selecciÓn y aplicaciÓn de una metodologÍa para la

SELECCIÓN Y APLICACIÓN DE UNA METODOLOGÍA PARA LA

ESTIMACIÓN DE LOS FACTORES DE EMISIÓN DE LAS FUENTES MÓVILES VEHICULARES DE LA CIUDAD DE

BOGOTÁ

Trabajo de investigación presentado para optar al título de Magíster en Ingeniería Civil con énfasis en ambiental

Presentado por:

VERÓNICA MANZI TARAPUES

Asesor:

Eugenio Giraldo Gómez, Ph.D.

Universidad de los Andes Bogota, Agosto de 2003

SELECCIÓN Y APLICACIÓN DE UNA METODOLOGÍA PARA LA

ESTIMACIÓN DE LOS FACTORES DE EMISIÓN DE LAS FUENTES MÓVILES VEHICULARES DE LA CIUDAD DE

BOGOTÁ

Trabajo de investigación presentado para optar al título de Magíster en Ingeniería Civil con énfasis en ambiental

Presentado por:

Verónica Manzi Tarapués

Asesor:

Eugenio Giraldo Gómez, Ph.D.

Universidad de los Andes Bogota, Agosto de 2003

Quiero dedicar este trabajo a mis padres, Vicente y Beatriz y a mi hermano Sergio,

gracias por su apoyo incondicional, sus palabras de aliento y su amor. A Cris, Juanfe y Cami,

por su apoyo y comprensión durante estos dos años

AGRADECIMIENTOS Quiero expresar mis gradecimientos sinceros a todas las personas que contribuyeron de alguna manera para el desarrollo de este investigación, especialmente a: Ø Dr. Eugenio Giraldo Ø Luis Carlos Belalcázar Ø Dr. Diego Echeverry Campos

Por sus valiosos aportes y colaboración constante. Ø Angela María Castaño

Por el entusiasmo, el ánimo que me contagia y su colaboración Ø A Manel Navarrete, porque sus conocimientos en monitoreo

meteorológico y de la calidad del aire fueron precisos en cada una de las situaciones.

Ø A la policia nacional por las instalaciones y el personal puesto a disposición durante la fase experimental de la presente investigación.

Ø Al Centro de Investigaciones de Ingeniería Ambiental de la Universidad de los Andes CIIA, por ofrecer las condiciones necesarias para el desarrollo adecuado de esta investigación.

A mis amigos del CITEC de la Universidad de los Andes,

Ø Victor Acosta Ø Juan Forero Ø Alexis Rodriguez Por el interés manifestado y la colaboración prestada.

DEDICATORIA Dedico todo el esfuerzo de este trabajo a mi familia, mi padre Germán Vicente, mi madre Aura Esther, mis hermanos Eliana y Angelo y a Hugo Alexánder.

TABLA DE CONTENIDO I INTRODUCCIÓN 1.OBJETIVOS 1.1 Objetivo general 1.2 Objetivos específicos 2. MÉTODOLOGIAS DISPONIBLES PARA LA ESTIMACIÓN DE LOS FACTORES DE EMISIÓN Y EVALUACIÓN DE SU APLICABILIDAD EN LA CIUDAD DE BOGOTÁ.

1

2.1 Metodología tradicional: Determinación de factores de emisión con pruebas en chasis dinamométrico

1

2.1.1 Descripción del método. 1 2.1.2 Evaluación de la aplicabilidad de este método 3 2.2 Uso de programas computacionales 5 2.2.1 Descripción del método 5 2.2.2 Evaluación de la aplicabilidad del método 6 2.3 METODOLOGÍAS DISEÑADAS PARA ESTIMAR LAS EMISIONES BAJO CONDICIONES REALES DE MANEJO.

7

2.3.1 Mediciones en túneles. 8 2.3.1.1 Descripción del método 8 2.3.1.2 Evaluación de su aplicabilidad 9 2.3.2 Medición por detección remota. 10 2.3.2.1 Descripción del método 10 2.3.2.2 Evaluación de la aplicabilidad 11 2.3.3 Estimación de los factores de emisión utilizando aplicaciones inversas de modelos de dispersión

12

2.3.3.1 Descripción general 12 2.3.2.2 Evaluación de la aplicabilidad 14 3 METODOLOGÍA SELECCIONADA PARA LA ESTIMACIÓN DE LOS FACTORES DE EMISIÓN

16

4 DETERMINACIÓN DE LOS FACTORES DE EMISIÓN MEDIANTE LA APLICACIÓN INVERSA DE UN MODELO DE DISPERSIÓN

18

4.1 Descripción del método 19 4.1.1 Cálculo de las emisiones 20 4.1.2 Cálculo de los factores de emisión 22 4.2 Modelos de dispersión en SC 23 4.2.2 Modelo OSPM (Operational Street Pollution Model) 26

4.2.2 Modelo de caja 31

4.2.3 Modelo STREET SRI: Modelo seleccionado en esta investigación.

32

5. MATERIALES Y MÉTODOS DE LA CAMPAÑA DE MEDICIÓN 39 5.1 Sitio de medición. 39 5.1.1 Selección del sitio 39 5.1.2 Localización del proyecto. Cañón urbano seleccionado 40 5.2 Período de medición 44 5.3 Medición de las concentraciones de los contaminantes 44 5.3.1 Puntos de muestreo. Estaciones de monitoreo 44 5.3.2 Contaminantes evaluados 46 5.3.3 Metodologías de análisis, equipos y tipos de muestras 46 5.4 Medición de parámetros meteorológicos 51 5.5 Medición del tráfico 51 5.5.1 Volumen de vehículos y composición del tráfico 51 5.5.2 Medición de velocidades 52 5.5.2.1 Método de medición 53 5.5.2.2 Selección de la longitud base 54 5.5.3 Calibración de las mediciones de tráfico 55 5.6 Experimento de trazadores 55 5.6.1 Gas trazador 56 5.6.2 Sistema de emisión 56 5.6.2 Tasa de emisión 58 5.7 Metodología de cálculo de la aplicación inversa de modelos de dispersión usada en esta investigación

59

6. RESULTADOS Y ANÁLISIS 61 6.1 Tráfico 61 6.1.1 Volúmenes de tráfico 61 6.1.2 Composición del tráfico 63 6.1.3 Velocidad del tráfico 64 6.2 Meteorología 66 6.3 Concentraciones 66 6.4 Modelo de dispersión 72 6.4.1 Resultados del estudio de trazadores 72 6.4.2 Selección del modelo de dispersión 73 6.4.3 Calibración del modelo STREET SRI 75 6.5 Factores de emisión 76 7 CONCLUSIONES 80 8 BIBLIOGRAFÍA 81

LISTA DE FIGURAS

Figura 4.1 Método de cálculo de la emisión horaria de contaminantes cuando se conoce la concentración base

21

Figura 4.2 Método de cálculo de la emisión horaria cuando no se conoce la concentración base

21

Figura 4.3 Estructura del funcionamiento de los modelos de dispersión en SC´s

23

Figura 4.4 Descripción de regímenes de flujo en zonas urbanas 25 Figura 4.5 Representación esquemática de los procesos físicos de transporte que ocurren en un SC

27

Figura 4.6 Esquema SC – Desarrollo del modelo de caja 31 Figura 4.7 Esquema explicativo. Viento perpendicular (Caso 1). Modelo STREET

36

Figura 5.1 Foto del SC seleccionado. Carrera 7 entre calle 12 y Av. Jiménez

42

Figura 5.2 Detalle de la zona de estudio. Foto aérea 2002 43 Figura 5.3 Esquema del sitio de medición y ubicación de los puntos de medición

46

Figura 5.4 Foto del montaje experimental (estación piso) 47 Figura 5.5 Foto detallada bombas supelco, bolsas tedlar, manguera teflón.

48

Figura 5.6 Foto equipo muestreador de PM10. High volume Grasseby Andersen

50

Figura 5.7 Foto de línea de inicio marcada en la calle para la medición de velocidades

53

Figura 5.8 Esquema del montaje experimental del sistema de emisión lineal y continuo del gas trazador (SF6)

57

Figura 6.1 Variación horaria de la composición del parque automotor que circuló por calle estudiada durante el período de medición

62

Figura 6.2 Variación diaria de la composición del parque automotor que circuló por la calle estudiada durante el período de medición

62

Figura 6.3 Composición de vehículos livianos y pesados del parque automotor registrado durante la campaña de medición

63

Figura 6.4 Composición del tráfico evaluado en esta investigación y Composición del tráfico según registros del SETT (2002)

64

Figura 6.5 Frecuencia acumulada de la velocidad promedio de los vehículos durante el período de medición del tráfico

65

Figura 6.6 Variación horaria de la velocidad promedio de los vehículos (Promedio de todo el período de medición)

65

Figura 6.7 Frecuencia acumulada de la velocidad del viento a nivel de techo registrada durante la campaña de medición de SC

66

Figura 6.8 Dirección de viento registrada durante el período de medición en la estación ubicada a nivel de techo (41 m sobre el piso)

67

Figura 6.9 Variación horaria de las concentraciones promedio de CO durante el período de medición

69

Figura 6.10 Variación horaria de las concentraciones promedio de NOx durante el período de medición.

70

Figura 6.11 Variación horaria de las concentraciones promedio de SO2 durante el período de medición.

70

Figura 6.12 Variación horaria de las concentraciones promedio de PM10 durante el período de medición.

71

Figura 6.13 Variación horaria de las concentraciones promedio de COV durante el período de medición

71

Figura 6.14 Resultados del estudio de trazadores. Variación de la concentración de SF6 y velocidades de viento

72

Figura 6.15 Resultados de la modelación de los dos eventos del estudio de trazadores usando tres (3) modelos de dispersión

73

Figura 6.16 Calibración del Modelo STREET 76 Figura 6.17 Simulación de los eventos del trazador usando el modelo STREET calibrado (k = 6.38)

76

Figura 6.18 Factores de emisión promedio de todos los vehículos (qT), vehículos livianos (qL) y vehículos pesados (qp) para CO, NOx, SO2 y PM10

78

LISTA DE TABLAS Tabla 2.1 Algunas experiencias en el mundo de la aplicación de la metodología de medición en túneles para el cálculo de los factores de emisión

10

Tabla 2.2 Algunas aplicaciones de la metodología de detección remota

11

Tabla 2.3 Estimación de factores de emisión de fuentes móviles usando aplicaciones inversas de los modelos de dispersión de contaminantes atmosféricos

13

Tabla 5.1 Características de algunos SC´s estudiados en el mundo

41

Tabla 5.2 Características del SC seleccionado. Carrera 7 entre calle 12 y Av. Jiménez (ver Figura 5.3)

42

Tabla 5.3 Descripción de las estaciones de monitoreo de las concentraciones de los contaminantes evaluados

45

Tabla 5.4 Frecuencia de medición de COV durante la campaña de medición. Estaciones piso y techo

48

Tabla 5.5 Frecuencia de medición de PM10 durante la campaña de medición. Estación piso

50

Tabla 5.6 Contaminantes evaluados, método de referencia EPA, técnicas de análisis y equipo

51

Tabla 5.7 Longitudes de base para diferentes velocidades esperadas

55

Tabla 5.8 Características generales del estudio 56 Tabla 6.1 Características estadísticas de los datos observados 67 Tabla 6.2 Factores de emisión obtenidos en esta investigación y comparación con estudios recientes

77

MIC 2003-II-39 Estimación de los factores de emisión de las fuentes móviles de la ciudad de Bogotá

I INTRODUCCIÓN

Al igual que la mayoría de las grandes ciudades del mundo, la ciudad de Bogotá (6.5 millones de habitantes y aproximadamente 1 millón de vehículos) enfrenta un problema de contaminación atmosférica local originado principalmente por el tráfico (UNIANDES, 2002), situación que se agrava debido a su altitud (2.600 m.s.n.m) que reduce la eficiencia de los procesos de combustión (Van Wylen & Sonntag, 1985). Lo anterior, hace necesario establecer mecanismos confiables para la estimación de las cantidades de contaminantes emitidas por este tipo de fuentes y además su procedencia. De esta forma la autoridad ambiental tendría las herramientas necesarias para evitar y controlar el deterioro de la calidad del aire.

Dentro del grupo de contaminantes de interés se cuentan el CO, NOx, PM10, COV y SO2. En el caso del CO, este es considerado el contaminante emitido casi totalmente por el tráfico (Stein & Toselli, 1996).

A pesar de la importancia que tienen las emisiones provenientes del tráfico en el estado de la calidad del aire de la ciudad, hasta el momento, Bogotá no cuenta con los instrumentos necesarios para cuantificar las emisiones provenientes de este tipo de fuentes. Como una respuesta a esto se seleccionó y aplicó una metodología para la estimación de los factores de emisión del parque automotor de la ciudad de Bogotá, teniendo en cuenta la disponibilidad de recursos técnicos y económicos de la ciudad. Esto se hizo en el marco del proyecto “diseño e implementación de un modelo de calidad de aire para Bogotá”, que actualmente desarrolla la Universidad de los Andes en convenio con la Universidad Politécnica Federal de Lausana (EPFL) y el Departamento Técnico Administrativo del Medio Ambiente DAMA.


La evaluación de los factores de emisión de contaminantes provenientes del tráfico normalmente se basa en la realización de estudios de dinamómetros usando diferentes ciclos de conducción, estas pruebas se consideran necesarias para establecer emisiones estándares uniformes para propósitos regulatorios y para probar nuevas tecnologías, pero no necesariamente reflejan la condición real del comportamiento de los vehículos en las calles y de los niveles de mantenimiento del parque automotor de la ciudad (Palmgren et al., 1999), Adicional a su limitación técnica se consideró que para el caso de la ciudad de Bogotá su implementación resultaría altamente costosa.

Por tanto, la metodología a aplicar debía incorporar todas aquellas variables propias del parque automotor de la ciudad bajo condiciones reales de manejo y de mantenimiento de los vehículos, así mismo, condiciones ambientales y de altitud.

En la literatura revisada reportan que esta situación puede lograrse estimando los factores de emisión usando mediciones en túneles vehiculares (Pierson, 1996; Gillies et al., 2001; Hwa et al., 2002 y Cadle et al., 1997). Sin embargo algunos consideran que los túneles vehiculares no siempre reflejan las condiciones típicas de manejo de los ambientes urbanos (Palmgren et al., 1999) y adicionalmente la ciudad de Bogotá no cuenta con un túnel vehicular que cumpla con todos los requerimientos técnicos para el desarrollo de la metodología.

Por otro lado, se tiene, que si se considera que la relación entre emisiones y concentraciones en un ambiente urbano especifico puede establecerse a partir de un modelo de calidad de aire que describa los procesos químicos y físicos que los envuelven, puede formularse un procedimiento inverso del cual se pueden obtener los factores de emisión aplicando las relaciones matemáticas descritas por el modelo. El uso de las concentraciones de contaminantes directamente influenciadas por las emisiones del tráfico consideraría de manera implícita todas las variables que afectan las emisiones (Palmgren et al., 1999).

La aplicación inversa de modelos de dispersión puede hacerse para diferentes ambientes urbanos: en calles cerradas, cañones urbanos “SC” (Olcese et al., 2001; Ziv et al., 2001 y Palmgren et al., 1999) o en calles abiertas, autopistas (Gramotnev et al., 2003).


En este documento, se presenta la estimación de los factores de emisión de las fuentes móviles vehiculares “FE” de la ciudad de Bogotá para cinco contaminantes CO, NOx, SO2, COV y PM10 haciendo uso de la aplicación inversa del modelo de dispersión STREET (Ludwig & Kealoha, 1975) en combinación de las mediciones de las concentraciones de dichos contaminantes en el interior de un cañón urbano de alto flujo vehícular ubicado en el centro de la ciudad, para lo cual fue necesario desarrollar una campaña de medición que consideró mediciones de concentraciones de los contaminantes mencionados, de aspectos del tráfico (volúmen y velocidad), parámetros meteorológicos (velocidad y dirección del viento) y la realización de un estudio de trazadores para verificar y validar el funcionamiento del modelo.

El contenido del presente documento se desarrolla de la siguiente forma, en el segundo capítulo se presentan las metodologías que se han empleado en otros países para la determinación de los factores de emisión de fuentes móviles vehículares y la evaluación de la aplicabilidad de cada una de estas metodologías para el caso especifico de la ciudad de Bogotá, esta evaluación se plantea teniendo en cuenta la disponibilidad de recursos técnicos y económicos de la ciudad, en el tercer capítulo se selecciona la metodología a aplicar, en el cuarto capítulo se explica en qué consiste dicha metodología y en los siguientes se describen los detalles de la experimentación realizada y los resultados de su aplicación, finalmente se presentan las conclusiones más importantes de la presente investigación.

Como resultado de la aplicación de la metodología seleccionada, en este documento, se presentan los factores de emisión promedio de todos los vehículos, vehículos livianos y vehículos pesados de la ciudad para los cinco contaminantes mencionados arriba. Estos factores de emisión fueron estimados usando una muestra de vehículos representativa del parque automotor de la ciudad, por lo cual se consideran igualmente representativos de éste.


1.OBJETIVOS

1.1 Objetivo general

v Estimar los factores de emisión de CO, NOx, SO2, COV y PM10 representativos de las fuentes móviles vehiculares de la ciudad de Bogotá.

1.2 Objetivos específicos

v Establecer una metodología experimental para la estimación de los factores de emisión de acuerdo con los recursos técnicos y económicos disponibles en la ciudad.

v Aplicar la metodología establecida para la estimación de los factores de emisión.


1

2. MÉTODOLOGIAS DISPONIBLES PARA LA ESTIMACIÓN DE LOS FACTORES DE EMISIÓN Y EVALUACIÓN DE SU

APLICABILIDAD EN LA CIUDAD DE BOGOTÁ.

En este capítulo se presentan las metodologías más comúnmente usadas para la determinación de los factores de emisión de fuentes móviles vehiculares “FE” en el mundo, según la literatura revisada.

Adicionalmente se presenta una evaluación breve de la aplicabilidad de cada una de las metodologías para calcular los FE de la ciudad de Bogotá. Los criterios tenidos en cuenta para esta evaluación son los requerimientos técnicos y/o económicos de cada alternativa.

2.1 Metodología tradicional: Determinación de factores de emisión con pruebas en chasis dinamométrico

2.1.1 Descripción del método.

Es una metodología comúnmente utilizada para estimar las emisiones de fuentes móviles. En un chasis dinamométrico se simulan las condiciones de manejo adoptando un ciclo de conducción previamente desarrollado. El muestreo y análisis de los gases emitidos por el tubo de escape se hace para cada vehículo.

1. Definición del tamaño de la muestra a analizar.

Éste puede ser de centenas y hasta de miles de vehículos. Debe representar de manera adecuada todo el parque automotor que circula por la ciudad. Actualmente, no existe un método estándar para determinarlo, sin duda la cantidad de vehículos a analizar depende principalmente de la disponibilidad presupuestal (Pischinger, 1998).

Algunas veces se ha realizado la selección del tamaño de muestra de manera aleatoria y otras, como en el caso de Chile, se decidió analizar el 1% del total de vehículos de cada categoría, esto es, 180 automóviles, 150 buses y 250 taxis (Steiner, 1989), en un estudio posterior en la misma ciudad, se seleccionó una muestra aleatoria de 166 vehículos livianos para reevaluar sus emisiones (Corvalán y Urrutia, 2000). En el caso de Arizona (USA), reportaron la selección de un tamaño de muestra de 6.803 vehículos escogidos


2

aleatoriamente, equivalentes al 2% del total de los vehículos (Ando et al. 1999).

En este punto es preciso mencionar que una evaluación económica de la aplicación de la metodología de pruebas dinamométricas en la ciudad de Bogotá, dio como resultado, que la estimación de los FE del parque automotor público de la ciudad, usando un tamaño de muestra de aproximadamente el 0.1% del parque automotor total (30 vehículos), tenía un costo de $500 millones de pesos. Cantidad considerablemente alta para la ciudad (José Eddy Torres y Asociados, 1999).

2. Ciclos de conducción.

Para la determinación de los factores de emisión con chasis dinamométricos se requiere conocer los ciclos de conducción que representen los diferentes eventos de la marcha normal de los vehículos en la ciudad de Bogotá (arranque, aceleración, velocidad de crucero, desaceleración y parada). Dichos ciclos son únicos y particulares para cada ciudad y para las diferentes categorías de vehículos, estos ciclos dependen de las características de la malla vial y de los hábitos de manejo entre otros. Por citar un ejemplo, el ciclo de conducción que representa las condiciones de manejo de los buses de Bogotá no es igual al de los buses de otra ciudad como París y tampoco es igual al de los automóviles particulares de la misma Bogotá.

En la literatura mundial se pueden encontrar numerosos estudios referentes a la determinación y validación de ciclos de conducción.

3. Equipos.

El equipo básico necesario para la estimación de los factores de emisión por medio de esta metodología comprende (EPA. 2002):

- Dinamómetro de chasis. Debe poseer una unidad de absorción de potencia tal que pueda simular condiciones de carga debidas al rodamiento, a la resistencia aerodinámica y a la inercia del vehículo. Este equipo tiene que ser capaz de simular los ciclos de conducción que se desarrollen para la ciudad. El dinamómetro debe contar con


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un sistema de adquisición de datos y un controlador computarizado. Además de estar provisto de medidores de torque y velocidad, y contador de revoluciones.

- Sistema de toma de muestra de volumen constante “CVS”. Este sistema debe permitir medir el flujo real de contaminantes emitidos por el tubo de escape. Puede ser de flujo total o parcial. El sistema debe estar provisto de un mecanismo de dilución que permita simular las condiciones reales cuando los gases salen a la atmósfera y así eliminar la condensación de estos ante una disminución de la temperatura. El CVS puede estar constituido por una bomba de succión constante o de venturi crítico.

- Equipamiento para el análisis de gases. El sistema analítico se compone de uno o más equipos para el análisis de hidrocarburos, óxido de nitrógeno y monóxido y dióxido de carbono entre otros.

- Equipo de adquisición de datos. El equipo de adquisición de datos debe contar con la interfase necesaria para la recolección, análisis y almacenamiento de resultados.

2.1.2 Evaluación de la aplicabilidad de este método

El uso de esta metodología tiene la ventaja de que cuenta con un conjunto de procedimientos estándares, los cuales han sido ampliamente utilizados en el mundo para la estimación de los factores de emisión y para el desarrollo de los inventarios de emisiones.

Tiene la desventaja que con su aplicación sólo se evalúan las emisiones de los gases resultantes del tubo de escape, dejando sin cuantificar otras emisiones que se presentan por evaporación en el tanque de combustible y en el cárter del motor, las cuales pueden llegar a ser hasta un 40% de las emisiones totales del vehículo (JICA, 1992).

En la ciudad de Bogotá no se cuenta con un equipo que cumpla con todos los requerimientos mencionados arriba, esto sugiere que seleccionar esta metodología, implicaría la compra de los mismos, siendo una desventaja su alto costo. El costo de todo el equipo necesario para estimar los factores de emisión utilizando esta metodología es de aproximadamente US $ 1´000.000, un millón de dólares (Precios de Horiba Instruments año 2002).


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Por otro lado, el costo de las pruebas también es bastante alto, aun si se utilizara un tamaño de muestra pequeño. En este punto vale la pena aclarar que el costo de 500 millones de pesos reportado por la firma José Eddy Torres & Asociados, para evaluar 30 vehículos del servicio público de la ciudad, no incluía el valor de los equipos necesarios.

Adicionalmente, después de buscar información referente a estudios de ciclos de conducción en diferentes entidades tales como Transmilenio, STT, y Dama entre otros, se encontró que en Bogotá aún no se ha desarrollado ciclos de conducción validados para la ciudad, que representen las condiciones reales de manejo de la misma. Esto implica que, para su aplicación, se hace preciso antes que todo desarrollar y validar ciclos de conducción para la ciudad. Recientemente la Universidad de los Andes presento una propuesta al Departamento técnico Administrativo del Medio Ambiente de Bogotá por medio de la cual se pretende estimar los ciclos de conducción propios de esta ciudad, de acuerdo a esta propuesta la estimación de dicjhos ciclos cuesta más de 250.000.000 (doscientos cincuenta millones de pesos).

A pesar de todos los esfuerzos y los recursos que se han invertido, para la determinación de los factores de emisión empleando esta metodología, en los últimos años se ha encontrado que las emisiones estimadas de esta manera no necesariamente reflejan las condiciones reales de manejo (Palmgren et al., 1999; Pierson, 1996 y Hwa et al., 2002). En razón a lo anterior se ha recomendado revisarla y corregirla (NRC, 2002). Actualmente se consideran esenciales para establecer emisiones con propósitos regulatorios y para evaluar la introducción al mercado de nuevos vehículos.

Como se observa, desde el punto de vista técnico y económico, bajo las condiciones actuales de la ciudad de Bogotá, es realmente difícil intentar utilizar esta metodología para estimar los factores de emisión de fuentes móviles, por cuanto no se cuenta ni con los recursos técnicos, ni económicos necesarios. Adicionalmente y como ya se mencionó, la confiabilidad de los resultados obtenidos empleando esta metodología, ha sido puesta en entre dicho argumentando que las pruebas en dinamómetros de chasis no representan adecuadamente las condiciones reales de una ciudad.


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2.2 Uso de programas computacionales

2.2.1 Descripción del método

Los modelos computacionales para la estimación de emisiones son herramientas utilizadas en muchos países del mundo para estimar las emisiones provenientes de fuentes móviles (EEA. 2002). Para el desarrollo de estos modelos se han utilizado resultados de numerosos estudios en los cuales se han estimado los factores de emisión empleando dinamómetros de chasis. Con esta metodología se obtienen factores de emisión expresados como gramos de contaminante emitido por kilómetro recorrido.

En esta categoría se destacan tres modelos: MOBILE (EPA- Environmental Proteccion Agency), COPERT (EEA- European Environment Agency) y EMFACT (CARB- California Air Resource Board). Siendo los dos primeros los más ampliamente usados al rededor del mundo.

Estos modelos han venido siendo perfeccionados y actualizados constantemente a partir de información recopilada en numerosos países del mundo durante muchos años de investigación. Las últimas versiones son MOBILE 6 y COPERT III respectivamente. A continuación se describen brevemente:

1. MOBILE.

Fue desarrollado en 1978 por la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos. Actualmente provee factores de emisión de contaminantes tales como VOC, CO, NOX y SO2, entre otros (EPA. 2002). Los vehículos se clasifican en ocho categorías, incluyendo vehículos modelo 1970 hasta 2020. Considera variables que afectan la cantidad de contaminantes emitidos tales como la temperatura ambiente, tipo de combustible, velocidad de desplazamiento, entre muchas otras. Se caracteriza porque permite calcular los factores de emisión de manera fácil y además calcula las emisiones para diferentes tipos de vía. También determina el efecto que tienen los nuevos combustibles en las emisiones.

Como una variación de este software, se encuentra MOBILE5-México versión 5 A-1. El cual es una adaptación desarrollada por la EPA para ciudad de México, basado en pruebas específicas hechas bajo las


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condiciones de la ciudad. El software evalúa las emisiones de CO, NOx y HC.

2. COPERT.

Fue desarrollado por la Agencia Ambiental Europea en 1989. Estima los factores de emisión de CO, NOx, VOC, PM entre otros (EEA. 2002). Se pueden obtener factores de emisión para diferentes categorías de vehículos tales como vehículos livianos, vehículos pesados, carros de pasajeros, buces, camiones y motocicletas entre otras. Los factores de emisión obtenidos se dividen en tres categorías que son, arranque en frío, arranque en caliente y emisiones evaporativas.

En un principio, la aplicación de modelos computacionales para la estimación de FE, se limitó a los países donde fueron desarrollados. Aunque sus resultados no son tan exactos, actualmente se constituye en una metodología ampliamente difundida y utilizada en diferentes países del mundo. Como ejemplo de su aplicación se tienen: el inventario de emisiones para fuentes móviles realizado en la ciudad de México en el cual se emplearon los factores de emisión estimados con MOBILE5-México versión 5 A-1 (INE, 2002); el inventario de emisiones para fuentes móviles del valle de Aburrá Antioquia, en el cual se utilizaron los factores de emisión estimados con COPERT II (Toro et al., 2001).

2.2.2 Evaluación de la aplicabilidad del método

En la literatura mundial se encuentra que en muchos lugares en donde no se dispone de los recursos técnicos y económicos necesarios para la estimación de los FE por medio de mediciones directas, éstos han sido estimados utilizando programas computacionales (INE, 2002. Toro et al., 2001).

La estimación de FE usando este método ha sido evaluada en conjunto con el uso de otros métodos. En un experimento de medición en túneles desarrollado en el túnel Van Nuys, Ingalls (1989), se encontró que las emisiones de motores de vehículos de CO y NMHC fueron alrededor de 2 veces más altas que las simuladas por el modelo computacional EMFACT7C (Emission Factor Model) desarrollado por CARB (California Air Resource Board).


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En Santiago de Chile Corvalán y Urrutia (2000), hicieron un análisis comparativo de un estudio de la aplicación de COPERT II y pruebas trascientes en chasises dinamométricos, en los resultados encontraron diferencias importantes entre ambos, fue necesario corregir las ecuaciones originales del software a la situación particular de Santiago de Chile para conseguir un acuerdo en los resultados.

Para el caso de Bogotá, se podría pensar en hacer una estimación de los factores de emisión empleando uno de estos softwares, aunque debe tenerse presente que el grado de incertidumbre es alto, en el caso de no disponer de los recursos económicos necesarios para llevar a cabo una experimentación puede ser una alternativa aceptable.

Es preciso recordar que las emisiones difieren sustancialmente con la altitud, debido a la eficiencia de los procesos de combustión. La combustión a mayor altitud, como es el caso de la ciudad de Bogotá, tiende a ser menos eficiente debido a la menor proporción de oxígeno en el aire. A excepción de MOBILE5-México versión 5 A-1 esta característica no está incluida en los programas disponibles.

2.3 METODOLOGÍAS DISEÑADAS PARA ESTIMAR LAS EMISIONES BAJO CONDICIONES REALES DE MANEJO.

Debido a la necesidad de la estimación de las emisiones provenientes del tráfico bajo condiciones normales y reales de uso de los vehículos en las ciudades, recientemente se han desarrollado diferentes metodologías, que hacen parte de la tendencia actual conocida como las emisiones del mundo real (real world emissions) (Cadle et al., 1997)

A partir de la literatura revisada, en este aparte se presentarán tres metodologías: 1. Mediciones en túneles, 2. Medición por detección remota, 3. Aplicación inversa de los modelos de dispersión de contaminantes atmosféricos.

En el caso de la detección remota se realiza la caracterización de cada vehículo que cruza la línea de medición, mientras que las medidas en túneles y la aplicación inversa de los modelos de dispersión de contaminantes atmosféricos caracterizan de manera global a la flota vehícular.


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2.3.1 Mediciones en túneles.

2.3.1.1 Descripción del método

Esta metodología consiste en (Hwa et al., 2002):

1. Determinar la tasa de ventilación del túnel (flujo del volumen de aire por unidad de tiempo), para lo cual se realiza un estudio de trazadores. En el cálculo se aplica el principio de conservación de la masa]. Para esta determinación se requiere conocer la tasa de emisión del gas inerte y las concentraciones de éste en un corte transversal del túnel ubicado cerca a la salida del mismo. El gas trazador usado más comúnmente es el el SF6 (hexafluoruro de azufre) (Hwa et al., 2002; Pierson, 1996).

2. Medir la concentración promedio de los contaminantes de interés en dos o tres secciones transversales del túnel, ubicados vientos arriba y vientos abajo (en dirección de la vía).

3. Medir el volumen del tráfico circulante durante el período de medición de los contaminantes.

Aplicando otra vez el principio de conservación de la masa, es posible calcular la masa total del contaminante emitido por los vehículos, la cual resulta de multiplicar el flujo de ventilación del túnel por la diferencia de las concentraciones de los contaminantes encontradas vientos abajo y vientos arriba.

Finalmente, el factor de emisión resulta de dividir la masa total del contaminante emitido por el número de vehículos que pasaron y por la distancia entre las dos secciones transversales analizadas.

Según Pierson et al. (1996) y Hwa et al. (2002), la medición en túneles tiene como ventajas su simplicidad, costo- efectividad y la representatividad estadística del tamaño de muestra, comparado con otros métodos de pruebas individuales para vehículos en chasises dinamométricos.

En la Tabla 2.1 se citan algunas de las experiencias de la determinación de FE´s usando la metodología de medición en túneles. Investigaciones en las cuales se han obtenido los FE hasta para 2 categorías de vehículos: livianos y pesados.


9

Para la aplicación de ésta metodología es preciso seleccionar un túnel por donde circule un espectro amplio de vehículos que, en principio, sea representativo de la flota vehicular a evaluar (Molina et al., 2000), siendo también importante seleccionar un túnel extenso donde se minimicen completamente los efectos de otras variables externas a él.

2.3.1.2 Evaluación de su aplicabilidad

La aplicación de esta metodología ha sido exitosa en varias ciudades del mundo para la determinación de los FE (ver Tabla 2.1).

Para el caso de Bogotá su uso no es posible, debido a que dentro de la ciudad no existe un túnel por donde transite un parque automotor representativo de la misma y que sea lo suficientemente largo como para garantizar que las condiciones en su interior sean independientes de las externas tal como se requiere en este tipo de estudios.

A pesar de que esta metodología hace parte de la tendencia de las emisiones del mundo real, Palmgre et al. (1999), considera que no simulan por completo la situación real, en la medida que el tráfico en los túneles generalemente no sigue el patrón típico de comportamiento real que en las calles de los centros urbanos.

El túnel más cercano a la ciudad de Bogotá es el que se encuentra en la vía Bogotá Villavicencio, este túnel tiene las características necesarias para la estimación de las emisiones por este método pero infortunadamente, debido a los problemas de seguridad por los que atraviesa nuestro país, no es posible realizar las mediciones en este sitio.

Un factor adicional que limita la selección de éste método, es el alto requerimiento de equipos de monitoreo, pues debe realizarse el montaje de una estación por sección transversal a medir.


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Tabla 2.1 Algunas experiencias en el mundo de la aplicación de la metodología de medición en túneles para el cálculo de los factores de emisión.

Lugar FE evaluados Referencia

Suiza CO, NOx, NMHC, e hidrocarburos especiados

Stahelin et al. (1998)*

Estados Unidos CO, NOx, NMHC, Pierson (1996)

Estados Unidos CO, NOx, NMHC Pierson et al. (1996)

Estados Unidos PM 2.5, PM10 Gillies et al. (2001)

Taiwan CO, NOx, NMHC Hsieh et al. (1999)*

Taiwan CO, NOx, NMHC Tsai et al.,1998 y Hsu et al. (2001)*

Taiwan CO, NOx, NMHC, e hidrocarburos especiados

Hwa et al. (2002)

* Citados por Hwa et al. (2002)

2.3.2 Medición por detección remota.

2.3.2.1 Descripción del método

Con este método es posible estimar los FE de CO, HC, CO2 y NOx.

CO, HC´s y CO2, se detectan por medio de espectroscopia infrarroja “IR” no dispersiva. NOx se detecta a partir de una fuente ultravioleta “UV” que lo cuantifica en términos de NO. Los rayos de luz infrarroja IR y UV se pasan a través de una vía hacia un detector. Se prefieren vías de un sólo carril.

Las bandas de absorción IR de los compuestos presentes en la pluma de contaminantes generada por la emisión del tubo de escape se aíslan por bandas separadoras con filtros en 4.6 mm (CO), 3.4 mm (HC) y 4.3 mm (CO2), las medidas de los compuestos se reportan a partir de su relación con la absorción de referencia a 3.9 mm, en la cual los gases de escape no son absorbidos. Los datos son digitalizados y compilados en sistemas computarizados (Zhang et al., 1996).


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Como no se cuenta con la medida del tamaño de la pluma de escape por donde pasa la radiación IR, entonces no se pueden determinar las cantidades absolutas de CO, HC y CO2 (Zhang et al., 1996).

Una vez se obtienen los radios CO/CO2 y HC/CO2, se convierten a fracciones de CO, HC y CO2 presentes en la pluma de los gases de escape seca usando la relación conocida de carbobo/hidrógeno del combustible (Singer & Harley, 2000 y Zhang et al., 1996).

La medición del tráfico se realiza a partir de la grabación de las placas de los vehículos cuyas plumas son evaluadas por los sensores remotos. Con la información detallada de cada vehículo evaluado se pueden obtener los factores de emisión para cada categoría incluyendo marcas y modelos se excluyen los vehículos que tienen el escape en la parte superior (debido a la altura del rayo de absorción).

La vía seleccionada para la realización del estudio no debe tener influencia de señalamientos viales y se debe evitar vías por donde circulen vehículos en estado de arranque frío (Caddle et al., 1997).

Se obtienen FE´s basados en el consumo de combustible. Se expresan como gramos del contaminante por litro de combustible consumido, Lo que resulta una alternativa importante para determinar las emisiones totales de las fuentes móviles con gran precisión.

Tabla 2.2 Algunas aplicaciones de la metodología de detección remota.

Lugar Número de vehículos evaluados

Referencia

L. A., California, USA 60.000 Zhang et al. (1996)

Denver, Colorado USA 60.000 Singer & Harley (2000)

2.3.2.2 Evaluación de la aplicabilidad

Este método tiene la ventaja que el consumo de combustible se puede determinar con una buena exactitud, por lo que las emisiones


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pueden estimarse para la misma frecuencia de la adquisición de dicha información.

En la actualidad, la ciudad de Bogotá no cuenta con los recursos necesarios para la adquisición de los equipos requeridos para llevar a cabo las mediciones intensivas propias del método. Adicionalmente, no se cuenta con una base de datos consistente de los vehículos que circulan por la ciudad para realizar las asociaciones de las emisiones detectadas por los sensores. Se concluye que para las condiciones actuales de la ciudad no es factible la aplicabilidad método de detección remota.

2.3.3 Estimación de los factores de emisión utilizando aplicaciones inversas de modelos de dispersión

La aplicación inversa de los modelos de dispersión es una herramienta recientemente desarrollada para la obtención de los factores de emisión propios del parque automotor de una ciudad bajo condiciones reales de emisión. Se constituye en una alternativa novedosa, en la que se usa una combinación de mediciones de contaminantes provenientes del tráfico a nivel de la calle y modelos de dispersión atmosférica de ambientes urbanos.

2.3.3.1 Descripción general

Se obtienen mediciones de contaminantes atmosféricos, de parámetros meteorológicos y de volumen y velocidad de tráfico en una calle altamente transitada por un parque automotor representativo del lugar estudiado.

Se utilizan modelos de dispersión atmosférica desarrollados para ambientes urbanos, basados en relaciones matemáticas conocidas entre emisiones provenientes del tráfico, transmisión (meteorología y transformaciones químicas) y concentraciones de los contaminantes a nivel de la calle.

La aplicación inversa de los modelos de dispersión consiste en el cálculo de la emisión proveniente del tráfico a partir de datos de las concentraciones medidas en la calle.

Una parte importante del método es la selección del modelo de dispersión. Al respecto se han planteado diferentes modelos que


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hacen posible simular las condiciones de dispersión en ambientes urbanos afectados directamente por el tráfico, entre los cuales se tienen: los modelos de caja (Coppalle y Abart, 2001), STREET (Ludwig & Kealoha, 1975), OSPM (Berkowicz et a. 1997), CAR (Eerens et al., 1993), CPBM (Yamartino & Wiegand, 1986) (Citados por Berkowicz, 1997), ADMS y el OND86 (Ziv et al., 2001) entre otros.

Los modelos mencionados arriba han sido desarrollados para configuraciones de calles conocidas como “Cañones urbanos” en adelante SC (Street Canyons).

La estimación de los factores de emisión de fuentes móviles usando esta metodología se ha realizado en ciudades como Córdoba – Argentina (Olcese et al., 2001), San Petersburgo – Rusia (Ziv et al., 2001) y en Copenhague – Dinamarca (Palmgren et al., 1999), entre otras.

En la Tabla 2.3 se presentan algunas características de los estudios en los que se han estimado las emisiones y los factores de emisión utilizando este método, tales como: los contaminantes evaluados, el modelo de dispersión utilizado y las categorías de vehículos tenidas en cuenta.

Tabla 2.3 Estimación de factores de emisión de fuentes móviles usando aplicaciones inversas de los modelos de dispersión de contaminantes atmosféricos.

Lugar Contaminantes Modelo Categorías Fuente

Copenhagen (Dinamarca)

Benceno, NOx, CO, PM-10 OSPM

Carros, vans, camiones, buses

Palmgren et al. (1999) y (2000)

Copenhagen (Dinamarca) NOx, CO, PM-10 OSPM Todos los

vehículos Ketzel et al. (2003)

Córdoba (Argentina) CO, NOX STREET Todos los

vehículos Olcese et al. (2001)

St. Petersburg (Rusia) NOX, Benceno

OSPM OND-86

Vehículos livianos y pesados.

Ziv et al. (2002)

Brisbane (Australia) PM10, PM2.5 CALINE4 Todos los

vehículos Gramotnev et al. (2003)


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2.3.2.2 Evaluación de la aplicabilidad

Dado que las emisiones y los factores de emisión se calculan a partir de concentraciones influenciadas directamente por las emisiones del tráfico, con este método es posible cuantificar implícitamente el efecto combinado de todas aquellas variables que inciden significativamente en las emisiones generadas en la ciudad, tales como: las condiciones de manejo, las tecnologías de los motores de combustión, los sistemas de control de emisiones, el tipo y calidad del combustible empleado y el estado de los vehículos que conforman el parque automotor de la ciudad, además permite tener en cuenta otras variables como la temperatura del motor de combustión y la temperatura ambiente las cuales son muy importantes debido a las características físicas de volatilidad de los combustibles empleados y a que afectan directamente el desarrollo de los procesos de combustión.

Los resultados obtenidos al emplear esta metodología son las emisiones reales en la calle las cuales son lo que finalmente interesan cuando se realizan estudios de calidad de aire.

Como se verá en detalle más adelante, el uso de éste método junto con procedimientos estadísticos y matemáticos, permite la obtención de los factores de emisión de los contaminantes de interés para varias categorías de vehículos establecidas, claro está, contando con la información detallada del tráfico diferenciada para las categorías de interés.

Las emisiones estimadas utilizando esta metodología incluyen tanto a las emisiones provenientes del tubo de escape como a aquellas emisiones que provienen del cárter de los vehículos (emisiones evaporativas) y que no son cuantificadas cuando se utilizan otras metodologías disponibles.

Otra ventaja que se presenta al utilizar esta metodología es que los resultados se obtienen de una muestra compuesta por un gran número de vehículos lo cual garantiza la representatividad de la misma del parque automotor de la ciudad.

Bajo las condiciones actuales de la ciudad, es posible contar con los equipos necesarios para el desarrollo de esta metodología, puesto


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que se trata de equipos de medición de calidad de aire y meteorológicos y el conteo de tráfico requerido puede hacerse manualmente.

Esta metodología se considera factible técnica y económicamente para la ciudad.


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3 METODOLOGÍA SELECCIONADA PARA LA ESTIMACIÓN DE LOS FACTORES DE EMISIÓN

Posterior al análisis de alternativas presentado en el capítulo 2, se selecciona la metodología basada en la aplicación inversa de los modelos de dispersión de contaminantes atmosféricos a nivel de calle, por considerar su factibilidad técnica y económica para las condiciones actuales de la ciudad.

Esta selección cumple con los requerimientos necesarios para satisfacer las necesidades del proyecto diseño e implementación de un modelo de calidad de aire para Bogota que desarrolla actualmente la Universidad de los Andes y la Escuela Politécnica Federal de Laussane (EPFL) en convenio con el Departamento Técnico Administrativo del Medio Ambiente DAMA. En este punto vale la pena recordar que los factores de emisión de las fuentes móviles vehiculares de la ciudad de Bogotá estimados aquí, serán usados para desarrollar el inventario de emisiones de la ciudad.

Es preciso anotar que con la alternativa seleccionada no se pretende desestimular la aplicación de otra que también pueda resultar técnicamente aceptable. La gran ventaja de la metodología propuesta es que hace posible obtener una alta representatividad de todas aquellas variables del comportamiento real de los vehículos en las calles que inciden significativamente en las emisiones y que generalmente son muy difíciles de cuantificar (Palmgren et al., 1999, Ziv et al., 2001, Hertel et al., 98, Olcese et al., 2001).

Este método ha sido usado con éxito en otras grandes ciudades del mundo (ver Tabla 2.3), contando con el aval de la comunidad científica internacional en la medida que ha sido objeto de publicaciones técnicas ampliamente sustentadas en revistas de conocido prestigio en el tema ambiental (Atmospheric environment, The Total Science of the Environment y Air and Waste Management Association), además de presentaciones en diferentes congresos y seminarios internacionales relacionados con el tema (Urban Air Quality - UAQ3, marzo 2001. Eurotrac-2, marzo 2002).

Los factores de emisión se usarán para estimar las emisiones reales del parque automotor de la ciudad, esto será posible mediante EL acoplamiento de los resultados obtenidos con el software AIREMIS que es la herramienta computacional que usa el proyecto diseño e implementación de un modelo de calidad de aire para la ciudad de


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Bogotá para estimar las emisiones. Esta herramienta finalmente hace posible la agregación temporal y espacial de los resultados, tal como lo requiere el modelo en desarrollo.


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4 DETERMINACIÓN DE LOS FACTORES DE EMISIÓN MEDIANTE LA APLICACIÓN INVERSA DE UN MODELO DE DISPERSIÓN

En este capítulo se describe de manera detallada la metodología propuesta en la literatura revisada para la estimación de los factores de emisión de las fuentes móviles mediante la aplicación inversa de los modelos de dispersión.

El método está basado en la estimación de las emisiones a partir de datos de concentración de contaminantes a nivel de calle. La relación entre las emisiones y las concentraciones de contaminantes puede ser establecida por medio de un modelo de dispersión que describa los procesos físicos y químicos predominantes.

Según Palmgren et al. (1999), la combinación de medidas de contaminantes y cálculos con modelos de dispersión para la determinación de los FE reales del parque automotor, puede usarse en diferentes tipos de calles, vías cerradas y autopistas.

En esta aplicación se hace énfasis en los modelos de dispersión desarrollados para una configuración de calle conocida como cañón urbano (SC). Los SC´s son calles conformadas por edificios a ambos lados, que le otorgan una configuración de cañón.

Hace aproximadamente tres décadas se está estudiando la dispersión de contaminantes en su interior, la cual depende de factores como: velocidad y dirección del viento encima del SC, aspectos geométricos como la orientación, la altura de los edificios y el ancho de la calle Hoydysh & Dabberdt, 1988), turbulencia inducida por el tráfico causada por la presencia y velocidad de los vehículos, la variación en el flujo de tráfico, la radiación solar, la estabilidad atmosférica, la entrada de emisiones de calles adyacentes y las características del tráfico entre otros (Chan & Kwock, 2000; Zoumakis, 1995)

La configuración de cañón facilita la modelación por cuanto los edificios minimizan las interacciones del ambiente que se encuentra confinado dentro del éste con sus alrededores.

En términos generales, el modelo de caja y el modelo STREET han sido ampliamente usados alrededor del mundo gracias a sus simples derivaciones, en el caso del modelo STREET, las variables que este contempla son suficientes para introducir fenómenos importantes que


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inciden en el comportamiento de los contaminantes en el interior de los SC´s (Stein y Toselli, 1996; Berkowicz, 1997; Berkowicz et al., 1997;Vardoulakis et al., 2002; Vardoulakis et al., 2003).

La estimación de las emisiones y de los factores de emisión se realizará empleando una combinación de los métodos matemáticos desarrollados por Palmgren et al. (1999) y Olcese et al. (2001) y el modelo de dispersión STREET SRI desarrollado por Ludwig et al. (1970), Ludwig & Dabberdt (1972) y Johnson et al. (1973). El cual se describe detalladamente en la sección 4.4.

4.1 Descripción del método

Si se tiene en cuenta que el tiempo que les toma a los contaminantes para reaccionar es mucho mayor que el tiempo requerido para que éstos se dispersen al interior del cañón urbano (Kukkonen et al., 2001), las concentraciones de los contaminantes en la calle se relacionan con los fenómenos implicados en la dispersión de los contaminantes y con la cantidad emitida de dichos contaminantes (emisiones) por medio de la siguiente ecuación general (Hertel et al., 1998, Palmgren et al., 1999 y Ziv et al., 2001. Olcese, et al., 2001):

baseelo CQCC += )(mod (4.1)

Donde,

C: Concentración observada de un contaminante particular en un punto receptor (punto de medición a nivel de calle) [M/L3]

Q: Emisión de contaminantes provenientes del tráfico en la calle [M/L.T]

C(modelo): Modelo de dispersión, calculado para una emisión unitaria.

Cbase: Contribución a la contaminación debida a la concentración de contaminantes provenientes de fuentes diferentes al tráfico de la calle ó concentración base [M/L3].


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Como se explicará más adelante, en esta investigación la Función C(modelo) está dada por las relaciones matemáticas del modelo STREET el cual está basado en parámetros meteorológicos, de configuración de la calle y comportamiento del tráfico. Su descripción detallada se presenta en la sección 4.2.3.

4.1.1 Cálculo de las emisiones

Se han reportado dos formas para calcular las emisiones: i) cuando se conoce la concentración base y ii) cuando no se conoce la concentración base.

Palmgren et al. (1999) , considera que si se cuenta con las concentraciones medidas a nivel de calle y las concentraciones base, se pueden aplicar las relaciones descritas por el modelo de dispersión, las emisiones provenientes del tráfico se pueden despejar de la ecuación (4.1):

(4.2)

Bajo esta condición, la emisión promedio (Q), corresponde a la pendiente de la línea ajustada de la relación (C-Cbase)/F(modelo) tal como se muestra en la figura 4.1 (Palmgren et al., 1999 y Hertel et al., 1999).

Olcese et al. (2001), considera que cuando no se conoce la concentración base. La emisión corresponde a la pendiente de la línea ajustada de la relación C/F(modelo) y la concentración base es obtenida del intercepto de la línea ajustada, tal como se muestra en la Figura 4.2.

El método matemático desarrollado por Palmgren et al. (1999), recomienda que los ajustes lineales se hagan usando datos que correspondan a la misma hora del día durante todo el período de medición.

En el método desarrollado por Olcese et al. (2001) los ajustes lineales se realizan incluyendo todos los datos obtenidos durante el período de medición, independientemente de la hora de medición.

)(modelo

base

CCC

Q−

=


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Figura 4.1 Método de cálculo de la emisión horaria de contaminantes cuando se conoce la concentración base.

Figura 4.2 Método de cálculo de la emisión horaria cuando no se conoce la concentración base.

• • • • • • • •

•

C –

C ba

se

C (modelo)

Q C

• • • • • • ••

•

C (modelo)

Q

Cb


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4.1.2 Cálculo de los factores de emisión

Usando esta metodología es posible obtener los factores de emisión para varios contaminantes y categorías de vehículos.

Cuando los ajustes lineales con los que se obtienen las emisiones y los FE, resultan del manejo de los datos propios de la misma hora durante todo el período de medición, tal como lo propone Palmgren et al. (1999), los FE propios de cada una de las categorías se pueden calcular a partir de las emisiones promedio para cada hora y de los conteos detallados de vehículos por categorías como se explica a continuación.

Para una hora especifica, la emisión (estimada empleando el procedimiento descrito en la sección 4.1.1) se relaciona con el numero de vehículos de cada categoría que circularon durante esa hora y con los factores de emisión de esa categoría de la siguiente manera:

∑=k kqhkNhQ *, (4.3)

Donde,

Qh = Emisión promedio para la hora h [ M/L]

Nk,h= Flujo de tráfico de una categoría k en la hora h

qk= Factor de emisión para la k-ésima categoría de vehículos . [M/L.veh]

La ecuación (4.3) forma para cada hora del día una ecuación, conformando un sistema de ecuaciones constituido por tantas ecuaciones como número de horas de medición se tenga por día, en este sistema las incógnitas son los factores de emisión de cada categoría.

En esta investigación se realizó una modificación a las metodologías de cálculo propuestas por Palmgren et al. (1999) y Olcese et al. (2001), esta se presentan en la sección 5.7.

4.2 Modelos de dispersión en SC


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En la Figura 4.3 se muestra la estructura del funcionamiento de los modelos de dispersión en SC. Como se puede ver, las entradas corresponden a series temporales de emisiones, comportamiento del tráfico e información meteorológica además de datos sobre la configuración de la calle y la salida es un valor promedio de la concentración computado a una altura efectiva de liberación de gases en ambos lados de la calle para el intervalo de tiempo evaluado.

Su aplicación inversa consistiría en la obtención de los Factores de emisión teniendo como entrada las concentraciones.

A partir de un análisis de la literatura revisada relativa a modelos de dispersión de contaminantes atmosféricas en cañones urbanos y de las condiciones propias de esta investigación (geometría de la calle, condiciones meteorológicas y comportamiento de los contaminantes) se preseleccionaron tres modelos: el modelo OSPM (Desarrollado por Hertel y Berkowicz, 1989, citado por Berkowikz et al., 1997), un modelo de caja desarrollado por Coppalle y Abart (2001) y el modelo STREET SRI (Ludwing & Kealoha, 1975).

Figura 4.3 Estructura del funcionamiento de los modelos de dispersión den SC´s

En este apartado se presentarán las características de la dispersión de los contaminantes en los cañones urbanos y la descripción de los tres modelos mencionados arriba, haciendo énfasis en el modelo STREET, que es el modelo seleccionado (ver sección 6.4.2).

4.2.1 Características generales de la dispersión en SC

Factores de emisión

MODELO STREET SRI

Meteorología

Concentraciones

Configuración de la calle

Datos de tráfico


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Dependiendo de la dirección del viento encima del SC, se pueden distinguir dos características, que son: 1) Cuando el viento tiene una dirección perpendicular o casi perpendicular al eje de la calle y 2) Cuando la dirección del viento es paralela o casi paralela a este.

Vardoulakis et al. (2002) concluyeron que manteniendo los otros factores constantes, el caso 1 (viento perpendicular) provee mejores condiciones de dispersión de los contaminantes resultando menores concentraciones para estos, mientras que el caso 2 (viento paralelo) favorece la acumulación de los contaminantes, lo que se acentúa en calles largas donde las emisiones a lo largo de una fuente lineal inciden más que la turbulencia generada por el viento paralelo (Soulhac et al., 1999, Dabber & Hodish, 1991; citados por Vardoulakis et al., 2002).

A bajas velocidades de vientos ocurren mayores concentraciones de los contaminantes, en este caso cobra mayor importancia el fenómeno de dispersión ocasionado por la turbulencia inducida por el tráfico (Kastner-Klein et al., 2002; Disabatino et al., 2002, Kastner-Klein et al., 1999; Kastner_Klein, SF; Ketzel et al., 1999). Kukkonen et al. (2000) definen bajas velocidades de viento <2 m/s y condiciones de calma <1 m/s.

En términos generales para el caso 1, a velocidades del viento relativamente altas, se favorece la formación de un vórtice en el interior del SC, que genera sustanciales gradientes de concentración de los contaminantes emitidos por una fuente ubicada en su interior, haciendo que los valores de éstas sean mayores en el lado resguardado del viento (sotavento) que en el expuesto (barlovento) (Kukkonen et al., 2000).

Lo anterior obedece a que el sotavento está directamente influenciado por las emisiones del tráfico vehicular, por la contribución de los contaminantes provenientes de la zona de recirculación y por la concentración de fondo, mientras que el barlovento solamente está influenciado por las dos últimas contribuciones, esto se verá en más detalle cuando se estudien los diferentes modelos de dispersión.

En el estudio realizado por Vardoulakis et al. (2002), cuando la dirección del viento era perpendicular al eje de la calle y propiciaba


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que el punto de medición se ubicara en el sotavento las concentraciones eran casi 2 veces mayores que cuando el punto de medición se encontraba en el barlovento (Vardoulakis et al., 2002)

Cuando las direcciones del viento son perpendiculares o casi perpendiculares al eje de la calle (caso 1), la dispersión de contaminantes puede ser vista bajo diferentes escenarios. Oke (1988) (citado por (Vardoulakis et al., 2002) clasifica los patrones de flujo de acuerdo con la relación existente entre la altura de los edificios “H” y el ancho “W”de la calle, estableciendo tres regímenes de flujo, tal como se muestra en la Figura 4.4.

Figura 4.4 Descripción de regímenes de flujo en zonas urbanas (Nakamura & Oke, 1988).

Cuando las velocidades del viento son bajas, menores que 1 m/s, se cuestiona la existencia de la estructura de un vórtice. La energía de la velocidad del viento es muy débil para conducirlo (Coppalle, 1999; citado por Coppalle y Abart, 2001). En estas circunstancias resulta una distribución más homogénea de los contaminantes a través de la calle (Kukkonen et al., 2000).

Chan y Kwock (2000) consideran que la formación de un único vórtice es característico de SC con vientos perpendiculares a nivel de techo, relativamente altas velocidades y con relaciones H/W entre 1 y 1.3. Por otro lado, DePaul & Sheih (1986) demostraron cualitativamente que hay recirculación dentro de una calle angosta si el viento medio encima del SC es mayor que 2 m/s.

Skimming flow

H

W

Isolated roughness flow

Wake interference flow

1

2 3

Características de los regímenes de flujo mostrados en la Figura

Tipo de Flujo H/W

1 <0.33 2 0.33-0.65 3 >0.65

Fuente: Louka et al., 2000


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Nakamura & Oke (1988) encontraron la formación de vórtice a un H/W aproximadamente igual a 1, a una velocidad del viento a nivel de techo mayor que 2 m/s y a una dirección del viento mayor que 30° con respecto al eje de la calle.

Cuando el viento encima del SC es paralelo al eje de la calle y la relación H/W es alta (sin la presencia de vórtice), el intercambio vertical es el mecanismo primario de transporte de contaminantes del aire en el SC, el gradiente vertical depende esencialmente de la distancia vertical de la fuente y decrece en concentración con la altura (Chan y Kwock, 2000).

DePaul & Sheih (1986) sugirieron que el limite de la velocidad del viento para la formación del vórtice en un SC con una relaión H/W cercana a 1.5 es cercano a 1.2 m/s.

4.2.2 Modelo OSPM (Operational Street Pollution Model) (Berkowicz et al., 1997)

El modelo OSPM es un modelo semi-empírico que considera que la concentración de los gases de escape en la calle es el resultado de la suma de tres contribuciones: La contribución del flujo directo de contaminantes de la fuente al receptor, una contribución debida al flujo de contaminantes alrededor del vórtice de viento generado dentro de la zona de recirculación del SC y la concentración de fondo (Berkowicz et al., 1997, Sozzi, 1997, Fu et al., 2000, Vardoulakis et al., 2002), lo anterior se describe en la siguiente ecuación (ver Figura 4.5):

brd CCCC ++= (4.4)

Donde;

C: Concentración de contaminantes en el receptor

Cd: Concentración debida a la contribución directa

Cr: Concentración debida a la recirculación

Cb: Concentración de fondo

El modelo OSPM computa las concentraciones a nivel de calle, en ambos lados de la calle.


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Las entradas del modelo están constituidas por series de tiempo horarias a nivel de la calle, emisiones, datos de concentraciones bases, datos meteorológicos y las salidas son las concentraciones de los contaminantes en el sitio de medición a nivel de la calle o receptor.

En este modelo las concentraciones de los gases emitidos por los tubos de escape de los vehículos, se computan usando un modelo de pluma para la contribución directa del tráfico y un modelo de caja para la parte de recirculación de contaminantes en la calle.

Figura 4.5 Representación esquemática de los procesos físicos de transporte que ocurren en un SC (Fuente: Berkowicz et al., 1997).

v Determinación de la contribución directa

Se calcula usando un modelo de pluma gaussiana, las emisiones provenientes del tráfico en la calle se tratan como muchas fuentes lineales infinitas, donde cada fuente lineal realiza una contribución, y es alineada en dirección perpendicular a la dirección del viento al nivel de la calle (Fu et al., 2000):

Roof level wind

Recirculating air

Direct plumeLeewardside

Windwardside

Background pollution


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(4.5)

Donde;

ub : Velocidad del viento en dirección de la calle (m/s)

σz(x): Parámetro de dispersión vertical a una distancia x vientos abajo (m).

δCd: Concentración debida a la contribución de una fuente lineal (mg/m3).

δQ: Densidad de emisión por una fuente lineal (mg/m.s).

La dispersión vertical se modela asumiendo que la dispersión de la pluma está gobernada por la turbulencia mecánica generada por el viento y por el tráfico automotor. La turbulencia debida a la estratificación térmica se considera insignificante, ya que prácticamente no tiene influencia a nivel de la calle (Berkowicz et al., 1997 y Kukkonen et al., 2001 y Fu et al., 2000). El parámetro de dispersión vertical de la pluma viajando a una distancia x está dado por:

z w o(x) = x

+ hσ σu b

(4.6)

Donde,

σW: Velocidad de fluctuación turbulenta vertical ub: Velocidad del viento a nivel de la calle

h0: Dispersión inicial (inmediata) considerada igual a 2 m.

( )σσ 2wo

2 2/1w + )1.0( = bu (4.7)

Donde,

σW0: Turbulencia creada por el tráfico

Los vehículos se consideran elementos de distorsión del flujo en la calle, la turbulencia que generan puede describirse así:

)(2

xuQ

Czb

d σδ

πδ =


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σ wo2 = b V D2 2 (4.8)

Donde,

b: Constante empírica relacionada al coeficiente aerodinámico de arrastre (b=3)

V: Velocidad promedio del vehículo

D: Densidad de los elementos en movimiento (carros)

La densidad del tráfico en la calle está dada por el área relativa ocupada por el movimiento de los vehículos con respecto al área de la calle.

(4.9)

Donde

Nveh: Número de carros pasando la calle por unidad de tiempo

S2: Área horizontal ocupada por un solo carro

W: Ancho de la calle

Sustituyendo ésta ecuación en la anterior se obtiene:

(4.10)

La turbulencia creada por el tráfico juega un papel muy importante en la determinación del nivel de contaminación en SC, ya que durante condiciones de calma éste es el único mecanismo de dispersión, por lo cual se vuelve un factor crítico determinante para los más altos niveles de contaminación en un SC (Berkowicz, 1997).

WVN

= D2

⋅⋅Sveh

⋅⋅

W

VNb =

2 2/1Sveh

woσ


30

dw

w buC =

2 QW

ln h + ( / ) W

ho

oπ σσ

Las ecuaciones del modelo OSPM difieren de acuerdo con la dirección del viento con respecto al eje del SC.

CASO 1: Dirección del viento paralela al eje de la calle

CASO 2: Dirección del viento perpendicular al eje del cañón.

En el caso 2, la dirección del viento encima del cañón ocasiona la formación de un vórtice en el interior del SC en el cual se distinguen dos lados, uno expuesto al viento “barlovento” y otro resguardado del viento “sotavento”. Las relaciones que describen la concentración debida a la contribución directa, se presentan para ambos lados.

En la Ecuación (4.11) se presenta una solución de la ecuación (4.5) para el caso especial en que la dirección del viento es perpendicular al eje de la calle para la contribución directa.

(4.11)

v Determinación de la contribución indirecta

La contribución de contaminantes debida a la recirculación se computa usando un modelo simple de caja, en el que se asume que el vórtice del cañón tiene la forma de un trapecio, con la longitud máxima en el borde más alto, este borde tiene una longitud igual a 0.5 veces la longitud del vórtice. La ventilación de la zona de recirculación se da en los bordes del trapecio la cual está influenciada por la presencia de edificios vientos abajo, si estos interceptan uno de los lados del trapecio (Kukkonen et al. 2001 y Fu et al., 2000).

En el cálculo de esta contribución se considera que la tasa de entrada de contaminantes al interior de la zona de recirculación es igual a la tasa de salida y que dentro de la zona de recirculación los contaminantes están bien mezclados (Fu et al., 2000).

Según Sozzi (1997) la contribución por recirculación al igual que la contribución directa, depende de la dirección del viento encima del SC, para lo cual se consideran dos casos.

- CASO 1: Dirección del viento paralela al eje del SC


31

- CASO 2: Dirección del viento perpendicular al eje del SC

La contribución por recirculación sólo se presenta en el caso 2 para el cual están desarrolladas todas las ecuaciones, esto debido a que en el caso 1 no hay formación de vórtice.

4.2.2 Modelo de caja (Coppale y Abart, 2001)

Asume que los contaminantes están bien mezclados en el interior del cañón, las ecuaciones se plantean partiendo de un balance de masas, en el cual se asume que el viento que entra al SC contribuye con la concentración de fondo que se considera como la concentración base del aire aportada por fuentes externas al SC (ver Figura 4.6).

Figura 4.6 Esquema SC – Desarrollo del modelo de caja

(4.12)

Donde,

C(t): Concentración del contaminante en el interior del SC. Ec(t): Emisión C,bcg: Concentración de Fondo τ: Escala de tiempo característico del intercambio a nivel de techo. U: velocidad del viento en la dirección paralela al eje de la calle.

Aunque se puede usar en todos los casos, las experiencias en la aplicación de este modelo indican buenos resultados para condiciones

W

U

C (t)

C,bcg

H

L

bcgbcg CtC

LUCtC

tEcdt

tdC ,)(),)((

)()( −−−

−=τ


32

de bajas velocidades de viento (calma) durante las que se presentan las más altas concentraciones de contaminantes y para los cuales se hace muy difícil la aplicación de los modelos de dispersión más complejos ya que bajo esas condiciones no se favorece la formación de vórtice.

4.2.3 Modelo STREET SRI: Modelo seleccionado en esta investigación.

Es un modelo empírico deducido a partir de extensas experimentaciones realizadas en San José, California y St. Louis, Missouri. Se basa originalmente en lo obtenido por Ott et al. (1967) en la forma de APRAC-1A, su desarrollo fue continuado por Ludwig et al. (1970) y perfeccionado posteriormente por Jonhson et al. (1971), Ludwig & Dabberdt (1972) y Johnson et al. (1976) (citados por Berkowicz et al., 1997).

El modelo STREET SRI describe la dispersión de los contaminantes emitidos a nivel de calle en un cañón urbano. Ha sido validado y ampliamente utilizado en diferentes ciudades del mundo tales como París – Francia (Vardoulakis et al., 2002), Córdoba - Argentina (Stein & Toselli, 1996), Guangzhou – China (Qin & Kot, 1993), Buenos Aires – Argentina (Bogo et al., 2001), Firenze – Italia (Tartaglia et al., 1995) entre otros.

El modelo asume que la emisión proveniente del tráfico de la calle, es una contribución adicional a la contaminación de fondo que entra por encima de los techos, lo cual se expresa en la siguiente ecuación (Olcese et al., 2001, Berkowicz et al., 1997 y Vardoulakis et al., 2002):

(4.13)

Donde,

Ct : Concentración total del contaminante en el aire

Cb: Concentración de fondo (background)

C: Concentración debida a la contribución del tráfico.

A continuación se describe el desarrollo matemático llevado a cabo para obtener la concentración debida a la contribución del tráfico “C”.

bt CCC +=


33

En general para fuentes cercanas al receptor se usa un modelo gaussiano. Este modelo postula que los gases emitidos por una fuente lineal sobre la superficie del suelo, que tiene una extensión infinita en la dirección transversal del viento, resultan en concentraciones que tienen una distribución gaussiana en la vertical y que tienen una difusión vertical no restringida.

La desviación estándar σz de la distribución gaussiana depende principalmente de la estabilidad atmosférica y de la distancia vientos abajo de la fuente. Jonhson et al. (1971, citado por Ludwig & Kealoha, 1975) halló la relación descrita en la ecuación (4.14) para este parámetro dentro de cada uno de los segmentos vientos arriba de la fuente

(4.14)

Donde,

σz: Desviación estándar vertical de la dispersión

r: Distancia entre la fuente y el receptor

aij y bij: Constantes de la ecuación 4.14, aplicables al i-ésimo segmentos vientos arriba y la j-ésima clase de estabilidad.

El modelo gaussiano usa las siguientes ecuaciones para calcular la concentración de uno de los segmentos vientos arriba.

(4.15)

(4.16)

Donde,

( ) ( ) 1,1

11

18.0

≠−

−−+

−−= ijb

bijiir

bijirijb

ijua

iQ

ijC

1,1ln8.0 =+= iji

i

ij

iij b

rr

uaQC

bijijz ra=σ


34

Cij: Concentración directa de la fuente de emisión lineal que surge del i-segmento vientos arriba para la j-ésima clase de estabilidad.

Qi: Es la tasa de emsión del i-ésimo segmento.

u: Velocidad del viento

Los demás parámetros conservan la definición dada en la ecuación (8).

Según el modelo STREET SRI, en los cañones urbanos, la capa donde los contaminantes se dispersan es restringida, por lo cual los contaminantes tienden a distribuirse uniformemente en la vertical después de que ha tenido lugar un tiempo de viaje suficiente. Bajo estas condiciones, puede usarse un modelo de caja. De acuerdo con los modelos de caja, la concentración que surge de la emisión de una fuente de área uniforme, en el i-ésimo segmento anular está definida por la ecuación (4.17) (Ludwig & Kealoha, 1975).

(4.17)

Donde,

h: Profundidad de la capa dentro de la cual se mezclan los contaminantes.

Cuando se usa un modelo de caja las concentraciones son independientes de la estabilidad (Stein & Toselli, 1996 y Ludwig & Kealoha, 1975). El punto de transición entre las formulaciones gaussianas y de caja, corresponde al punto en que ambos a partir de un formulación lineal den las mismas concentraciones. Aplicando este criterio, se plantea una distancia de transición rT.

(4.18)

ijb

ijT a

r/1

8.0

=

iii

i Quh

rrC

−= +1


35

dittdi QPQ ,,, =

El modelo que define la concentración que resulta de la emisión para todos los segmentos vientos arriba está dado por:

(4.19)

La transición de la formulación gaussiana a la de caja, ocurre a rt en el n-ésimo segmento.

La ecuación (4.19) puede simplificarse si se tiene en cuenta la ventaja del número finito de las categorías de las estabilidades atmosféricas y se introduce categorías de profundidad de mezclas y de dirección del viento. Además si se expresan las emisiones de los diferentes segmentos como el producto de un factor dependiente del tiempo y de un factor independiente del tiempo (ver ecuación 4.20):

(4.20)

Donde,

Qi,d,t: Emisión dentro del i-ésimo segmento, en la d-ésima dirección para la t-ésima hora

Qi,d: Emisión promedia diaria dentro del i-ésimo segmento, en la dirección d-ésima.

Pt: Factor que representa la intensidad de la emisión para la t-ésima hora.

Si se introducen las categorías de profundidad de altura mezcla, el modelo se simplifica (ecuación (15)), .

(4.21)

Donde:

(X/Q)i,j,m: Relación de la concentración recibida por el i-ésimo segmento y de la emisión del mismo segmento (a velocidad de viento unitaria).

−

+

−+

−−

+

−−

= +

+=

Τ+−−

Τ−−

+−

=∑∑ h

rrQ

hrr

barr

Qbarr

Qu

C ii

Nii

N

NjNj

bN

b

Nijij

bi

bi

N

ii

NjNjijij

19

1

11111

11

1 )1()(8.0

)1()(8.01

∑=

=

9

1 ,,i mji

t

QX

uP

C


36

Los valores para σz´s encontrados por Johnson et al. (1971; Ludwig & Kealoha, 1975) se utilizaron para derivar los valores de (X/Q)i,j,m.

Como resultado de la formulación realizada de las ecuaciones (4.14) a la (4.21), y las simplificaciones hechas para obtener la ecuación (4.22) y (4.23), se tiene que la contribución de la concentración debida al tráfico de la calle es proporcional a la emisión e inversamente proporcional a la velocidad del viento a nivel del techo (Berkowicz et al., 1997), las ecuaciones del modelo se plantean para dos segmentos vientos arriba (Vardoulakis et al., 2002).

CASO 1: Dirección del viento a nivel del techo considerando un ángulo de 60° a ambos lados del eje perpendicular al SC (ver Figura 4.7 a).

Cuando el viento sopla en estas direcciones, dependiendo su velocidad, desarrolla una circulación helicoidal en el interior del SC, conocida como “vórtice”, en el cual los contaminantes emitidos por el tráfico son transportados hacia el lado resguardado del viento o sotavento (sitio 2), mientras que el lado expuesto por el viento o barlovento (sitio 1) está influenciado principalmente por la concentración base es decir la que no es emitida directamente por el tráfico de la calle (ver Figura 4.7 b).

Figura 4.7 Esquema explicativo. Viento perpendical (Caso 1). Modelo STREET.

El modelo STREET predice concentraciones más altas en el sotavento que en el barlovento. Se tiene entonces que la concentración de un contaminante varía según la ubicación del receptor, por tanto se tienen las siguientes ecuaciones (Berkowicz et al., 1997):

60°

2 1 W

Edificios

Edificios

(a)

W

(b)

Viento

Viento


37

LADO SOTAVENTO

(4.22)

LADO BARLOVENTO

(4.23)

En las ecuaciones (4.22) y (4.23), se tiene:

Cs : Concentración del contaminante en el SC (lado sotavento)

Cb : Concentración del contaminante en el SC (lado barlovento)

H: Profundidad de la calle cañón (m)

ho: Valor para mezcla inicial de contaminantes (ho.2 m)

W: Ancho del cañón (m)

Qi: Tasa de emisión del i-ésimo carril (g/m/s)

u : Velocidad del viento a nivel del techo del cañón (m/s)

us: Parámetro que incluye el movimiento del aire mecánicamente inducido por el tráfico.

Xi, zi: Son la distancia horizontal y vertical desde el i-ésimo carril del tráfico al punto receptor.

k: Constante empírica adimensional determinada (K.7)

CASO 2: Dirección del viento a nivel del techo considerando un ángulo de 30° a ambos lados del eje paralelo del SC.

Este caso corresponde a las direcciones del viento a nivel de techo que no cubre el CASO 1 (mostrado en la Figura 4.7 a). La concentración del contaminante a modelar bajo estas condiciones es considerada como el valor promedio de lo calculado en las ecuaciones (4.22) y (4.23) (Ludwig & Kealoha,

]h+)z+x[(Q

u+K

= co

2/122i

i

is ∑

su

WQ

HzH-

)(u+K = c i

i∑

sb u


38

1975). Es decir cuando la dirección del viento es tal que ni la condición barlovento ni sotavento es apropiada, entonces se calcula una concentración promedia de los resultados de ambas ecuaciones.


39

5. MATERIALES Y MÉTODOS DE LA CAMPAÑA DE MEDICIÓN

Para desarrollar la metodología seleccionada para la estimación de los factores de emisión de las fuentes móviles vehiculares de la ciudad de Bogotá “aplicación inversa de un modelo de dispersión de contaminantes atmosféricos en un ambiente urbano”, se desarrolló una campaña de medición que comprendió el monitoreo de las concentraciones de contaminantes atmosféricos, parámetros meteorológicos y de comportamiento del tráfico en un cañón urbano de la ciudad de Bogotá y adicionalmente se llevó a cabo un estudio de trazadores con el fin de verificar y validar funcionamiento del modelo de dispersión a emplear.

El desarrollo de la campaña de medición consideró los siguientes aspectos:

- Definición de las características que debía cumplir el sitio donde se llevaría a cabo la medición.

- Selección del sitio de medición.

- Selección de la duración del período de medición y de los contaminantes a medir.

- Definición de técnicas de análisis, tipos de muestra y frecuencias de medición.

- Ubicación de las estaciones de monitoreo en el sitio de medición

- Consecución de equipos.

- Selección de la metodología a usar para la medición del volumen y velocidad del tráfico.

- Ejecución. Mediciones

- Planeación y ejecución del estudio de trazadores

5.1 Sitio de medición.

5.1.1 Selección del sitio


40

Se realizó teniendo en cuenta las características de los sitios de medición usados en estudios de este tipo reportados en la literatura revisada, considerando los siguientes tópicos:

1. Configuración de cañón “SC” (Street Canyon). La calle seleccionada debía estar conformada por edificios de alturas similares a ambos lados, de tal manera que los límites físicos establecidos por este tipo de configuración permitieran establecer un volumen de control, en el cual es posible modelar el efecto de las variables que afectan el nivel de contaminación en su interior. Lo anterior es indispensable para establecer relaciones directas de la contaminación generada por el tráfico y sus emisiones.

2. Dimensiones del SC. Para favorecer las condiciones necesarias del experimento, las dimensiones del SC, es decir el ancho de la calle (W) y la altura de los edificios (H), deben ser tales que se asegure un valor para H/W entre 0.6 y 1.5, para los cuales se ha validado la aplicación de este tipo de experimentos (Kukkonen et al., 2001, Fu et al., 2000, Berkowicz et al., 1997 y Vardoulakis et al., 2002). Se ha encontrado que un valor óptimo para esta relación es 1.

3. Tráfico. Para facilitar los conteos vehiculares, la calle seleccionada debe ser de un sólo sentido con alto volumen de tráfico y por donde circule un parque automotor representativo de la ciudad.

4. Seguridad para personal y equipos. El SC debía estar ubicado en un sector seguro e igualmente debía proveer la disponibilidad de espacios seguros para la instalación temporal de las estaciones de monitoreo.

5.1.2 Localización del proyecto. Cañón urbano seleccionado

Una vez establecidas las características mencionadas en el ítem anterior, se ideó y ejecutó un programa de reconocimiento de la ciudad, el cual comprendió la realización de múltiples recorridos por las calles de la misma en la búsqueda del sitio que mejor se ajustara a los requerimientos descritos.


41

Tabla 5.1 Características de algunos SC´s estudiados en el mundo

Lugar Contaminantes Evaluados H/W

Volumen de tráfico (veh/d)

Fuente

Dinamarca (Copenhague)

CO, NOx, NO, PM-10 0.72 22000 Berkowicz et al.,

1997 Dinamarca

(Copenhague) CO, NOx,NO - 60000 Berkowicz et al., 1997

Dinamarca (Copenhague) CO, NOx, NO 1 20000 Berkowicz et al.,

1997 Dinamarca (Odense) CO, NOx - 25000 Berkowicz, 1997

Alemania (Berlín) CO, NOx - 50000 Berkowicz, 1997

Rusia (San Petersburgo)

NO, NO2, NOx Benceno,

Tolueno, O3, SO2 - - Ziv et al., 2001

Paris (Francia) CO, NOx, VOC, BTX, Aldehidos 0.80 30000 Vardoulakis et

al., 2002 Paris (Francia)

CO, NOx, VOC, BTX, Aldehidos 1.10 23000 Vardoulakis et

al., 2002

Nantes (Francia) CO 1.40 - Bercowikz et al., 1999)

Beijing (China) CO, NOx y SO2 0.60 38000 Fu et al., 2000 Helsinki

(Finlandia) CO y NOx 0.96 26000 Kukkonen et al., 2001

Como resultado de lo anterior, se preseleccionaron algunos puntos de la ciudad donde sería posible la realización del estudio. La selección final dependió de la satisfacción total de las condiciones necesarias para la instalación de las estaciones de monitoreo.

El cañón urbano seleccionado para realizar esta investigación está ubicado en la carrera 7 entre calle 13 y avenida Jiménez de la ciudad de Bogotá. El sitio seleccionado puede apreciarse en la Figura 5.1. En la Tabla 5.2 se presentan algunas de sus características.

El cañón urbano seleccionado está ubicado en la zona centro de la ciudad de Bogotá. Siendo esta una zona comercial de la ciudad, de alto flujo vehicular por donde pasa unparque automotor representativo de la ciudad. La Figura 5.2 muestra un detalle de la zona.


42

Figura 5.1 Foto del SC seleccionado. Carrera 7 entre calle 12 y Av.

Jiménez

Tabla 5.2 Características del SC seleccionado. Carrera 7 entre calle 12 y Av. Jiménez (ver Figura 5.3).

Característica Valor

Altura Promedio de los edificios 35 m

Ancho de la calle (incluye andenes) 23 m

Número de carriles 3 carriles

Sentido de los carriles Suroeste – Noreste

Volumen de tráfico promedio horario (en el período medido)

1417

Orientación de la calle 60 ° (*), 32° (**)

Fuente: esta investigación (*) Medido con brújula durante el mes de diciembre de 2002. Norte magnético (**) Con respecto al norte absoluto. Cartografía de la ciudad.


43

Figura 5.2 Detalle de la zona de estudio. Foto aérea 2002.


44

5.2 Período de medición

Las mediciones se llevaron a cabo entre los días 2 y 23 de diciembre de 2002. Conformando un período de medición de 25 días. La duración de este período se consideró adecuada, teniendo en cuenta el volúmen de vehículos registrado mediante conteos vehiculares llevados a cabo durante la experimentación, que como se verá más adelante, fue bastante significativo.

5.3 Medición de las concentraciones de los contaminantes

5.3.1 Puntos de muestreo. Estaciones de monitoreo

v Altura de las estaciones de monitoreo.

La selección de estas estaciones está basada en los requerimientos del modelo de dispersión que se aplicará para obtener los resultados de esta investigación.

Para llevar a cabo este estudio, se realizó el montaje e instalación de dos estaciones de monitoreo temporales, ubicadas a nivel de la calle y a nivel del techo de los edificios del cañón urbano seleccionado.

Las medidas a nivel de piso representan las concentraciones principalmente influenciadas por el tráfico propio de la calle en estudio, en términos de la metodología de cálculo serían las concentraciones observadas “C” de la ecuación 4.1. La ubicación de la estación a nivel de techo, se hizo basados en la literatura revisada, en la cual, las concentraciones captadas en este nivel, proporcionan la información de la concentración base. v Ubicación de las estaciones de monitoreo con respecto a la

dirección del viento. Tal como se mencionó en el capítulo 4, según la velocidad y dirección del viento a nivel de techo, se presentan gradientes de concentración en el interior del SC, en los lugares denominados barlovento y sotavento. Esto hizo que fuera necesario seleccionar cuidadosamente el costado de la calle adecuado para la ubicación de la estación “piso”. La ubicación de esta estación, dependió básicamente de las velocidades y direcciones de viento esperadas durante la época de mediciones.


45

Lo que se consiguió a partir de un estudio del comportamiento típico de éstas variables para la época de interés. El análisis se realizó usando datos históricos de los años 1997, 1998, 1999 y 2000 de dos estaciones de la red de calidad de aire del DAMA cercanas al sitio del proyecto (Olaya y MMA) (DAMA, 2002).

Como resultado del análisis realizado, se pudo observar la predominancia de bajas velocidades del viento para el mes de diciembre (período de experimentación) en un rango de velocidades promedias entre 0.35 y 0.66 m/s (velocidad máxima 2.6 m/s). Condición bajo la cual, según la literatura revisada, se presenta una menor dependencia entre las concentraciones a nivel de calle y la dirección del viento, recordando lo consignado en el capítulo 4, para las características geometricas del SC estuadiado en esta investigación, relación H/W cercana a 1.5, DePaul & Sheih (1986) encontraron que la velocidad límite para la formación de vórtice es 1.2 m/s, lo que implica que no se esperarían gradientes de concentración en el interior del SC por debajo de este valor.

Atendiendo a todas las explicaciones dadas arriba, las dos estaciones se ubicaron en el costado oriental del SC.

En la Tabla 5.3 se presenta un resumen de las características de la ubicación de las estaciones de monitoreo instaladas para el monitoreo de las concentraciones de los contaminantes en el cañón urbano seleccionado en la ciudad de Bogotá, en la Figura 5.3 se puede ver un esquema del sitio de medición seleccionado y de la ubicación de los puntos de muestreo.

Tabla 5.3 Descripción de las estaciones de monitoreo de las concentraciones de los contaminantes evaluados.

Estación Descripción Altura sobre el piso (m)

Distancia horizontal** (m)

Costado del SC

Piso A nivel de piso 6 ∼ 50 Oriental Techo A nivel de techo 41* ∼ 50 Oriental Fuente: esta investigacion * Se ubicó en una torre ubicada encima del techo de un edificio de 35 m de altura. **Desde el inicio del SC en la dirección del tráfico: sentido SO-NE.


46

Figura 5.3 Esquema del sitio de medición y ubicación de los puntos de medición.

5.3.2 Contaminantes evaluados

Se midieron los contaminantes para los cuales se requieren los FE de la ciudad de Bogotá. Con los resultados de esta investigación se completará el inventario de emisiones preliminar realizado en el marco del proyecto diseño e implementación de un modelo de calidad de aire para Bogotá (UNIANDES, 2002).

Los contaminantes evaluados en esta investigación son: óxidos de nitrógeno (NOx), dióxido de azufre (SO2), monóxido de carbono (CO), partículas menores a 10 micrómetros (PM-10) y compuestos orgánicos volátiles (COV).

5.3.3 Metodologías de análisis, equipos y tipos de muestras

- CO, NOx, SO2

Fueron analizados con equipos de monitoreo continuo que utilizan técnicas de fotometría infrarroja no dispersiva (CO), quimiluminiscencia (NOx) y fluorescencia (SO2).

Estos contaminantes se midieron de manera continua. Los equipos registraban la concentración promedia cada 10 minutos, durante las 24 horas de todos los días del período de medición.

23 m

35 m

15 m

Piso

Techo

Meteorológica

6 m

41 m

2 m


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Finalmente, debido a la metodología de análisis de la información, las concentraciones de estos contaminantes se reportan como promedio horario. Durante el período de medición se supervisó estrictamente, los registros continuos de CO, NOx y SO2, de esta manera se controló la calidad de los datos usados para los cálculos. Así mismo para garantizar buenos resultados, los equipos se calibraron continuamente. En la Figura 5.4 se muestra el montaje de equipos realizado para la estación del piso.

Figura 5.4 Foto del montaje experimental (estación piso)

- COV´s

Para la medición de los COV´s no se contó con equipos de monitoreo continuo. La frecuencia de medición de este contaminante para las estaciones piso y techo, se presenta en la Tabla 5.4, así como también el tipo y el número de muestras tomadas y las jornadas de medición realizadas.

La determinación de las concentraciones de estos contaminantes se hizo mediante cromatografía de gases – detector selectivo de masas. Las muestras se tomaron en bolsas Tedlar de 1 litro de capacidad. Para protegerlas del sol y de los procesos de descomposición, las muestras tomadas fueron cubiertas con papel aluminio, almacenadas a baja temperatura y transportadas rápidamente al laboratorio.


48

La captación de la muestra se realizó mediante bombas de succión que generan vacío (ver Figura 5.5). La característica esencial de éstos equipos, es que el aire entra directamente a la bolsa tedlar. Es conducido por una manguera de siliconada que es inerte a la acción de los COV´s. Dicha bomba está provista por una válvula reguladora del flujo, con la que es posible controlar el tiempo de llenado de la bolsa tedlar.

Tabla 5.4 Frecuencia de medición de COV durante la campaña de medición. Estaciones piso y techo.

Característica Jornada 1 Jornada 2 Fecha de muestreo

11– 12–2002 13– 12–2002

Horas de muestreo

13:00–19:00 7:00–13:00

Tipo de muestra

Integrada Integrada

# de muestras (Estación piso)

6 6

# de muestras (Estación techo)

6 6

Total de # de muestra/jornada 12 12

Figura 5.5 Foto detallada bombas supelco, bolsas tedlar, manguera teflón.


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- PM10

Al igual que para COV´s, no fue posible contar con equipos de monitoreo continuo para PM10. La medición de PM10 se realizó usando un equipo muestreador integrado de alto volumen (ver Figura 5.6).

Debido a que a nivel de calle (estación piso) se esperan altas concentraciones de PM-10, se llevó a cabo un programa de muestreo, basado en la recolección de muestras con períodos de integración entre 6 y 7 horas (ver Tabla 5.5). Como resultado se obtuvo la concentración promedia de PM10 para las horas muestreadas durante el período de integración de la muestra.

La frecuencia de medición de este contaminante para la estación del piso, se presenta en la Tabla 5.5, así como también el tipo y el número de muestras tomadas y las jornadas de medición realizadas.


50

Figura 5.6 Foto equipo muestreador de PM10. High volume Grasseby Andersen.

Tabla 5.5 Frecuencia de medición de PM10 durante la campaña de medición. Estación piso

Característica Jornada 1 Jornada 2 Jornada3 Jornada 4 Fecha de muestreo

18-12-02 19-12-10 20-12-02 23-12-02

Horas de muestreo

11:00-17:00 11:00-18:00 10:00-16:00 6:00-12:00

Tipo de muestra Integrada Integrada Integrada Integrada Período de integración

6 7 6 6

# de muestras (Estación piso)

1 1 1 1

En la Tabla 5.6 se presenta un resumen de las técnicas de análisis y los equipos utilizados en la medición de la concentración de los contaminantes tenidos en cuenta en la fase experimental de la presente investigación. Adicionalmente se documenta el código de la referencia


51

de los métodos EPA equivalente de cada técnica de análisis usada (EPA, 1999).

Tabla 5.6 Contaminantes evaluados, método de referencia EPA, técnicas de análisis y equipo.

Contaminante Método de referencia*

Técnica de Análisis

# equipos usados

Equipo

CO RFCA-0992-088 Fotomotría infraroja no dispersiva

2

Analizador Puntual. Modelo Wedding 1020

NOx RFNA-1194-099 Quimi-luminiscencia 2

Analizador Puntual. Modelo DASIBI 2108

SO2 EQSA-0197-114 Fluorescencia 2 Monitor HORIBA. Modelo APSA 310E

PM10 RFPS-1287-065 Alto volumen 1

Muestreador integrado. High volume PM10 sampler

VOC Microextracción de fase sólida. CG-DSM**

1 Cromatrografo de gases HP6890 series II.

* U.S. EPA Reference & Equivalent Methods for Ambient Air (EPA, 1999). **CG-EM: Cromatografía de gases - detector selectivo de masas.

5.4 Medición de parámetros meteorológicos

Durante período de medición, se midió dirección y velocidad de viento en el punto ubicado a 43 m de la base del SC, 2 m por encima de la estación techo (ver Figura 5.3).Estas mediciones se realizaron usando un anemómetro de copas de dos direcciones. Durante la realización del estudio de trazadores, se tomaron medidas de estos parámetros, a nivel de calle, junto al punto de medición de la estación “piso”.

5.5 Medición del tráfico

Con el fin de conocer las características del tráfico vehicular que circuló por el SC durante el período de medición, se midió el volumen, composición y velocidades del parque automotor.

5.5.1 Volumen de vehículos y composición del tráfico


52

Se programaron jornadas diarias de conteo vehicular cubriendo las horas de mayor intensidad de tráfico, 14 horas durante los días hábiles (6:00 – 20:00) y 7 horas los días sábados (7:00d – 14:00) del período de medición. Los conteos fueron realizados manualmente por personal capacitado y con experiencia previa en esta labor.

Con el objetivo de evaluar la composición del tráfico y de contar con la información detallada del mismo, se realizó el conteo detallado de 8 categorías de tráfico descritas a continuación:

1. Automóviles

2. Taxis

3. Colectivos

4. Busetas

5. Utilitarios

6. Camiones

7. Buses

8. Motocicletas

Se elaboraron formatos para captación de datos. Posterior a un análisis de las características del tráfico. Se organizaron y asignaron de manera óptima grupos de categorías de vehículo a cada operador de conteo.

Los conteos se realizaron de manera continua obteniendo subtotales cada 15 minutos de los volúmenes de cada categoría, posteriormente, esta información se procesó para obtener el volúmen de vehículos propio de cada categoría para cada hora del período de medición. Lo que finalmente se usó para el planeteamiento de las ecuaciones que se derivan a partir de la ecuación 5.3.

5.5.2 Medición de velocidades

Teniendo en cuenta que las emisiones de los vehículos se relacionan con las velocidades de circulacóión de los mismos (EEA, 2002).Se midieron velocidades para las mismas categorías de vehículos del ítem anterior.


53

De esta forma, se obtuvieron velocidades puntuales promedio de circulación de las 8 categorías cada 15 minutos.

Durante el muestreo, se seleccionaban aleatoriamente los vehículos a evaluar, para un tamaño de muestra analizada igual a 3 vehículos de cada categoría cada 15 minutos.

5.5.2.1 Método de medición.

Se midió usando una distancia fija y el tiempo de paso de los vehículos por esta (SETT, 1998). El método usado se describe a continuación:

1. Se pintaron dos líneas en la calle separadas por una longitud de base conocida (ver Figura 5.7).

2. Se seleccionaba aleatoriamente el vehículo a evaluar

3. Se activaba el cronómetro cuando las llantas delanteras de los vehículos pisaban la primera línea de medición.

4. Se paraba el cronómetro cuando las llantas delanteras del vehículo pisaban la segunda línea de medición.

5. Se calculó la velocidad promedio horaria. Longitud de base sobre tiempo. Usando un promedio aritmético de los tiempos de paso registrados para los vehículos de la misma categoría.

Figura 5.7 Foto de línea de inicio marcada en la calle para la medición de velocidades.


54

5.5.2.2 Selección de la longitud de base.

La longitud apropiada de la base para medir velocidades depende principalmente del grado de precisión deseado, la velocidad máxima de los vehículos que se observan y de la apreciación del tiempo de recorrido. Esta apreciación la determina principalmente el instrumento que se use y la pericia del observador. El error de apreciación máximo del tiempo de recorrido de la base es lógicamente la mitad de la apreciación del mismo; es decir, que si la apreciación es de un segundo, el error de apreciación máximo sería de medio segundo, positivo o negativo. Como los errores de apreciación pueden ser por defecto o por exceso, se compensan hasta cierto punto (SETT, 2002). la longitud de la base se puede determinar matemáticamente a partir del error de apreciación que se produciría en la velocidad. La ecuación que representa esto es: (5.1)

donde: L = longitud de la base (m)

a = apreciación del tiempo de recorrido (s)

V = velocidad puntual media esperada (km/h).

k = error máximo tolerable de la velocidad como proporción de ésta.

n = número de observaciones

En la Tabla 5.7 se presentan diferentes valores reportados por SETT (2002) para la longitud de base, resultantes de la aplicación de la ecuación 5.1 para un rango de velocidades puntuales esperadas.

LaV k n

k n=

−( )

.

1

7 2


55

Tabla 5.7 Longitudes de base para diferentes velocidades esperadas

Velocidad (km/h) 30 40 50 60 70 80 90 100

Longitud de base (m) 25 30 40 45 50 60 70 80

Fuente: SETT (1998). Asumiendo: a = 1 sg, k = 2 / V, y n = 60

Para la calle en estudio se esperaban velocidades máximas de 70 km/h. Se seleccionó una longitud de base de 50 m.

La selección de la longitud de base se considera adecuada en cuanto los resultados de las mediciones revelaron velocidades máximas cercanas a 60 km/h.

5.5.3 Calibración de las mediciones de tráfico

Para normalizar los tipos de vehículos incluidos en cada categoría, el 29 de noviembre de 2002, se desarrolló una jornada de calibración de la operación de conteo. Se definieron los tipos de vehículos que serían incluidos en cada categoría y se verificaron los métodos tanto de conteo como de medición de velocidades. Para eliminar la subjetividad de cada operador, se realizó una jornada particular, en la cual varios operadores de conteo se encargaron de las mismas categorías, la subjetividad pierde importancia, cuando los resultados medidos para cada categoría fueran los mismos independientemente del personal encargado para hacerlo.

5.6 Experimento de trazadores Se desarrolló con el fin de evaluar la dispersión en el interior del cañón y el funcionamiento de los diferentes modelos de dispersión. Finalmente sus resultados se usaron para calibrar el modelo seleccionado en esta investigación. En la Tabla 5.8 se presentan las características del estudio realizado.


56

Tabla 5.8 Características generales del estudio

Característica Descripción Fecha de realización 18-12-02 Hora de inicio de liberación del gas 8:00 Gas trazador SF6 Tipo de emisión Continua Duración de la emisión 2 horas # Puntos de toma de muestra 2 Ubicación puntos de medición Ver Figura 5.3* Frecuencia de recolección de muestra 1 muestra/30 minutos # de muestras recolectadas 4 Dispositivo de recolección de muestras Bolsas tedlar Técnica de análisis Cromatografía de gases-Detector de captura

de electrones Otras Medición de viento a nivel de calle (estación

“piso”) *Las muestras se recolectaron en el mismo punto de captación de muestras de las estaciones “piso” y “techo”.

5.6.1 Gas trazador

Se usó SF6 como gas trazador con un grado de pureza de 99.9%. Entre las características de este gas, se cuentan que es incoloro, inodoro, no inflamable, no corrosivo.

El uso de este gas inerte como trazador para evaluar la dispersión a microescala de los contaminantes atmosféricos ha sido ampliamente reportado (Hwa et al., 2002; Bächlin et al., SF; Pierson et al., 1996 y Zoumakis, 1995).

5.6.2 Sistema de emisión

Según Meroney et al. (1996) y Bächlin et al., SF, la emisión del tráfico en una calle puede simularse con una línea de puntos de emisión con muy poca separación, lo cual, representaría una fuente lineal continua, que resulta de la mezcla de la ubicación espacial de los tubos de escape de los vehículos en la calle.

En esta investigación se diseñó un sistema de emisión lineal continuo, constituido por una manguera de polietileno de baja densidad perforada con orificios de 1mm de diámetro cada 50 cm de manguera. En la investigación desarrollada por


57

Bächlin et al., SF, la perforación de la fuente lineal fue de orificios de 0.35 mm de diámetro por cada 0.4 m de longitud.

Con el fin de tener certeza en la emisión de SF6, el sistema de emisión estuvo provisto por un controlador de flujo que además mantuvo la emisión constante durante el período de liberación del gas. Por otro lado el diseño de este sistema debía permitir una emisión uniforme del trazador, esta condición se consiguió realizando los cálculo propuestos por Miller (S.F).

Los componentes del sistema y sus dimensiones pueden verse en la Figura 5.8.

Para el diseño de fuentes lineales de emisión, los gases de escape se asumen como un flujo de gas neutralmente boyante. El gas de escape caliente es inicialmente boyante, pero; la aceleración inducida por fuerzas boyantes usualmente es pequeña comparada con la turbulencia inducida por el tráfico (Meroney et al., 1996).

Con la emisión conocida y la concentración captada en los puntos de muestreo durante la jornada de medición del trazador, se consiguió verificar el desempeño de diferentes modelos de dispersión en el SC evaluado en esta investigación.

Figura 5.8 Esquema del montaje experimental del sistema de emisión lineal y continuo del gas trazador (SF6).

Durante la ejecución de este estudio se verificó continuamente la presión en el manómetro del sistema (ver Figura 5.9), la cual durante


58

todo el experimento fue cero. La fuente lineal que simula el tráfico no debe sacar el gas a presión (Meroney et al., 1996)

5.6.2 Tasa de emisión

Durante la fase de planeación de este experimento se seleccionaron los rangos de la tasa de emisión de SF6 que originaban niveles de concentración en el aire, detectables por el método analítico utilizado (ver sección 5.5.3). La sensibilidad de la técnica de laboratorio usada para esto permite determinar concentraciones de SF6 en el rango de ppb.

Para lo anterior se simularon las condiciones esperadas durante el experimento usando los modelos de dispersión STREET y OSPM.

Los parámetros meteorológicos, la información de tráfico y la información adicional requerida para esta simulación, se adoptó del análisis histórico de los registros meteorológicos de los años 1997, 1998, 1999 y 2000 (DAMA, 2002), de conteos realizados en dicha calle en el año 2001 por la secretaría de trásito y transporte de la ciudad y de medidas directas respectivamente.

Adicionalmente, se consideraron varios escenarios, especialmente los críticos, que en este caso corresponden a altas velocidades del viento y direcciones del viento perpendiculares al eje del SC.

Como resultado de esto, en la práctica se logró una emisión de 1.217 x 10-3 gm-1s-1 que efectivamente arrojó concentraciones de SF6 en los puntos monitoreados en el rango esperado.

5.6.3 Técnica de análisis

El análisis se realizó en el cromatógrafo de gases HP5890 Series II, dotado con un puerto de inyección split/splitless, una columna SPB-1701 de 30m x 0.25mm (diámetro interno) x 0.25µm (espesor de la fase estacionaria) y un detector de captura de electrones (63Ni).

Se realizó la estandarización del método con un patrón de 10.000 ppm. A partir de diluciones múltiples, fue posible alcanzar un nivel de detección de concentraciones de SF6 en el rango de ppb.


59

5.7 Metodología de cálculo de la aplicación inversa de modelos de dispersión usada en esta investigación

La variable Q de la ecuación (4.1), se puede escribir así:

Tveh qNQ ⋅= (5.1)

Donde, Nveh= Número total de vehículos por hora

qT= Factor de emisión promedio de todos los vehículos que pasaron en el tiempo evaluado.

Entonces se define una nueva relación:

bT CqeloFC +⋅= )(mod (5.2)

Donde,

F(modelo) = Producto de dos variables C(modelo) y Nveh.

Por ejemplo en el caso de CO, si se hace una gráfica de dispersión de la concentración observada de CO vs. F(modelo), la pendiente de la línea que representa el mejor ajuste de los datos, sería el factor de emisión qT y el intercepto con el eje “y” sería la concentración base.

5.7.1 Cálculo de factores de emisión

Para obtener los factores de emisión para varias categorías, se sabe que la emisión Q dada por la ecuación (4.3) representa la suma de las emisiones individuales de cada categoría de vehículos. En el caso de esta investigación se trabajó para dos categorías: vehículos livianos y vehículos pesados. Entonces las relaciones matemáticas serían:

ppvehLLvehpL qNqNQQQ ⋅+⋅=+= ,, (5.3)

Donde

QL= Emisión proveniente de los vehículos livianos,

Qp= Emisión proveniente de vehículos pesados,

Nveh, L= Número de vehículos livianos,


60

Nveh, p= Número de vehículos pesados,

qL= Factor de emisión de vehículos livianos

qp= Factor de emisión de vehículos pesados.

Desarrollando la ecuación (5.3) para varios períodos de tiempo se tendrán tantas ecuaciones como períodos de tiempo, en este caso con al menos dos ecuaciones linealmente independientes se obtendrían los factores de emisión para las dos categorías de interés. Los períodos de tiempo están conformados por grupos de 1, 2 y 3 horas.

El objetivo de las agrupaciones realizadas es contar con un número considerable de ecuaciones que describan las relaciones entre los factores de emisión y el volúmen de tráfico. Lo que se busca con esta metodología de cálculo, es reproducir los resultados obtenidos, confirmado que la solución de cualquier pareja de ecuaciones arroje los mismos resultados.

En este informe se presentan los valores medios con las respectivas desviaciones estándar de las soluciones encontradas resolviendo para muchos pares de ecuaciones.

Tal como se explicó en la sección 4.1, Palmgren et al. (1999) propone el planteamiento de la ecuación (5.3) para cada hora del día. Para las condiciones de esta investigación se tendría un máximo de 14 ecuaciones, correspondientes a las 14 horas durante las cuales se realizaron los conteos vehiculares.

La ecuación (5.3) podría plantearse para un número mayor de incógnitas, la condición para el éxito en la solución de las ecuaciones, es que los vehículos de las distintas categorías tengan una variación diurna diferente en el flujo del tráfico. En este caso se contó con una covariación significativa del tráfico que hizo necesario trabajar con las dos categorías mencionadas, comprobando la aplicación del método para las mismas. Esta limitación del método de cálculo fue reportada ateriormente por Ziv et al. (2001) y Palmgren et al. (1999).


61

6. RESULTADOS Y ANÁLISIS

En este capítulo se presentan y analizan los resultados del procesamiento de la información obtenida en la fase experimental de esta investigación.

El desarrollo de este capítulo inicia con la descripción de las características del parque automotor evaluado, continúa con la evaluación del comportamiento de los parámetros meteorológicos y de las concentraciones de los contaminantes tenidos en cuenta, seguido a esto se reportan y analizan los resultados del estudio de trazadores, se presenta la selección del modelo de dispersión de contaminantes atmosféricos y el análisis de las condiciones propias de este, se valida el modelo de dispersión seleccionado, finalmente se consignan los resultados obtenidos, los cuales comprenden los factores de emisión promedios de las fuentes móviles vehiculares de la ciudad de Bogotá para vehículos livianos, vehículos pesados y todos los vehículos

6.1 Tráfico

6.1.1 Volúmenes de tráfico

Uno de los aspectos más importantes en la estimación de los FE, es el tamaño de la muestra de vehículos a evaluar y su representatividad del parque automotor de la ciudad. Los resultados de las mediciones de tráfico realizadas en esta investigación muestran que durante el período de medición se registró un volumen promedio de 1.417 vehículos por hora (ver Figura 6.1), 17.622 vehículos durante la jornada de medición (14 horas) y un total de 359.000 vehículos registrados en todo el período de medición (ver Figura 6.2), los cuales equivalen a aproximadamente el 40 % del parque automotor estimado de la ciudad de Bogotá.

El volumen de vehículo tenido en cuenta mediante el uso de la metodología seleccionada en esta investigación, es bastante significativo, considerando las cantidades de vehículos que se evalúan generalmente mediante el uso de metodologías de medición directa. Como ya se mencionó, en el caso de las pruebas dinamométricas, es posible evaluar entre el 1% y 2% del parque automotor en el mejor de los casos (ver sección 2.1.1), teniendo en cuenta que este tipo de


62

pruebas se relaciona altamente con el costo y el tiempo requerido para las evaluaciones (Urrutia y Corvalán, 2001).

Figura 6.1 Variación horaria de la composición del parque automotor que circuló por la calle estudiada durante el período de medición (fuente: esta investigación).

Figura 6.2 Variación diaria de la composición del parque automotor que circuló por la calle estudiada durante el período de medición (fuente: esta investigación).

0

5000

10000

15000

20000

25000

Lu Ma Mi Ju Vi Sa Lu Ma Mi Ju Vi Sa Lu Ma Mi Ju Vi Sa Lu

Día de la semana

Volu

men

de v

eh

ícu

los

Promedio= 17.622 vehículos

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20

Hora de muestreo

Vol

um

en d

e ve

híc

ulo

s Promedio =1417 vehículos


63

6.1.2 Composición del tráfico

Como se verá más adelante, en el desarrollo de esta investigación fue necesario agrupar las 8 categorías medidas en la fase experimental de este proyecto en dos grupos, vehículos livianos y vehículos pesados, para los cuales fue posible estimar los FE.

La agregación de las categorías en vehículos livianos y pesados se fundamenta en el comportamiento casi constante de las contribuciones de cada una de las categorías agregadas.

La Figura 6.3 muestra la composición del tráfico que se presentó durante el período de medición, nótese que la mayor parte del parque automotor evaluado(98.5 %) correspondió a vehículos livianos, frente a un bajo porcentaje de vehículos pesados (1.5%). Así mismo, que los vehículos livianos estuvieron conformados principalmente por taxis y automóviles particulares, mientras que los vehículos pesados son en su mayor parte camiones.

Figura 6.3 Composición de vehículos livianos y pesados del parque automotor registrado durante la campaña de medición.

La composición del parque automotor evaluado se considera representativo de la ciudad, esto, debido a las características de la zona

98.5

1.5

Livianos Pesados

Vehículos livianos

40.8

11.4

36.2

8.41.4 1.7

Automóvil

Taxi

Colectivo

Buseta

Utilitario

Motocicleta

Vehículos pesados

24.0

76.0

Bus

Camión


64

de estudio como lo son, su ubicación y las actividades que predominan en ella. En este punto, es preciso aclarar que no se conoce con precisión las características del parque automotor de Bogotá, pues un gran porcentaje de los vehículos que circulan en la ciudad han sido registrados en otros municipios del departamento de Cundinamarca y no en la secretaría de tránsito y transportes de la ciudad, lo que dificulta su identificación, sin embargo, en la Figura 6.4 se presenta una comparación de la composición de los vehículos que circularon por el SC estudiado durante el período de medición y los registrados en la secretaría de tránsito y transporte de la ciudad. En la figura, se puede ver que las proporciones de ambos grupos: livianos y pesados, son similares.

Figura 6.4 Composición del tráfico evaluado en esta investigación y composición del tráfico según registros del SETT (2002).

6.1.3 Velocidad del tráfico

Según EEA (2002), las emisiones de los vehículos están relacionadas con las velocidades de circulación. En la Figura 6.5 se puede ver que durante el período de medición la velocidad del tráfico que transitó por el SC fue menor que 60 km/h, siendo el 90% de las veces menor que 45 km/h. Para una velocidad de circulación promedio del tráfico de 30

98.5

1.5

95.0

5.0

0

20

40

60

80

100

120

1 2

Campaña de medición SC SETT


65

km/h. En la Figura 6.6 se puede ver que en promedio, los vehículos pesados tuvieron siempre menores velocidades que los vehículos livianos, y que la velocidad de tráfico promedio de la vía estuvo controlada por la velocidad de circulación de los vehículos livianos. Los resultados de esta investigación son característicos de esta situación.

Figura 6.5 Frecuencia acumulada de la velocidad promedio de los vehículos durante el período de medición del tráfico.

Figura 6.6 Variación horaria de la velocidad promedio de los vehículos (Promedio de todo el período de medición).

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1.0

5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55

Velocidad (km/h)

Fre

cu

en

cia

acu

ma

lad

a

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

Hora

Vel

oci

dad

(km

/h)

Livianos Pesados Totales


66

6.2 Meteorología

Tal como se expresó en la sección 4.2.1, los parámetros meteorológicos tales como la velocidad y la dirección del viento influyen directamente en el patrón de dispersión de los contaminantes en el interior del SC. Tal como se muestra en las Figuras 6.7 y 6.8, durante el período de medición predominaron condiciones de bajas velocidades y dirección de viento paralelo al eje del SC. Durante aproximadamente el 90% de las veces la velocidad del viento a nivel de techo menor que 1 m/s. Condición bajo la cual disminuye la dependencia de la dirección del viento sobre las concentraciones en el interior del SC, al mismo tiempo que cobra importancia el fenómeno de la turbulencia inducida por el tráfico como mecanismo de dispersión (ver sección 4.2.1).

Figura 6.7 Frecuencia acumulada de la velocidad del viento a nivel de techo registrada durante la campaña de medición de SC

6.3 Concentraciones

En la Tabla 6.1 se presentan los resultados de algunos análisis estadísticos generales de las concentraciones promedio horarias de los contaminantes medidos a nivel de calle y a nivel de techo, adicionalmente se presenta la relación entre las magnitudes de las concentraciones en ambos puntos de medición. Un análisis de las concentraciones registradas durante el período de medición tanto a nivel de calle como a nivel de techo reveló, que sus magnitudes estuvieron dentro de los estándares establecidos por la

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

0.1

0.3

0.5

0.7

0.9

1.1

1.3

1.5

1.7

1.9

2.1

2.3

2.5

2.7

2.9

velocidad del viento a nivel de techo (m/s)

Fre

cu

en

cia

acu

mu

lad

a(%

)


67

autoridad ambiental local DAMA (Departamento Técnico Administrativo del Medio Ambiente), en la resolución 391 de 2001.

Figura 6.8 Dirección de viento registrada durante el período de medición en la estación ubicada a nivel de techo (41 m sobre el piso).

Tabla 6.1 Características estadísticas de los datos observados

Contaminante

Media Desviación estándar

Mínimo Máximo N

Piso CO (ppb) 2341 2130 7 11598 659 NOX (ppb) 79 50 4 289.0 606 SO2 (ppb) 11 7 1,5 39.5 676 COV (µg/m3) 958 1060 144 2981 7 PM10 (µg/m3)

86 5 82 91 3

Techo CO (ppb) 725 1081 0.7 8691.2 660 NOx(ppb) 36 27 1.5 141.5 225 SO2 (ppb) 9 6 0.2 36.8 654 COV (µg/m3) 252 410 0 1095 8

Relación concentraciones piso: techo CO 45.8 190.7 0.1 3809.3 642 NOX 4.6 6.0 1.0 59.0 215 SO2 1.8 2.3 0.3 25.0 639 COV 255.7 666.0 0.0 1767.3 7

0

60

120

180

240

300

360

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24

Hora del día

Dir

ecció

n d

el

vie

nto

(°)

Viento perpendicular al eje del SC (120-180°: sotavento, 300-360°:Barlovento) Viento paralelo al eje del SC


68

En la Tabla 6.1 también se puede ver que hay una diferencia notoria entre las magnitudes de las concentraciones medidas a nivel de calle (estación piso) y a nivel de techo. En el caso del CO, la concentración registrada en la estación piso llegó a ser en promedio casi 46 veces la registrada en el techo, resultado que se considera importante, si se tiene en cuenta que, debido a políticas generales en cuanto a la ubicación de estaciones de monitoreo de calidad de aire, las estaciones de la ciudad de Bogotá, no están registrando el comportamiento de los contaminantes a alturas respirables en puntos directamente influenciados por las fuentes.

El comportamiento horario de los contaminantes medidos fue afectado por la variación de la velocidad del viento a nivel de techo y del flujo del tráfico. En las Figura 6.7 a 6.10, se muestra el comportamiento del CO, NOx, SO2 y PM10 en términos de la concentración promedia horaria de todo el período de medición. En éstas se puede ver, que tal como se esperaba, las concentraciones a nivel de calle siguieron el mismo patrón de comportamiento del tráfico y el comportamiento inverso de la velocidad del viento, confirmando así que están influenciadas directamente por el tráfico (Zoumakis, 1995).

En las Figuras 6.7 a 6.9, se puede notar que las concentraciones registradas a nivel de techo, siguen un comportamiento parecido a las de nivel de calle, mas no igual, lo que probablemente se debió a que la condición de baja velocidad del viento, propició fenómenos de difusión vertical que pudieron llegar a ser significativos y que hicieron que las concentraciones en el techo fueran influenciadas alguna manera por las emisiones de contaminantes provenientes del tráfico del SC (Berkowicz. pers. comm), aunado a que bajo esta condición, las concentraciones observadas a nivel de techo (que están influenciadas por el tráfico) presentan una influencia más significativa de la concentración base urbana y del transporte advectivo, que a nivel de calle donde estas influencias son mucho menores (Kourtidis et al., 2002).

El efecto combinado de lo anteriormente expuesto, hace que durante las situaciones de más bajas velocidades de viento, como es el caso de las horas 8 a 9 (Figuras 6.7 a 6.9) las concentraciones a nivel de techo manifiesten un efecto de dilución que no se refleja en las concentraciones a nivel de calle, siendo las últimas siempre mayores.


69

En el caso del comportamiento de los compuestos orgánicos volátiles COVs presentado en la Figura 6.11, puede verse que no tiene un patrón definido en relación al tráfico y a la velocidad del viento a nivel de techo, lo que puede deberse a la influencia significativa de otra variable no cuantificada en durante esta experimentación. Los COVs son contaminantes emitidos principalmente por el tráfico (Muezzinoglu et al., 2001 y Kourtidis et al., 2002), su emisión se encuentra altamente relacionada con la temperatura del ambiente, la cual, influye en la eficiencia de los procesos de combustión y en la volatilidad del combustible (Kourtidis et al., 2002).

Solamente 4 eventos de las mediciones de COVs (los señalados en la figura) siguieron el comportamiento de los demás contaminantes, se asume que en estos casos fue mucho menos significativa la influencia de aquellas variables diferentes a la velocidad del viento y del tráfico.

Figura 6.7 Variación horaria de las concentraciones promedias de CO durante el período de medición.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000

8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20

Hora del día

Co

nce

ntr

aci

ón

CO

(p

pb

)

0

500

1000

1500

2000

2500

Vo

lum

en

de t

ráfi

co

CO Piso

CO techo

Volumen tráfico

VV (m/s)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

Velocidad viento


70

Figura 6.8 Variación horaria de las concentraciones promedias de NOx durante el período de medición.

Figura 6.9 Variación horaria de las concentraciones promedias de SO2 durante el período de medición.

0

6

12

18

24

30

8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20

Hora

Co

nce

ntr

ació

n S

O2

(p

pb

)

0

500

1000

1500

2000

2500

Vo

lúm

en

de

trá

fico

SO2 piso

SO2 techo

Volumen de trafico

VV (m/s)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

Velocidad viento

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20

Hora

Co

nce

ntr

ació

n N

Ox

(p

pb

)

0

500

1000

1500

2000

2500

Vo

lúm

en

de

trá

fico

NOx piso

NOx techo

Volumen tráfico

VV (m/s)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

Velocidad viento


71

Figura 6.10 Variación horaria de las concentraciones promedias de PM10 durante el período de medición.

Figura 6.11 Variación horaria de las concentraciones promedias de COV

durante el período de medición.

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19Hora

0

500

1000

1500

2000

2500VOC techo

VOC piso

Volumen tráfico

VV (m/s)

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

1.2

1.4

1.6

Velocidad viento

76

78

80

82

84

86

88

90

92

94

1 2 3 4jornada de medición

PM

10 (

g/m

3)

1150

1200

1250

1300

1350

1400

1450

1500

1550

1600

Vo

lúm

en

de

trá

fico

PM10 piso

Volumen tráfico

VV (m/s)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

Velocidad viento


72

6.4 Modelo de dispersión

6.4.1 Resultados del estudio de trazadores En la Figura 6.12 se muestran los resultados del estudio de trazadores, en ésta se puede ver que durante el experimento predominó la condición de calma, siendo la velocidad del viento en el interior del SC siempre igual a cero, dado que con esta condición se anuló totalmente el componente advectivo causado por la velocidad del viento, se puede establecer, que la condición presentada obedece a condiciones de dispersión causadas esencialmente por otros fenómenos, el de mayor importancia, la turbulencia inducida por el tráfico. Es importante mencionar, que el aire urbano de la ciudad de Bogotá no contiene SF6 por tanto las concentraciones de este contaminante en el punto de medición a nivel de techo, obedecen claramente a la influencia directa de la emisión lineal a nivel de calle, confirmando la existencia de fenómenos de transporte vertical efectivos a condiciones de bajas velocidades de viento a nivel de techo. Nótese que el comportamiento de las concentraciones a nivel de techo siguen el mismo patrón descrito para las concentraciones de CO, NOx y SO2 durante las horas 8 y 9 en las que se presentan las menores velocidades de viento, pues el estudio de trazadores se realizó durante las mismas horas y contó igualmente con bajas velocidades de tiempo, confirmando que todas estas situaciones están influenciadas por una emisión en el interior del SC.

Figura 6.14 Resultados del estudio de trazadores. Variación de la concentración de SF6 y velocidades de viento.

0

50

100

150

200

250

300

8:00 8:30 9:00 9:30 10:00

Hora

Con

cen

traci

ón

SF6

(p

pb

)

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

0.30

Velo

cidad d

el vie

nto

(m

/s)

Piso Techo VV piso VV techo


73

6.4.2 Selección del modelo de dispersión

A partir de un estudio de las condiciones propias de la presente investigación (geometría de la calle, condiciones meteorológicas y comportamiento de los contaminantes),tal como se explica en la sección 4.2, se preseleccionaron 3 modelos de dispersión: Modelo de Caja (Coppalle & Abart, 2001), OSPM (Berkowicz et al., 1997) y STREET (Ludwig & Kealoha, 1975), cuyos resultados han sido satisfactorios modelando estas situaciones. De esta manera se verificó su funcionamiento para los eventos de emisión conocida presentados durante el estudio de trazadores. Los resultados de esta simulación se muestran en la Figura 6.13.

Figura 6.15 Resultados de la modelación de los dos eventos del estudio de trazadores usando tres (3) modelos de dispersión.

En la Figura 6.13 se puede ver que el modelo de caja arrojó concentraciones mucho menores que las observadas. Una verificación adicional de su funcionamiento, se realizó mediante el análisis de la sensibilidad de sus parámetros, con el cual se encontró que usando los rangos recomendados para los dos parámetros, éste no alcanzaba a reproducir valores en el orden de magnitud de las concentraciones observadas.

Por otro lado, los modelos OSPM y STREET simularon las concentraciones de SF6 en el rango observado y de manera similar. A partir de un análisis de las soluciones particulares de los modelos

0

50

100

150

200

250

300

8:30 9:30

Hora

SF6

(p

pb

)

Observado Modelo STREET Modelo OSPM Modelo de caja


74

descritas en las ecuaciones 4.11 y 4.22, se puede ver que ambos modelan la contribución de manera similar, en cuanto a las dependencias de la velocidad del viento y la distancia de la fuente, siendo la diferencia, los coeficientes de proporcionalidad, entonces se puede decir, que ambas ecuaciones representan la contribución de una pluma de contaminantes que viaja con una velocidad de escala que intenta ser la velocidad del viento a nivel de calle (en el caso del modelo STREET dada por “u+us” y en el caso del modelo OSPM “ub”), la cual tiene una dispersión vertical a una distancia X de la pluma que se modela con el parámetro sz = h0 + (sw/ub)x.

El análisis de las características de ambos modelos también mostró que el modelo OSPM involucra una contribución adicional a la concentración total en el interior del SC, que se relaciona con la recirculación que se presenta cuando las velocidades del viento son altas y se forma el vórtice (ver ecuaciones 4.4 y 4.13), lo que resulta irrelevante para las condiciones propias de esta investigación (bajas velocidades de viento).

Por otro lado, se encontró que el modelo OSPM presenta una parametrización adicional relacionada con la turbulencia inducida por el tráfico (ver ecuación 4.7), que el modelo STREET tiene incluida en uno de sus parámetros establecidos (us= 0.5 m/s, ver ecuaciones 4.22 y 4.23). Como se mencionó anteriormente a condiciones de bajas velocidades de viento este aspecto cobra mucha importancia, razón por la cual, se realizó una evaluación de la magnitud propuesta para el parámetro us del modelo STREET, estimando la turbulencia inducida por el tráfico haciendo uso de la ecuación propuesta para este parámetro por el modelo OSPM (usando las ecuaciones 4.7 – 4.10). Los resultados de esta verificación mostraron que el parámetro us del modelo STREET incluye en su magnitud, el valor de la turbulencia inducida por el tráfico, para todos los casos presentados en esta investigación siendo el valor recomendado de 0.5 m/s, aceptable para las condiciones de esta investigación.

Como conclusión, resulta más conveniente la adopción del modelo STREET, considerando que reproduce adecuadamente las condiciones de esta investigación y que arroja resultados similares a los del OSPM que presenta una mayor parametrización. Adicionalmente el número de parámetros del modelo STREET, hace posible su validación mediante el uso de los resultados del estudio de trazadores.


75

Debido a lo anterior, en esta investigación se presenta la aplicación inversa del modelo STREET para la estimación de los FE de la manera propuesta en esta investigación. Las formulaciones del modelo STREET y los resultados de su aplicación, se describieron detalladamente en las secciones 4.2.3 y 4.3 respectivamente.

6.4.3 Calibración del modelo STREET SRI

Como se puede ver en el capítulo 4, el modelo STREET es un modelo empírico que relaciona variables meteorológicas, variables de tráfico, de la geometría de la calle y de la dispersión. las ecuaciones 4.22 y 4.23 corresponden a las usadas en esta investigación, en estas se puede ver que el modelo STREET fija tres parámetros que son: K =7, us= 0.5 m/s y ho = 2 m. Con los resultados del estudio de trazadores se calibró el parámetro K para las condiciones propias de este experimento. Para los otros dos parámetros se fijaron los valores establecidos por el modelo. En el caso de us esto se debió a las razones explicadas en la sección anterior y para el caso de ho a que el valor asumido de 2 m, ha sido ampliamente ratificado en otras experimentaciones y es el usado generalmente en la formulación de los modelos de dispersión a esta escala (Ketzel et al.,1999).

En la Figura 6.14 y 6.15 se presentan en orden, el procedimiento seguido para la calibración de K y los resultados del modelo calibrado versus los valores observados. Nótese que el valor encontrado para K fue de 6.3861 el cual es muy cercano al valor de 7 reportado por Ludwig & Kealoha (1975) que fue obtenido a partir de la realización de múltiples experimentaciones, lo que confirma la aplicabilidad del modelo en esta investigación.


76

Figura 6.16 Calibración del Modelo STREET

Figura 6.17 Simulación de los eventos del trazador usando el modelo STREET calibrado (k = 6.38)

6.5 Factores de emisión

En la Tabla 6.2 se presentan los factores de emisión de las fuentes móviles vehiculares de la ciudad de Bogotá, obtenidos mediante la aplicación inversa del modelo de dispersión STREET en combinación con las concentraciones observadas de los contaminantes en un ambiente urbano de la ciudad. Los resultados de esta investigación se presentan como: factor de emisión promedio de todos los vehículos (qT), factor de

y = 6,3861x

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

138 140 142 144 146 148 150 152

SF 6 modelado /K* (µg/m3)

SF6 o

bser

vado

( µg

/m3)

* Valor de K propuesto en el modelo STREET, K=7

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

8:00 8:30 9:00 9:30 10:00

Hora

Conce

ntr

aci

ón S

F6 (

g/m

3)

Simulado Observado


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emisión promedio de los vehículos livianos (qL), y factor de emisión promedio de los vehículos pesados (qp).

Los resultados de esta investigación que se muestran en la Tabla 6.2, se encuentran en el rango de magnitud de los reportados en otras ciudades del mundo. Lo que coincide aún más, entre los factores de emisión resultantes de la aplicación del método inverso.

En la Tabla 6.2 se presentan los FE medios con las desviaciones estándares respectivas, obtenidos del procesamiento de los datos usando la metodología de cálculo explicada, al respecto, se considera que aún en el caso del factor de emisión de CO para vehículos pesados, los valores reportados en esta investigación se encuentran en rangos estrechos, pues a nivel mundial, existe una gran incertidumbre en cuanto a los valores de los factores de emisión propios de las fuentes móviles de las ciudades, como ejemplo de esto, se tienen los amplios rangos de los factores de emisión para vehículos livianos presentados en la Tabla 6.2, para la ciudad de Santiago de Chile, los cuales resultaron de pruebas dinamométricas realizadas a 166 vehículos.

Tabla 6.2 Factores de emisión obtenidos en esta investigación y comparación con estudios recientes (g km-1 veh-1)

Ciudad Categoría CO NOx SO2 COV PM10 Método Fuente _____________________________________________________________________________________________________Bogotá Todos 15.47 ± 2.84 0.41 ± 0.09 0.10 ±0.02 5.58 0.35 ±0.08 Inverso Esta investigación Livianos 8.27 ± 1.96 0.11 ± 0.02 0.06 ± 0.02 - 0.27 Pesados 385.17 ± 142.3 18.9 ± 0.37 2.82 ± 1.12 - 2.38 Bogotá Livianos 32.25 - 0.09 – 0.14 - - Adopción JICA (1992) Pesados 109.6 – 127.37 4.12 – 7.44 0.45 – 1.12 - - Córdoba Todos 21.7 ± 0.3 0.94 ± 0.02 - - - Inverso Olcese et al.(2001) Copenhague Todos 11.0 ± 0.2 - - - - Inverso Palmgren et al. (1999) Copenhague Todos 11 ± 2 1.3 ± 0.2 - - - Inverso Ketzel et al., 2003 San Petersburgo Ziv et al. (2001) Livianos - 0.63 - - - Inverso Pesados - 5.33 - - - Santiago de Chile Livianos* 3.5 ± 3.9 0.6 ± 0.8 - - - dinamómetro Corvalán & Livianos** 28.2 ± 15.5 3 ± 1.1 - - - Urrutia (2000) Los Angeles Todos 0.069 ± 0.030 Túnel Gillies et al. (2001) Denver Livianos 1.77 dinamómetro Groboski et al. (1998)*** Taiwán Todos - - - 1.51 - Túnel Hsu et al. (2001) Taipei Todos - - - 0.44 ± 0.06 - Túnel Hwa et al. (2002) _____________________________________________________________________________________________________*Vehículos con catalizador ** Vehículos sin catalizador *** Citado por Gillies et al. (2001).


78

En la Figura 6.16 se presenta un análisis de las magnitudes de los FE promedios representativos de las categorías evaluadas. En dicha figura, se puede ver que las emisiones de los vehículos pesados son altas comparadas con las de los livianos. Sin embargo, estas cantidades no influyen significativamente en el FE promedio de todos los vehículos, lo que se debe a la pequeña proporción de la cantidad de vehículos pesados en los volúmenes de vehículos totales, usados para obtener las ecuaciones de donde se derivan los factores de emisión de cada categoría. Aún así, las cantidades de contaminantes emitidas por los vehículos pesados se consideran bastante importantes.

Figura 6.18 Factores de emisión promedio de todos los vehículos (qT), vehículos livianos (qL) y vehículos pesados (qp) para CO, NOx, SO2 y

PM10.

Con el fin de estudiar la influencia de las velocidades del tráfico en los FE reportados, en esta investigación también se calcularon los FE de cada contaminante, para dos condiciones: i) velocidades de tráfico menores que 30 km/h y ii) velocidades de tráfico mayores que 30 km/h, los FE estimados para estas dos condiciones no presentaron rangos de valores exclusivos para condición, lo que llevó a la conclusión que los FE

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

Categoría

qT y

qL

CO

(g/k

m/v

eh)

0

100

200

300

400

500

qp C

O (

g/k

m/v

eh)

qT q Lqp0.00

0.10

0.20

0.30

0.40

0.50

0.60

0.70

Categoría (km/h)

qT y

qL

NO

x (g

/km

/veh

)

02468101214161820222426

28

qp (g

NO

x /k

m/v

eh)

qT q LqP

0.00

0.10

0.20

0.30

0.40

categoría

qT y

qL

SO

2 (

g/k

m/v

eh)

0

1

2

3

4

qp (

g S

O2 /

km

/veh)

qT qLqP 0.00

0.10

0.20

0.30

0.40

0.50

0.60

0.70

Categoría

qT y

qL

PM

10 (

g/k

m/v

eh)

0

1

2

3

qp (

g N

Ox

/km

/veh

)

qT qLqP

9


79

promedios sin tener en cuenta las velocidades (los presentados en la Tabla 6), son representativos de todo el rango de velocidad de tráfico presentado durante la investigación (velocidades entre 5 y 60 km/h, ver Figura 7).


80

7 CONCLUSIONES

Como un resultado importante de esta investigación, se tiene que se logró seleccionar, aplicar y adaptar exitosamente una metodología práctica y económica para la estimación de los FE de la ciudad de Bogotá, involucrando de manera sencilla un tamaño de muestra altamente representativo para esta determinación, lo que se convierte en un gran limitante cuando se aplican metodologías de medición directa.

El experimento de trazadores demostró que un modelo simplificado como el modelo STREET representa adecuadamente las condiciones predominantes este estudio. por su parte, el modelo STREET mostró un buen funcionamiento bajo las condiciones presentadas en esta investigación, en la medida que simuló satisfactoriamente los fenómenos que incidieron en la dispersión de los contaminantes en el interior del SC estudiado.

Un resultado intermedio de esta investigación es que aunque las concentraciones registradas tanto a nivel de calle como a nivel de techo, no excedieron los estándares de calidad de aire establecidos en la ciudad, las concentraciones registradas cerca a la fuente de emisión a niveles respirables pueden llegar a ser significativamente altas comparadas con lo que se registraría en una estación de monitoreo ubicada con los estándares actuales.

Los FE obtenidos en esta investigación se consideran representativos del parque automotor de la ciudad y del rango de velocidades registrado durante el período de medición. Tal como se mostró, los vehículos que transitaron por el SC estudiado durante el período de medición son representativos en cuanto a volumen y composición del parque automotor de la ciudad.

Los valores encontrados para los FE de vehículos livianos y pesados sugirieron que las emisiones de los vehículos pesados son muy significativas comparadas con las de los vehículos livianos.


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