limpios y fuentes de energía, y un ambiente seguro y saludable en el que vivir” (ASABE, 2020).

Usos designados y estándares de calidad del agua

Los estándares de calidad del agua varían en todo el mundo. En algunas jurisdicciones (por ejemplo, países, regiones), se establecen estándares mínimos de calidad del agua para todos los cuerpos de agua independientemente de su uso; en otras jurisdicciones, los niveles apropiados de diferentes componentes de calidad del agua generalmente se determinan en función de los usos elegidos, previstos o planificados de un cuerpo de agua. Por ejemplo, en Estados Unidos, los estados, tribus y territorios asignan usos “designados” a las aguas superficiales para proteger la salud humana después del contacto con el agua (por ejemplo, reservorios de agua potable, recreación, pesca), para preservar la integridad ecológica (por ejemplo, arroyo de truchas, integridad biológica) y para fines económicos o industriales uso (por ejemplo, navegación, flujo suficiente para la energía hidroeléctrica). Luego se establecen niveles aceptables de contaminantes críticos para garantizar que el cuerpo de agua pueda continuar cumpliendo con estos usos designados. Por ejemplo, un cuerpo de agua utilizado únicamente para riego puede tener concentraciones de nitrato (NO ₃ ⁻), una forma soluble de un importante nutriente vegetal, que superan los niveles seguros para el agua potable, sin interferir con su uso como agua de riego. Basar los estándares de calidad del agua en el uso designado del cuerpo de agua permite tener en cuenta estas diferencias en los requisitos de calidad por categoría de uso.

Un Ejemplo de Regulación de la Contaminación del Agua: U.S.A.

La Ley de Agua Limpia de Estados Unidos, introducida en 1972, sigue siendo el principal mecanismo regulatorio para garantizar que las aguas superficiales en Estados Unidos continúen cumpliendo con los usos designados al tiempo que protegen la salud humana y ecológica. En su forma más básica, la Ley de Agua Limpia regula las fuentes puntuales a través del Sistema Nacional de Eliminación de Descarga de Contaminantes (NPDES), que requiere permisos para descargas discretas para asegurar la implementación de la mejor tecnología practicable y un monitoreo adecuado.

La contaminación por NPS se regula principalmente a través del programa Carga Máxima Diaria Total (TMDL), que requiere que los estados monitoreen las aguas superficiales y compilen listas de aguas que no cumplan con las normas aplicables para sus usos designados, las cuales luego se clasifican como deterioradas y requieren el desarrollo de TMDL (Keller y Cavallaro, 2008; USEPA, 2019). El acrónimo TMDL tiene dos definiciones distintas: (1) la cantidad matemática de un contaminante objetivo que un agua receptora puede absorber sin efectos nocivos (Ecuación 4.2.1); y (2) el proceso de restauración desarrollado para que ese cuerpo de agua vuelva a cumplir con los estándares de calidad del agua (Freedman et al., 2004). A través de este proceso de restauración, se identifican niveles aceptables de descargas de contaminantes que no excederán la capacidad de asimilación de residuos de la masa de agua para que pueda mantener niveles contaminantes adecuados a su uso designado. Matemáticamente, TMDL se define como:

\[ TMDL = PS + NPS+MOS \]

donde TMDL = cantidad total máxima permisible de contaminante objetivo que se puede agregar al agua receptora cada día (día de masa ⁻¹)

PS = todas las contribuciones puntuales del contaminante objetivo (día de masa ⁻¹), reguladas a través del proceso NPDES

NPS = todas las contribuciones de fuentes no puntuales del contaminante objetivo (día de masa ⁻¹)

MOS = un margen de seguridad (masa día ⁻¹)

El TMDL se calcula sobre una base de carga (masa), por ejemplo, mg día ^-1, y para cada contaminante individual que está comprometiendo el uso del cuerpo de agua en cuestión. Se incluyen márgenes de seguridad para dar cuenta del desarrollo futuro de la tierra, los cambios en el clima y las incertidumbres en las mediciones y modelos utilizados en el desarrollo de TMDL. Una vez que se determina una carga diaria máxima total para que un cuerpo de agua cumpla con los estándares de calidad del agua relevantes (incluyendo la cantidad de contaminante que se puede permitir de PS y NPS), los sistemas de tratamiento y los cambios de uso del suelo pueden diseñarse para cumplir con esa carga diaria máxima.

Determinar la carga diaria máxima total permisible combina el balance de masa y la información de concentración, que se describen con más detalle más adelante en este capítulo. Si bien este cálculo es simple, lo más importante para resolver el problema es realizar un seguimiento de las unidades e identificar los datos e información necesarios para completar la tarea. Ocasionalmente, puede haber abundancia de datos pero no todos son valiosos para el ingeniero, por lo que es esencial que un ingeniero domine las habilidades para identificar exactamente qué datos se necesitan para completar el cálculo.

Estrategias de Ingeniería para Protección de la Calidad del Agua

Las estrategias para preservar la integridad de las aguas superficiales de la degradación o para abordar el deterioro de la calidad del agua a menudo se denominan colectivamente las mejores prácticas de manejo (BMP). La USEPA define un BMP como “una práctica o combinación de prácticas determinadas por una autoridad como el medio más efectivo para prevenir o reducir la contaminación a un nivel compatible con los objetivos de calidad del agua” (USEPA, 2018b). Este término abarca más ampliamente que la Medida de Control de Aguas Pluviales (SCM) de las Academias Nacionales, que se refiere principalmente a prácticas estructurales implementadas en áreas urbanas para interceptar aguas pluviales (NRC, 2009). Además de las prácticas estructurales, el término BMP se puede usar para describir los esfuerzos no estructurales para proteger la calidad del agua, incluida la participación pública, la educación comunitaria y la presupuestación de contaminantes, y se usa para describir estos esfuerzos en una variedad de entornos de agua terrestre, incluidos los urbanos, agrícolas y paisajes industriales (e.g., minería, silvicultura).

Las estrategias de protección de la calidad del agua pueden clasificarse ampliamente como implementar el control de fuentes o el control de entrega La función de muchas estrategias para la protección de la calidad del agua se puede describir de manera muy simple usando un balance de masas:

\[ M_{in} = \Delta S + M_{out} \]

donde M _in = masa de contaminante que ingresa al sistema de interés (e.g., campo, estructura) (kg)

∆S = masa de contaminante retenido o tratado por el sistema de interés (kg)

M _out = masa de contaminante que sale del sistema de interés (kg)

Esta sencilla relación es la base para el diseño, la evaluación del desempeño y el cálculo de costos de las BMP. La aplicación de la Ecuación 4.2.2 a diferentes tipos de estrategias se describe en los siguientes apartados.

Control de Fuente

El control de fuentes se refiere a los esfuerzos para reducir la presencia o disponibilidad del contaminante en el sistema de aguas terrestres (por ejemplo, eliminar el uso de pesticidas) o para evitar el transporte del contaminante desde su fuente original (por ejemplo, desalentar la erosión mediante el manejo de la labranza en un campo). El uso generalizado de fertilizantes químicos ha facilitado una mayor duplicación de la producción de granos de cereales a nivel mundial en los últimos 50 años, permitiendo la alimentación de una población cada vez mayor (Tilman et al., 2002). Sin embargo, el uso excesivo de fertilizantes puede provocar pérdidas de nutrientes a través de la escorrentía hacia las aguas superficiales y/o la lixiviación a las aguas subterráneas después de eventos de precipitación si las enmiendas del suelo no se aplican a través de un método apropiado en la época del año más adecuado para promover el crecimiento Las cargas excesivas de nutrientes pueden ocasionar alteraciones en la eutrofización y la biología acuática, así como dificultades para satisfacer las necesidades municipales de agua potable. El uso de fertilizantes superiores a las necesidades de los cultivos también representa un gasto innecesario y no trivial para el productor. Cuando se aplica a una práctica de control de fuentes como el manejo de nutrientes, las variables en la Ecuación 4.2.2 se definen como:

M _in = masa de nutriente aplicada al cultivo

∆S = masa de nutrimento absorbida por el cultivo + masa de nutriente adsorbida por el suelo

M _out = masa de nutrimento que sale del campo en escorrentía, flujo lateral a través del suelo y en filtración profunda.

Control de Entrega

El control de entrega se refiere a los esfuerzos para reducir el movimiento de contaminantes hacia las aguas de origen después de que los contaminantes se mueven desde su punto de origen A menudo, los esfuerzos de control de entrega implican la interceptación, tratamiento y/o almacenamiento de contaminantes en el agua (por ejemplo, tampón ribereño, cuenca de detención) antes de su descarga en un agua receptora. Cuando se aplica a una práctica de control de fuentes como una cuenca de detención, las variables en la Ecuación 4.2.2 se definen como:

M _in = masa de contaminante en el flujo de entrada

∆S = masa de contaminante tratado o retenido

M _out = masa de contaminante en el flujo de salida

Un ejemplo de control de entrega es una cuenca de detención en la que se recoge el agua de escorrentía y se permite que las partículas se depositen antes de que el agua salga de la cuenca. Una cuenca de detención se puede colocar en la salida de una cuenca en la que se está produciendo la erosión del suelo (el NPS) para reducir la carga de masa de sedimento que fluye fuera de la cuenca como parte de un plan para cumplir con el TMDL. La remoción teórica de partículas por clase de tamaño en la cuenca de detención se puede calcular asumiendo una cuenca teórica de aguas pluviales de profundidad D, ancho W y largo L (Figura 4.2.1):

Figura\(\PageIndex{1}\): Dimensiones teóricas de las cuencas pluviales.

Suponiendo una tasa de entrada constante de Q, la velocidad vertical promedio (“llenado”) se aproxima como flujo dividido por el área de sección transversal de la cuenca, o:

\[ V_{y} = \frac{Q}{W \times L} \text{ for depth of water in the basin <D} \]

donde V _y = velocidad vertical promedio (“relleno”) (m h ⁻¹)

Q = tasa de entrada (m ³ h ⁻¹)

W = ancho (m)

L = longitud (m)

Cuando la cuenca esté llena de agua y continúe la entrada, el agua fluirá fuera de la cuenca, y:

\[ Q_{R} = \frac{Q}{W \times L} \text{ when depth of water in the basin = D} \]

donde Q _R = tasa de desbordamiento (m h ⁻¹)

Bajo condiciones de flujo laminar (flujo suave a baja velocidad), la velocidad teórica a la que se asentará una partícula del agua de escorrentía se rige por la ley de Stokes:

\[ V_{s} = \frac{gd^{2}(\rho_{p} - \rho_{w})}{18\mu} \]

donde V _s = velocidad de sedimentación (m s ⁻¹)

ρ _p = densidad de partícula (kg m ⁻³)

ρ _w = densidad del fluido (agua), (kg m ⁻³)

g = aceleración por gravedad (m s ⁻¹ s ⁻¹)

d = diámetro de partícula (m)

μ = viscosidad del agua, 10 ⁻³ N s m ⁻² a 20°C

Las ecuaciones 4.2.3 y 4.2.5 pueden usarse juntas para determinar las dimensiones de la cuenca que permitirán que incluso partículas pequeñas y ligeras, como los limos finos, se asienten en el fondo de la cuenca para una tasa de entrada dada. Observe que ambas Ecuaciones 4.2.3 y 4.2.5 representan una velocidad en dirección vertical; la Ecuación 4.2.3 describe el cambio en la profundidad del agua a lo largo del tiempo a medida que el flujo de entrada llena la cuenca, y la Ecuación 4.2.5 describe la velocidad vertical de las partículas en el agua. Cuando estos son iguales entre sí, las dimensiones de la cuenca son suficientes para permitir que las partículas de sedimento se asienten en el fondo de la cuenca antes de que el agua ahora limpia comience a salir de la cuenca por la parte superior (Figura 4.2.1). Las cuencas de detención pueden dimensionarse para eliminar completamente las partículas de un tamaño y densidad mínimos estableciendo la tasa de desbordamiento (Ecuación 4.2.4) igual a la velocidad de sedimentación teórica para ese tamaño de partícula de diseño, por ejemplo:

\[ Q_{R} = \frac{Q}{W \times L} = \frac{gd^{2}(\rho_{p}-\rho_{w})}{18\mu} \]

Dado un diseño de tasa de entrada Q, y tamaño y densidad de las partículas pequeñas transportadas con el flujo, se pueden encontrar combinaciones de W y L (las dimensiones de la cuenca) que lograrán el objetivo de sedimentar las partículas pequeñas al fondo. Esto reduce la carga transportada en el flujo de salida, reduciendo las consecuencias de la contaminación de sedimentos aguas abajo y ayudando a cumplir con los objetivos para la carga máxima permitida.

Análisis de costo-beneficio

El análisis costo-beneficio (CBA) en su forma más simple utiliza una estimación del valor monetario de los beneficios de un proyecto (b, cualquier moneda, por ejemplo, $ o €) dividido por los costos (c, debe ser la misma moneda que b), como:

\[ BCR = \frac{b}{c} \]

donde BCR es la relación beneficio-costo (sin unidades).

En la práctica, requiere consideraciones más detalladas, particularmente en cuanto a cuándo se incurren los costos y cuándo se acumularán los beneficios, porque el valor de una unidad de dinero cambia a través del tiempo. Para garantizar que el BCR sea significativo, todos los costos deben ajustarse a un período de tiempo de referencia, utilizando los datos de inflación para estos ajustes. En su forma más simple, para calcular BCR para una estructura de ingeniería para la protección de la calidad del agua, es necesario saber quién tiene un interés personal (los stakeholders) y qué beneficios quieren priorizar. Una vez hecho esto, se pueden estimar los costos de producción; los beneficios, expresados como valores monetarios, se pueden estimar; todos los costos convertidos a la misma moneda; y todos ajustados para representar el mismo período de tiempo. En general, es relativamente sencillo estimar el costo de un proyecto porque un diseño se puede convertir en una lista de materiales y un cronograma de construcción, y el costo operativo se puede estimar a partir de la práctica actual. Los beneficios pueden ser mucho más difíciles de costar pero podrían estimarse a partir de los costos médicos por enfermedad humana o la disposición de las personas a pagar por un ambiente más limpio. Poner precio a los servicios ecosistémicos no humanos que pueden verse dañados por la mala calidad del agua requiere ingenio. Por ejemplo, el costo de la eutrofización (resultado de cargas excesivas de nutrientes) en la ecología, recreación y estética locales podría cuantificarse por la pérdida de rendimientos de peces relacionados con el turismo o los permisos de pesca, los precios locales de las viviendas o los ingresos turísticos, pero cuantificando el costo de una especie perdida que la mayoría de las personas no son incluso consciente de ello es mucho más difícil.

Aplicaciones

Usos designados y estándares de calidad del agua

Como se señaló anteriormente, el concepto de basar los estándares de calidad del agua en el uso designado de cuerpos de agua permite tener en cuenta las diferencias en los requisitos de calidad del agua por categoría de uso. Establecer estándares de calidad del agua basados en usos designados plantea desafíos a los encargados de formular políticas. Deben considerar los usos comunes designados para las aguas dulces superficiales y decidir qué usos deben tener estándares más estrictos. Por ejemplo, al considerar estándares para reservorios de agua potable vs. pesca, generalmente se podría esperar que el agua potable requiera estándares más estrictos, ya que esto implica contacto humano directo. Sin embargo, vale la pena señalar que un reservorio de agua potable se dirige a una planta de tratamiento, lo que puede eliminar contaminantes de preocupación (aunque a algún costo); y para algunas interacciones entre contaminantes y especies, los estándares humanos de agua potable son insuficientes para brindar protección, por ejemplo, el consumo de selenio El estándar de agua establecido por la USEPA es de 50 ppb, pero hay investigaciones que sugieren que niveles de selenio superiores a 5 ppb pueden ser tóxicos para algunos peces de agua dulce debido a la bioacumulación. Las consideraciones para deliberar al pensar en el riego vs. la navegación incluyen el hecho de que el riego implica una aplicación potencial a plantas que luego podrían ser consumidas por los humanos y por lo que esta agua probablemente necesitaría ser de mayor calidad. Sin embargo, también es útil pensar en temas de calidad del agua que podrían impedir la navegación, por ejemplo, la eutrofización extrema. Las algas filamentosas pueden enredar motores y muelles (y bombas de admisión de riego). Una comparación de uso muy difícil es el mantenimiento del hábitat vs. recreación. La recreación de contacto corporal completo por parte de los humanos podría implicar la ingestión y/o inmersión en el agua. El mantenimiento del hábitat podría implicar química del agua y hábitat no compatible con la inmersión humana.

Control de Origen: Manejo de Nutrientes

El manejo de nutrientes, que es la ciencia y práctica de administrar la aplicación de fertilizantes, estiércol, enmiendas y materiales orgánicos a los paisajes agrícolas como fuente de nutrientes vegetales, es un BMP de control de fuentes diseñado para apoyar simultáneamente la protección de la calidad del agua y los objetivos agroeconómicos. Esta estrategia de control de la contaminación establece un presupuesto de nutrientes mediante el cual los nutrientes primarios limitantes del crecimiento (generalmente nitrógeno, fósforo y potasio, o N-P-K) se aplican solo en cantidades para satisfacer las necesidades de crecimiento de los cultivos. La aplicación de fertilizantes se cronometra intencionalmente para que coincida con los tiempos de máxima necesidad de cultivo (por ejemplo, antes o justo después de la germinación) y para evitar períodos de transporte de alto riesgo (por ejemplo, evitar antes de grandes eventos de lluvia o cuando el suelo está congelado). Al minimizar la cantidad de fertilizante aplicado, también se minimiza el riesgo de pérdida para el medio ambiente y el costo de producción.

En su forma más simple, la planificación del manejo de nutrientes puede pensarse en términos de un balance de masas (Ecuación 4.2.2). El uso de un enfoque de balance de masas también requiere decidir sobre la escala de análisis apropiada; puede ser apropiado considerar insumos y salidas por unidad de superficie terrestre, y/o puede ser apropiado considerar una granja completa. Este último puede ser especialmente útil para el manejo de nutrientes en un sistema combinado de producción animal y vegetal, donde los animales generan desechos que contienen una concentración de nutrientes, y donde los desechos animales (abonos) pueden aplicarse a un área de tierra para satisfacer la demanda de nutrientes de las plantas. La información de concentración de nutrientes se puede convertir en información de masa nutritiva para su uso en un enfoque de balance de masas multiplicando la concentración por el área o volumen total relevante:

\[ \text{Mass (in an area or volume)} = \text{concentration (per unit area or volume)} \times \text{total area or volume} \]

Las unidades en la Ecuación 4.2.8 variarán dependiendo de la aplicación específica, por lo que es importante realizar un seguimiento de las unidades y convertir las unidades según sea necesario. Las unidades comunes para la concentración sobre una base por unidad de volumen son mg L ⁻¹ y g cm ⁻³. Sobre una base por unidad de área, las unidades comunes son kg ha ⁻¹.

Es relativamente sencillo estimar las tasas de aplicación de nutrientes. Por ejemplo, si se conoce la demanda de N de un cultivo, y se conoce el N disponible en un agua residual o estiércol, es posible calcular si es probable que la aplicación de campo para manejar las aguas residuales o estiércol supere la demanda de cultivos y así provocar contaminación. El nitrógeno necesario para un campo (kg) se puede calcular como

\[ \text{Nitrogen needed by the crop} = \text{area} \times \text{crop nitrogen demand per unit area} \]

donde el área (ha) se puede determinar a partir de mapas o registros agrícolas y la demanda de cultivos (kg ha ⁻¹) se puede tomar del servicio de asesoramiento/extensión o pautas agronómicas. Si se conoce el contenido de N de un agua residual, se puede utilizar la Ecuación 4.2.8 para calcular el suministro disponible de nitrógeno. La diferencia entre la dispersión de la cantidad y la cantidad necesaria indica si son probables pérdidas contaminantes.

Si bien el manejo de los nutrientes es relativamente simple conceptual y prácticamente en términos de fertilizantes químicos, la práctica se vuelve mucho más complicada cuando los desechos animales como el estiércol se utilizan como fuente de nutrientes de cultivos y materia orgánica del suelo. El uso del estiércol como fertilizante y acondicionador de suelos ha demostrado ser una estrategia agrícola exitosa desde la Revolución Neolítica y sigue siendo recomendado como un medio sustentable de reciclaje de nutrientes en los sistemas agrícolas en la actualidad. Sin embargo, debido a que los abonos son bastante heterogéneos en composición, emparejar el contenido de nutrientes del estiércol con las necesidades de los cultivos

Otros factores complicadores en los planes de manejo de nutrientes, particularmente los que dependen del estiércol, incluyen los impactos de los usos históricos de la tierra en los niveles de nutrientes del suelo y componentes adicionales potencialmente dañinos de los desechos animales. Años de fertilización con estiércol han dado como resultado la saturación de P de muchos suelos agrícolas (Sims et al., 1998). Dado que el P es generalmente el nutriente limitante del crecimiento para los sistemas de agua dulce (es decir, es probable que el P adicional resulte en la eutrofización), muchas pautas de manejo de nutrientes agrícolas se basan en P y por lo tanto no permiten la adición de fertilizantes más allá de las necesidades del cultivo P. Esto puede dificultar la eliminación de estiércol si las tierras de cultivo circundantes tienen suelos saturados de P. Los abonos y desechos agrícolas también pueden contener contaminantes adicionales que preocupan a la salud humana, incluidos microorganismos patógenos y antibióticos. En consecuencia, los cultivos para consumo humano no pueden ser fertilizados con estiércol animal a menos que exista una considerable supervisión y pretratamiento (por ejemplo, compostaje) (USFDA, 2018).

Si bien los ejemplos anteriores se han centrado principalmente en paisajes agrícolas, el manejo de nutrientes también se aplica ampliamente en paisajes urbanos, así como para minimizar la pérdida de nutrientes tras la fertilización de plantas ornamentales, céspedes, campos de golf, etc. (por ejemplo, Chesapeake Stormwater Network, 2019).

Control de Entregas: Cuencas de Detención y Humedales

Un ejemplo de un contaminante común en los sistemas de agua es el exceso de sedimento que llega al cuerpo de agua con escorrentía superficial, y que transporta partículas erosionadas del suelo sobre el que se ha movido el agua. Se ha estimado que las actividades humanas, incluyendo la agricultura, el desarrollo urbano y la extracción de recursos, se mueven hasta 4.0 a 4.5 × 10 ¹³ kg año ⁻¹ de suelo a nivel mundial (Hooke, 1994, 2000). Dada la magnitud de las actividades de movimiento de tierras involucradas, tal vez sea inevitable que estas actividades aceleren la erosión, es decir, el desgaste y la pérdida de suelos locales. La erosión representa una preocupación importante ya que resulta en la degradación de la calidad del suelo y la contaminación de las aguas receptoras locales. Los sedimentos erosionados por sí solos pueden amenazar la ecología acuática a través de la sedimentación del hábitat, las lesiones físicas a los animales acuáticos y la interrupción de los procesos biológicos de los macroinvertebrados (Govenor et al., 2017). Además, estos sedimentos pueden llevar consigo contaminantes adsorbidos adicionales, entre ellos bacterias (Characklis et al., 2005), metales (Herngren et al., 2005), nutrientes (Vaze y Chiew, 2004) y algunos contaminantes orgánicos emergentes (Zgheib et al., 2011). Los sedimentos erosionados también pueden comprometer la capacidad de almacenamiento de lagos y embalses. Las cuencas de detención o “asentamiento” (también llamadas estanques) son un BMP popular en Estados Unidos y más allá que se implementan en una variedad de paisajes para evitar que los suelos erosionados contaminen las vías fluviales locales.

En las últimas décadas, las prácticas de desarrollo de bajo impacto (LID) han comenzado a emerger como BMP. LID “se refiere a sistemas y prácticas que utilizan o imitan procesos naturales que resultan en la infiltración, evapotranspiración o uso de aguas pluviales con el fin de proteger la calidad del agua y el hábitat acuático asociado” (USEPA, 2018c). LID es un enfoque de diseño para gestionar la escorrentía de aguas pluviales en entornos urbanos y suburbanos, tanto en nuevos desarrollos como en la modernización de desarrollos más antiguos. Aunque el término LID se acuñó por primera vez en Estados Unidos, este paradigma ahora se practica ampliamente en otros lugares (Saraswat et al., 2016; Hager et al., 2019). Las BMP específicas utilizadas para soportar LID incluyen humedales, que dependen tanto de procesos físicos (por ejemplo, de sedimentación) como biológicos (por ejemplo, desnitrificación) para eliminar contaminantes de la calidad del agua, y células de bioretención, que utilizan la infiltración a través de un medio bioactivo para eliminar contaminantes y disminuir los flujos máximos (Figura 4.2. 2). La selección de un BMP apropiado requiere el conocimiento de los contaminantes objetivo específicos que requieren tratamiento, el costo de la tierra y la tierra disponibles y las preferencias de las partes interesadas y la capacidad de mantenimiento continuo Los enfoques LID también consideran los impactos ecológicos más amplios más allá de la reducción de un contaminante objetivo por parte de las BMP empleadas, incluyendo la restauración del hábitat y el ciclo carbono/nutriente.

El advenimiento de estas estrategias para el manejo de las aguas pluviales ha llevado en parte a la creación de una nueva subdisciplina de ingeniería agrícola y biológica durante las últimas décadas, conocida como ingeniería ecológica. La ingeniería ecológica se define como “el diseño de ecosistemas sustentables que integren a la sociedad humana con su entorno natural en beneficio de ambos” (Mitsch, 2012). Al igual que con cualquier disciplina emergente, existe una investigación sustancial actual que codifica las pautas de diseño de ingeniería ecológica y cuantifica los resultados esperados de la implementación relevante de BMP (Hager et al., 2019).

Figura\(\PageIndex{2}\): Células de bioretención para el control de aguas pluviales urbanas en Brasil (arriba) y Estados Unidos (abajo). Estas células están diseñadas para almacenar temporalmente agua, permitiendo que los sedimentos se asienten y utilizando plantas para la absorción de nutrientes. Tenga en cuenta el uso de la vegetación nativa local.

Planeación Urbana de Aguas Pluviales

Un aspecto importante de la planeación urbana es el control efectivo de las aguas pluviales. La selección de BMP apropiadas para cada entorno urbano depende de las características específicas de la situación. Por ejemplo, consideremos una comunidad urbana que esté particularmente preocupada por mantener un pequeño embalse aguas abajo para la recreación acuática. Las muestras de este reservorio deben analizarse ocasionalmente para determinar los niveles de bacterias coliformes fecales. La presencia de coliformes fecales indica que el agua ha sido contaminada con material fecal humano u otro animal y que es posible que estén presentes otros organismos patógenos. Para asegurar que los valores de coliformes fecales sean inferiores a los niveles recomendados, se pueden implementar BMP específicas. Implementar prácticas de control de fuentes, como estaciones de recolección de desechos caninos, podría ser parte de la solución. Además, se requerirían una o más prácticas de control de entrega, como células de bioretención, cuencas de detención o una cuenca de humedales, para eliminar los coliformes fecales de los flujos de aguas pluviales. El diseño de estas características urbanas para reducir el transporte coliforme a arroyos locales y al embalse requiere el conocimiento del clima local, específicamente los patrones de lluvia y alguna idea de la carga que podría esperarse, específicamente, el número y magnitud de las fuentes de coliformes. Para evaluar qué BMP es el más adecuado y obtener pautas de diseño, se puede utilizar una herramienta como la Base Internacional de Datos BMP de Aguas Pluviales (Clary et al., 2017). La base de datos incluye datos y análisis estadísticos de más de 700 estudios BMP, resultados de análisis de desempeño y otra información (Base Internacional de Datos BMP de Aguas Pluviales, 2020). La interpretación de los resultados del análisis estadístico tiene que considerar cuestiones como si la magnitud de la disminución promedio o la confiabilidad de la BMP es lo más importante, si el BMP podría realmente exportar bacterias, qué tan específicos de ubicación podrían ser los datos y qué tan útil podría ser un BMP en particular para contaminantes relacionados, en este caso para algo así como E. coli. En última instancia, los cálculos de tamaño y costo deben usarse para seleccionar un diseño específico.

Ejemplos

Ejemplo\(\PageIndex{1}\)

Ejemplo 1: Cuantificación de servicios ecosistémicos

Problema:

Actualmente en el Medio Oeste de Estados Unidos existe la preocupación de que el uso de fertilizantes en tierras agrícolas para maximizar la producción de cultivos pueda resultar en concentraciones aguas abajo de nitrato que hacen que el agua sea más difícil y costosa de tratar para el consumo humano. La concentración máxima permisible actual de nitrato en el agua potable es de 10 mg L ⁻¹. Supongamos que la concentración promedio de nitrato en la ingesta de una planta de tratamiento de agua potable es de 12.3 mg L ⁻¹. La planta debe tratar y distribuir 1.5 × 10 ⁸ L de agua al día para satisfacer la demanda de los consumidores. Tratar agua para eliminar nitrato cuesta $2 kg ⁻¹. ¿Cuál es el costo mínimo del tratamiento con nitratos por año?

Solución

El costo del tratamiento con nitrato se expresa en unidades de $ kg ⁻¹ de nitrato. Así, para determinar el costo total, determinar la masa de nitrato tratado usando la Ecuación 4.2.2:

\( \text{mass nitrate in inflow} = \text{mass nitrate treated} + \text{mass nitrate in outflow} \)

En este caso, la concentración de nitrato en el flujo de entrada es de 12.3 mg L ⁻¹. La concentración de nitrato en el flujo de salida no debe superar los 10 mg L ⁻¹. La diferencia se puede utilizar para estimar la cantidad mínima de nitrato que debe tratarse:

\( \text{mass nitrate treated} = \text{(concentration in inflow - concentration in outflow)} \times \text{volume} \)

\( = (12.3\ mg L^{-1} - 10.0\ mg L^{-1} )\times 1.5 \times 10^{8}\ L \text{ day}^{-1} \)

\( = 3.45 \times 10^{8}\ mg \text{ day}^{-1} \times (1\ kg / 10^{6} \ mg) = 345 \text{ kg day}^{-1} \)

El costo anual del tratamiento puede calcularse entonces como:

\( $2 \text{ kg}^{-1} \times 345 \text{ kg day}^{-1} \times 365 \text{ days year}^{-1} = $251,850 \)

Este cálculo no proporciona contingencia por ineficiencia en la planta. Si se incluyera un margen de seguridad de ^{1 mg L −1}, la concentración de flujo de salida sería de 9 mg L ⁻¹, y el cálculo sería:

\( \text{mass nitrate treated} = (12.3 \text{ mg L}^{-1}-9.0 \text{ mg L}^{-1}) \times 1.5 \times 10^{8} \text{ L day}^{-1} \)

\( = 4.95 \times 10^{8} \text{ mg day}^{-1} \times (1 \text{ kg}/10^{6} \text{ mg}) = 495 \text{ kg day}^{-1} \)

y

\( = $2 \text{ kg}^{-1} \times 495 \text{ kg day}^{-1} \times 365 \text{ days year}^{-1} = $361,350 \)

Habría que utilizar un análisis de costo-beneficio para decidir si valía la pena pagar $109.500 anuales por lo que podría considerarse una mayor certeza de que la calidad del agua de salida sería mejor que el límite permisible.

Ejemplo\(\PageIndex{2}\)

Ejemplo 2: Cálculo de un TMDL

Problema:

Usted es un gerente de calidad del agua encargado de garantizar que un arroyo dentro de una pequeña cuenca hidrográfica de rápida urbanización siga cumpliendo con las normas estatales aplicables. En la actualidad, el monitoreo de la calidad del agua indica que los niveles de nitrato-nitrógeno (NO _3-N) (mg 100 mL ⁻¹) en muestras de captura están justo por debajo del estándar estatal. Sabiendo que el desarrollo futuro probablemente aumentará las descargas de nutrientes, usted decide calcular un valor TMDL actual para referencia futura basado en un inventario actual de cargas al arroyo. Un inventario de permisos NPDES locales proporciona las cargas en el Cuadro 4.2.1; los modelos de calidad del agua estiman que las fuentes no puntuales aportan aproximadamente 2.3 × 10 ⁹ g mes ⁻¹ de NO ₃ -N. La experiencia previa indica que el margen de seguridad debe ser equivalente al 35% de las cargas totales de fuentes no puntuales y puntuales actuales para dar cuenta de errores, crecimiento y datos faltantes. ¿Qué valor de TMDL (en Mg día ⁻¹) informa para esta corriente en las condiciones actuales?

Cuadro\(\PageIndex{1}\): Descarga media diaria y NPDES permitidos de carga desde fuentes puntuales locales.

Fuente	Descarga Diaria Promedio, L día ^−1	Carga permitida (por día)
Planta de tratamiento de aguas residuales	6.4 × 10 ^6	5.6 × 10 ^6 E. coli; 0.7 Mg NO 3 -N
Operación de alimentación animal concentrada de tamaño mediano (CAFO)	1.0 × 10 ^4	4.4 × 10 ^5 E. coli; 0.2 Mg de sedimento
Alcantarillado pluvial 1	5.3 × 10 ^5	10.4 Mg de sedimento
Alcantarillado pluvial 2	0.13 × 10 ^5	3.2 × 10 ^7 Mg NO 3 -N

Solución

Calcule el TMDL usando la Ecuación 4.2.1; específicamente, sume las cargas fuente de punto (PS) y no puntual (NPS) de NO ₃ -N y agregue un margen de seguridad (MOS):

\( TMDL = PS+NPS+MOS \)

Fuentes puntuales de NO ₃ -N, con base en el inventario de permisos NPDES locales, son una planta de tratamiento de aguas residuales y alcantarillado pluvial de la ciudad #2. Las cargas totales de PS por día son:

\( PS = 0.7 Mg\ + 3.2 \times 10^{7} Mg = 3.2 \times 10^{7} Mg\ NO_{3}-N \)

La carga de la planta de tratamiento de aguas residuales es insignificante en comparación con la del alcantarillado pluvial de la ciudad.

Las fuentes no puntuales de NO ₃ -N son 2.3 × 10 ⁹ g mes ⁻¹. Suponiendo que 30 días por mes arroja la carga de NPS por día:

\( NPS = 2.3 \times 10^{9} \text{ g month}^{-1} / (30 \text{ days month}^{-1}) = 77\ Mg\ NO_{3}-N \)

Dado que el margen de seguridad especificado es 35% de las cargas totales de PS y NPS, el TMDL es:

\( TMDL = PS+NPS+0.35 (PS+NPS)=1.35\times (PS +NPS)=1.35 \times [(3.2 \times 10^{7})+ 77] \)

\( =4.32 \times 10^{7}\ Mg\ NO_{3}-N \text{ day}^{-1} \)

Ejemplo\(\PageIndex{3}\)

Ejemplo 3: Manejo de nutrientes para satisfacer las necesidades de los cultivos

Problema:

Usted está asesorando a un productor que está manejando 30.3 ha en cultivo continuo para ensilado de maíz (maíz; Zea mays). Se ha determinado a partir de consejos agronómicos que para el tipo de suelo y cultivar el cultivo necesita 326 kg ha ⁻¹ de nitrógeno después de la siembra inicial. Una lechería adyacente tiene una suspensión (mezcla de estiércol y aguas residuales de la sala de ordeño) que podría ser utilizada como fuente de nitrógeno. Los análisis de laboratorio indican que la suspensión contiene 15.6 kg de nitrógeno disponible por cada 1000 L de suspensión.

1. a) ¿Cuánto lodo se requeriría para fertilizar completamente el campo para satisfacer las necesidades de los cultivos?
2. (b) Suponiendo que el esparcidor de lodo disponible pueda esparcir no menos de 47.000 L ha ⁻¹, ¿cuál es la cantidad mínima de lechada que se puede aplicar?
3. c) ¿Es probable que la aplicación de purines al campo cause contaminación?

Solución

1. a) Para calcular la cantidad total de suspensión necesaria para proporcionar la cantidad necesaria de nitrógeno al área cultivada, primero, calcular la cantidad total de nitrógeno necesaria en el campo:
2. \( N \text{ needed in the field} = 30.3\text{ ha} \times 326 \text{ kg N ha}^{-1} = 9,877.8 \text{ kg N} \)
3. Luego, calcule la cantidad de suspensión necesaria para proporcionar el N necesario, basado en el contenido de N de la suspensión:
4. \( \text{slurry needed in the field} = 9,877.8 \text{ kg N} \times (1,000\ L/15.6 \text{ kg N}) = 633,192\ L \)
5. (b) La máquina puede aplicar un mínimo de 47,000 L ha ⁻¹. Usando la suspensión disponible, la cantidad de nitrógeno que se aplicaría a esta tasa es:
6. \( 15.6 \text{ kg N} / 1,000\text{ L} \times47,000 \text{ L ha}^{-1} \times 30.3 \text{ ha} = 22,216 \text{ kg N in the field.} \)
7. (c) Como la tasa mínima de aplicación resultaría en 22,216 kg de N aplicados al campo, y el cultivo sólo necesita 9,877.8 kg N, habrá un exceso de 12,338.2 kg N aplicado al campo, por lo que es probable que cause contaminación. El productor podría considerar varias opciones: diluir la suspensión disponible; encontrar otra fuente de suspensión con menor concentración de nitrógeno disponible; o encontrar un esparcidor de lodo con una menor tasa de dispersión mínima.

Ejemplo\(\PageIndex{4}\)

Ejemplo 4: Cálculo de las absorciones teóricas de cuenca de detención por clase de tamaño

Problema:

Suponiendo condiciones teóricas como las descritas anteriormente, ¿cuál es la superficie de una cuenca de detención requerida para eliminar el 100% de partículas mayores a 0.1 mm de tamaño y con una densidad de 2.6 g cm ⁻³? Dado el tamaño de la cuenca y la típica tormenta de diseño, la cuenca deberá diseñarse para tratar 10 × 10 ⁶ m ³ de agua durante 24 horas.

Solución

Las cuencas de detención se pueden dimensionar para eliminar completamente las partículas de un tamaño y densidad mínimos estableciendo la tasa de desbordamiento igual a la velocidad de sedimentación teórica para ese tamaño de partícula de diseño.

Calcular la tasa de desbordamiento, Q _R, expresada por la Ecuación 4.2.4:

\( Q_{R} = \frac{Q}{W \times L} \)(Ecuación\(\PageIndex{4}\))

\( Q_{R} = \frac{Q}{W \times L} = \frac{\frac{(10 \times 10^{6}\ m^{3})}{24\ hr(3600\ s\ hr^{-1})}}{W \times L} = \frac{11.57\ m^{3}s^{-1}}{W \times L} \)

Calcular la velocidad de sedimentación (Ecuación 4.2.5):

\( V_{s} = \frac{gd^{2}(\rho_{p}-\rho_{w})}{18\mu} \)(Ecuación\(\PageIndex{5}\))

donde V _s = velocidad de sedimentación (m s ⁻¹)

ρ _p = densidad de partícula = 2.6 g cm ⁻³ = 2.600 kg m ⁻³

ρ _w = densidad del fluido (agua) = 1,000 kg m ⁻³

g = aceleración por gravedad = 9.81 m s ⁻²

d = diámetro de partícula = 0.1 mm = 0.0001 m

μ = viscosidad del agua, 10 ⁻³ N s m ⁻² a 20°C

\( V_{s} = \frac{(9.81 m\ s^{-2})(0.0001\ m)^{2}(2,600\ kg\ m^{-3} - 1,000\ kg\ m^{-3})}{18(10^{-3}\ N\ s\ m^{-2})} = 0.00872\ m\ s^{-1} \)

Establezca la tasa de desbordamiento igual a la velocidad de sedimentación y resuelva para el área de superficie requerida, o W × L, de la cuenca de detención:

\( \frac{11.57\ m^{3}s^{-1}}{W \times L} = 0.00872\ m\ s^{-1} \)

\( W \times L = \frac{11.57\ m^{3}s^{-1}}{0.00872\ m\ s^{-1}} = 1,327\ m^{2} \)

La superficie requerida de la cuenca de detención es de 1,327 m ².

Créditos de imagen

Figura 1. Krometis, Leigh-Anne. H. (CC Por 4.0). (2020). Dimensiones teóricas de las cuencas pluviales.

Figura 2. Krometis, Leigh-Anne. H. (CC Por 4.0). (2020). Células de bioretención para el control de aguas pluviales urbanas en Brasil (arriba) y Estados Unidos (abajo). Estas células están diseñadas para almacenar temporalmente agua, permitiendo que los sedimentos se asienten y utilizando plantas para la absorción de nutrientes. Tenga en cuenta el uso de la vegetación nativa local.

Referencias

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