Fuentes de contaminación en sedimentos de tanques de retención e influencia del tipo de precipitación en el tamaño de la carga contaminante

Dec 11, 2023

Scientific Reports volumen 13, Número de artículo: 8884 (2023) Citar este artículo

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Detalles de métricas

La densificación de las ciudades y de la población urbana contribuye al aumento de la escorrentía y de los sólidos en suspensión ya la alteración del ciclo urbano del agua. Hoy en día, se promueve la Infraestructura Azul-Verde para aumentar la resiliencia de una ciudad ante las inundaciones; sin embargo, los sistemas de drenaje de aguas pluviales, apoyados con tanques de retención, siguen siendo importantes para proteger las áreas urbanas contra las inundaciones. La acumulación de sedimentos en la infraestructura de aguas pluviales se relaciona con un problema de contaminantes como metales pesados, nutrientes, etc. La investigación sobre el origen de los contaminantes asociados con la suspensión y, en última instancia, con los sedimentos acumulados en las aguas residuales, puede brindar nuevos conocimientos sobre los procesos en las áreas de captación urbanas. Este es el primer estudio, que se centra en el análisis de isótopos estables de carbono y nitrógeno en los sedimentos del fondo recogidos de los tanques de retención municipales para verificar el origen de los contaminantes depositados inmediatamente después de las inundaciones pluviales. La investigación se amplió adicionalmente con análisis de la calidad del agua inmediatamente después de tres tipos de clima: un período seco, precipitación típica (< 30 mm) y lluvias torrenciales (2 eventos con precipitación diaria superior a 30 mm que causaron inundaciones pluviales en el área de la ciudad). Los análisis de los sedimentos indicaron que la fuente principal de carbono y nitrógeno en el fondo de los tanques de retención había sido traída con la escorrentía de aguas pluviales del área de la ciudad. Los fertilizantes nitrogenados orgánicos parecían ser la principal fuente de nitrógeno, mientras que las fuentes de carbono orgánico eran mixtas: plantas terrestres C3, madera y aceite. Además, se encontró que las lluvias torrenciales causaron un aumento de 23 veces en la concentración de N-NO3, un aumento de siete veces en la concentración de P-PO4 y un aumento de más de cinco veces en la concentración de materia orgánica, en comparación con la precipitación típica.

La urbanización contribuye a un aumento en la cantidad de sólidos en suspensión que fluyen hacia las aguas. El resultado es un suministro adicional de nutrientes, materia orgánica, pesticidas y otros contaminantes que provocan la degradación de los sistemas de agua dulce en todo el mundo. El ingreso de sólidos en suspensión también contribuye al aumento de la turbidez, reduce la penetración de la luz en las capas más profundas de los cursos de agua y embalses, además de afectar la morfología de los canales y la infraestructura del agua. Según Walling y Collins1, el transporte de nutrientes con sedimentos y la contaminación por suspensión son las mayores amenazas para el agua dulce, por ser vector de otros contaminantes (metales pesados, microplásticos, fármacos). Además, la mayoría de los escenarios de cambio climático prevén un aumento irreversible de la erosión del suelo, acompañado de un cambio relevante en los patrones de precipitaciones2.

Las soluciones que protegen áreas urbanas contra inundaciones se dividen en retención e infiltración y se denominan Infraestructura Verde3. Hoy en día, la forma más efectiva de gestión de aguas pluviales y protección de la ciudad contra inundaciones pluviales es una protección multinivel. El primer nivel es una estrategia de infraestructura azul y verde (como jardines de lluvia, techos verdes, etc.), que contribuye a la limitación de la escorrentía y la posible acumulación de agua en la cuenca para facilitar la infiltración o reutilización de las aguas pluviales en el lugar de origen. Según esta concepción, los tanques de retención representan el segundo nivel de protección. Además de la protección contra inundaciones en caso de lluvias torrenciales de corta duración, permiten proporcionar una fuente alternativa de agua para mejorar la confiabilidad y seguridad del suministro de agua (incluidos los procesos de tratamiento)4,5 y sirven como áreas recreativas; por lo tanto, pueden proporcionar varios servicios ecosistémicos, según su tamaño, ubicación y necesidades sociales.

Una limitación clave de los tanques de retención, con respecto a la protección contra inundaciones, es el hecho de que tienen un efecto bastante limitado sobre los caudales máximos durante lluvias prolongadas. Esta limitación ocurre cuando los tanques se llenan por completo durante la lluvia y no absorben el flujo de entrada durante lluvias posteriores. En tales ocasiones, también se vuelven propensos a fallas, lo que resulta en una salida descontrolada de agua de inundación. Los análisis hidrológicos, destinados principalmente al cálculo de la capacidad de retención y control del llenado de los embalses, ya han sido ampliamente descritos en la literatura. Estos trabajos se basaron bien en el modelo SWMM6,7,8 unidimensional y CADDIES9 bidimensional, o bien en un modelo SWAT10 más extenso, que ya ha tenido resultados satisfactorios en la previsión de amenazas11,12. La mayor parte de las investigaciones centradas en los embalses, sin embargo, se refieren únicamente a la retención de agua, olvidándose de los contaminantes transportados por el agua de lluvia. El agua entrante contiene sólidos en suspensión que son vector de, entre otros, metales pesados, compuestos de fósforo y HAP, que se hunden hasta el fondo de los tanques, provocando la acumulación de sólidos13,14. Numerosos procesos tienen lugar en el límite del agua del sedimento, incluida la sedimentación, la resuspensión y la deposición de sedimentos del fondo, que fueron discutidos en detalle por Lu et al.15 y Nawrot et al.16. Varios estudios se refirieron a análisis de sedimentos y/o calidad del agua de cursos de agua urbanos y embalses de retención16,17,18,19. Aunque el proceso dominante es la sedimentación (durante condiciones normales de caudal), aún así los contaminantes depositados en los sedimentos pueden suponer un riesgo de recontaminación cuando se produce una resuspensión, por ejemplo, durante episodios de inundación20,21. Cada uno de estos aspectos se describió por separado; sin embargo, faltan estudios completos que cubran todos los aspectos anteriores. Amundson et al.22 notaron que los cambios en el uso del suelo y la antropopresión contribuyen a un aumento de los procesos de erosión y, por lo tanto, a un aumento de las cargas de sólidos en suspensión. La búsqueda de métodos para verificar el origen de los contaminantes acumulados en los sedimentos del fondo se ha llevado a cabo utilizando varios métodos de huellas digitales de sedimentos. Durante muchos años, los métodos relacionados con la investigación geoquímica o la investigación de radionúclidos de lluvia radiactiva, e incluso una combinación de los dos, fueron ampliamente utilizados. Sin embargo, estos métodos carecen de referencia al área analizada. Por el contrario, el análisis de isótopos es una herramienta útil y precisa, que apunta al origen de los elementos seleccionados. En el análisis de isótopos, los valores característicos se refieren a las plantas C3 y C4 (son grupos de plantas que dependen del curso de la fotosíntesis), así como a los suelos locales. Los valores cercanos a esos característicos indican precisamente el origen elemental.

El objetivo principal de nuestro estudio fue analizar los isótopos estables de nitrógeno y carbono depositados en los sedimentos del fondo de los tanques de retención y rastrear el origen del nitrógeno y la materia orgánica acumulada en los sedimentos. Otro objetivo fue investigar el impacto de las lluvias torrenciales que provocan inundaciones pluviales, como fuente potencial de las cargas contaminantes más significativas, sobre la calidad del agua y el volumen de contaminantes (N-NO2, N-NO3, N-NH4, P- PO4, Ptot, COD y TSS) llevados al mar. El estudio abarcó dos años (2016-2017), durante los cuales ocurrieron dos incidentes de lluvias torrenciales en las temporadas de verano (julio de 2016 y julio de 2017).

Las fuentes de contaminación en un área de captación urbana son similares en muchos lugares, pero la cantidad y proporción de contaminantes pueden variar. Los hallazgos de nuestro estudio contribuyen a comprender el papel de los tanques de retención en la ciudad, no solo en la prevención de inundaciones sino también en términos de captura y eliminación de contaminantes. Las muestras se recogieron en el arroyo Oliwski en Gdańsk, al norte de Polonia. La corriente desemboca directamente en el Mar Báltico. Es uno de los arroyos más largos de la ciudad, con hasta 13 embalses para protección contra inundaciones ubicados en él.

Durante este estudio se recogieron dos tipos de muestras: muestras de sedimentos del fondo y muestras de agua. Se recolectaron muestras de sedimentos de cuatro tanques de retención como marcador y para obtener información sobre las fuentes de contaminación de un largo período de sedimentación. En las temporadas de verano de 2016 y 2017 se produjeron dos lluvias torrenciales en la cuenca analizada. No se habían observado eventos de precipitaciones tan altas en esta área durante los últimos 100 años de observaciones meteorológicas. El episodio de lluvia en 2016 se clasificó como una lluvia de 600 años. Por lo tanto, los datos sobre la calidad del agua en la quebrada se dividieron en tres conjuntos: el período sin precipitaciones (tiempo seco), después de las lluvias normales (tiempo húmedo) y después de las lluvias torrenciales. Se comparó la contaminación del agua de un arroyo urbano que desemboca en el mar con estos dos episodios de crecidas pluviales, tanto para situaciones que ocurren en tiempo seco (precipitación inferior a 5 mm) como para precipitaciones entre 5 y 30 mm.

El tercer conjunto de datos está respaldado por información sobre la altura, la duración y la intensidad de las lluvias de una estación de observación local y datos sobre el nivel del agua en los tanques de retención del arroyo Oliwski. Con base en las mediciones, se hizo el modelo HCMS para calcular el caudal de agua, que se utilizó para determinar las cargas contaminantes descargadas por el Arroyo Oliwski al mar.

Gdańsk es una ciudad con una superficie de más de 260 km2, con una población de 464 000 personas en 2017 y 471 000 personas en 2020. Las aguas pluviales de la ciudad desembocan en el mar Báltico a través de un sistema de drenaje urbano o a través de arroyos. Uno de los cursos de agua que recoge las aguas pluviales y desemboca directamente en el golfo de Gdańsk es el arroyo Oliwski, cuya cuenca hidrográfica es de 28,92 km2 (casi un 43 % urbanizado), y su longitud es de casi 10 km. A lo largo del arroyo se construyeron 13 tanques de retención, ocupando un área de 13,5 hectáreas y recogiendo más de 70.000 m3 de agua (Fig. 1).

Mapa con la ubicación de los puntos de muestreo a lo largo del Arroyo Oliwski. Los números rojos del 1 al 6 indican los puntos de muestreo de agua. Los números rojos RT8, RT5, RT3 y RT1 indican los puntos de muestreo de sedimentos (RT—tanque de retención). El mapa fue dibujado en AutoCad basado en google maps.

La cuenca de Oliwski es un canal típico bien definido, que consiste en una red de varias canteras, formando arroyos perennes. Desde mediados del siglo XV, la energía de los arroyos se ha utilizado como recurso para una serie de molinos de agua y embalses. En la actualidad, estas estructuras hidráulicas se consideran objetos históricos y los embalses se utilizan como almacenamiento para el control de inundaciones. En general, los vertidos de los embalses no están controlados frente a inundaciones. Por lo tanto, luego de una situación de inundación, los embalses tienen poco impacto en la atenuación del oleaje y en el retraso de la descarga máxima. La capacidad de almacenamiento de los embalses se ha visto disminuida por la deposición de sedimentos y la distribución de la vegetación.

La Figura 2 presenta la batimetría de cuatro tanques de retención analizados. Estos cuatro RT fueron seleccionados debido a su ubicación en la parte urbanizada del área de captación. La profundidad de los tanques analizados no supera los 2,0 m. RT 8 (llamado Spacerowa) es el tanque menos profundo; en la mayor parte de su superficie, la profundidad es de aproximadamente 1,0 m. Se encuentra detrás de la cuenca forestal, muy cerca de una calle muy transitada. El área de RT8 es de 10.800 m2 y el volumen es de 5.040 m3. La RT 5 (llamada Grunwaldzka) se encuentra detrás del parque de la ciudad, en la calle principal de Gdańsk. Es un poco más profundo que el tanque RT8. El área de RT5 es de 16.900 m2 y el volumen es de 8.450 m3. La RT3 (llamada Chlopska) está ubicada entre barrios residenciales, también cerca de la carretera, pero con menos tráfico. Es el tanque más profundo; la mayor parte de la superficie del tanque tiene más de 1 m de profundidad. El área de RT3 es de 12,000 m2 y el volumen es de 6000 m3. La última RT1 (llamada Jelitkowska), está situada más cerca de la desembocadura del arroyo al mar, en la zona turística de la ciudad, cerca de la playa, junto a una carretera con mucho menos tráfico. Este tanque tiene una gran isla con vegetación, que es el hábitat de las aves. La mayor parte tiene más de 1,0 m de profundidad. El área de RT1 es de 10.100 m2 y el volumen es de 5.050 m3.

Mapas batimétricos de reservorios de retención seleccionados con puntos de muestreo (a) RT 8, (b) RT 5, (c) RT 3, (d) RT 123. El mapa fue dibujado en OpenStreetMap basado en Google Maps.

Muestreo

Sedimentos de fondo

Se recolectaron muestras de sedimentos en 8 puntos de 4 tanques de retención (RT), uno a la entrada y otro a la salida de cada estanque. Se ubicaron ocho puntos de muestreo en cuatro tanques de retención (RT1, RT3, RT5 y RT8), dos puntos de muestreo en cada RT (Fig. 1).

Se recolectaron muestras de núcleos de sedimentos del fondo durante el verano de 2017, utilizando un muestreador de núcleos que consiste en una sonda hecha de vidrio acrílico, que se martilló en puntos seleccionados en el fondo de los embalses. Antes de retirar la sonda con sedimentos, se cortó el acceso al aire para proteger las capas de sedimentos del desplazamiento. Luego, la sonda se colocó en un trípode especial que se usó para expulsar el sedimento del fondo que resultó del descenso gradual y la expulsión del contenido a través de un pasador interno especial. Este método de muestreo permitió dividir la muestra en capas de 5 cm de espesor. La profundidad del núcleo extraído dependía de la cantidad de sedimentos del fondo depositados. Se extrajeron testigos de 0,60 m de profundidad de la RT1 por ambos puntos (ENTRADA y SALIDA). Desde la RT3 desde los puntos de ENTRADA y SALIDA 0,55 y 0,70 m respectivamente, desde la RT5 0,50 y 0,45 m, desde la RT8 0,60 y 0,65 m. Las muestras de sedimento de las capas sucesivas se colocaron en bolsas de hilo desechables, se congelaron y se almacenaron a -20 °C hasta su análisis. Se analizaron un total de 93 muestras de sedimentos.

Muestras de agua del arroyo Oliwski

Se recolectaron muestras de agua de 6 puntos a lo largo del Arroyo Oliwski (marcados en rojo en la Fig. 1). Las muestras fueron recolectadas, en el período de junio de 2016 a septiembre de 2017, durante tres tipos de clima: (a) un período seco sin precipitación (< 5 mm), (b) después de una lluvia "típica" (tiempo húmedo) (5– 30 mm), y (c) después de lluvias torrenciales (> 30 mm). En total, se recolectaron 11 eventos de muestreo durante el tiempo seco y 11 eventos de muestreo inmediatamente después de una lluvia típica, con una frecuencia de aprox. Una vez al mes. Durante el período de investigación, se produjeron dos lluvias torrenciales extensas el 16 de julio de 2016 y el 27 de julio de 2017; las muestras se recogieron por la mañana en los días siguientes.

Las muestras de agua para el análisis físico-químico se recolectaron con pala o directamente de la parte media del arroyo a botellas (plásticas o de vidrio), con un volumen de 1 L. Durante los períodos sin lluvia, las muestras se recolectaron durante 1–2 -h período con una frecuencia de 10-15 min, siendo la muestra final una muestra compuesta. Las muestras fueron transportadas sin conservación en un refrigerador portátil al laboratorio para realizar el análisis dentro de las 4 h posteriores a la recolección.

Análisis de laboratorio

Sedimentos de fondo

Se prepararon muestras congeladas de sedimentos del fondo para el análisis de carbono orgánico (Corg), nitrógeno total (Ntot), isótopos estables de carbono (δ13C) y nitrógeno (δ15N). En el primer paso, las muestras fueron descongeladas a temperatura ambiente, luego transferidas a cajas Petri, previamente pesadas y descritas. Las muestras en los platos se colocaron en un secador de laboratorio a una temperatura de 60 °C y se secaron hasta peso constante. Luego, las muestras se homogeneizaron en un mortero de ágata, eliminando previamente los ingredientes que no se podían moler (p. ej., ramas, desechos metálicos sólidos, telas y fragmentos de plástico).

Las concentraciones de corg, Ntot, δ13C y δ15N se midieron en un analizador elemental Flash EA 1112 Series, combinado con el espectrómetro de masas de relación isotópica IRMS Delta V Advantage (Thermo Electron Corp., Alemania), utilizando combustión a alta temperatura (oxidación a 1020 °C). C, seguido de reducción sobre cobre a 680 °C). Para eliminar los carbonatos, se pesaron muestras secas y homogéneas de los sedimentos en cápsulas de plata y se acidificaron con HCl 2 M. El control de calidad incluyó mediciones de espacios en blanco y materiales de referencia certificados (LKSD-1, "flußsediment"), proporcionados por HEKAtech GmbH (Alemania). Los análisis proporcionaron exactitud y precisión satisfactorias (recuperación promedio 97,1 ± 2,0 %, la precisión dada en relación con la SD fue 1,5 %). Las relaciones isotópicas δ13C y δ15N se calcularon utilizando gases de referencia puros: CO2 y N2 calibrados frente a los estándares del OIEA: CO-8 para δ13C y N-1 para δ15N. Los resultados de δ13C y δ15N se dan en la notación delta convencional, es decir, frente a PDB para δ13C y frente al aire para δ15N de acuerdo con la ecuación. (1).

donde R es la relación 13C/12C y 15N/14N.

La relación de carbono a nitrógeno total se determinó utilizando la fórmula (2).

donde \(Corg [\mathrm{\%}]\)—el porcentaje de carbono orgánico en la muestra de sedimento, \(Ntot [\%]\)—el porcentaje de nitrógeno total en la muestra de sedimento.

Agua

Las concentraciones de nitrógeno (N–NO2, N–NO3, N–NH4, Ntot), fósforo (P–PO4, Ptot) y DQO ​​se investigaron utilizando cubetas test de Hach Lange inmediatamente después de enviar las muestras al laboratorio24,25, 26,27. Para las mediciones se utilizó el espectrofotómetro Hach VIS DR3900. La mineralización de materia orgánica a productos inorgánicos se realizó en un termostato de alta temperatura Hach HT200S. Todas las mediciones se realizaron por triplicado y el resultado se calculó como la media aritmética de las tres repeticiones.

Datos meteorológicos y eventos de lluvia

La cantidad de precipitación se midió en la estación meteorológica ubicada en el área de captación del arroyo Oliwski (a 150 m del punto n.° 3 (Fig. 1)). Las mediciones se realizaron cada minuto con una precisión de 0,1 mm y se transmitieron a un sistema de lectura remota. La clasificación de tres tipos de lluvia (en tres tipos de clima) y fechas se presenta en la Tabla 1.

El criterio clave de precipitación típica fue el de superar los 5 mm de altura, ya que dicha precipitación provocó un aporte a la red de alcantarillado y receptores. La tasa de precipitación fue generalmente de 0,1 a 0,2 mm/min, solo en octubre de 2016 la intensidad de la precipitación superó los 0,2 mm/min por 8 min y en octubre de 2017 por 21 min. Las lluvias torrenciales, que fueron más variadas, serán descritas en detalle.

Caudales y cargas contaminantes transportadas con las aguas

Sobre la base de los resultados de numerosas mediciones de la cantidad de precipitación, los parámetros físicos del lecho del curso de agua, el caudal, el nivel del agua y otros parámetros, se creó un modelo hidráulico HEC-HMS del flujo de la corriente28,29. Se calibró utilizando los datos de las mediciones de la cantidad de precipitación en el área de captación y la ordenada de agua en los tanques de retención (datos obtenidos de la empresa de agua local Gdańskie Wody). Los valores del caudal en el curso de agua en un tiempo libre de precipitaciones resultan de una serie de mediciones realizadas en la corriente. Los datos de entrada para el modelo son la cantidad de lluvia. El resultado de la carga descargada por el Arroyo Oliwski a la Bahía de Gdańsk del Mar Báltico se calculó en base a la fórmula (3) en el punto 6 (salida al mar). Adicionalmente, la fórmula (4) presenta el método de cálculo de la carga anual de los parámetros analizados, en función del caudal, la concentración del contaminante y el número de días con y sin lluvia.

donde \({L}_{x}\)—carga de contaminación „x" [mg/d], \({Q}_{i}\)—intensidad de lluvia en la i-ésima hora (\(i\in \ left(1;24\right)\)) [L/h], datos obtenidos del modelo hidráulico, \(\overline{{c }_{x}}\)—concentración promedio del contaminante "x"" [mg /L],

\({LA}_{x}\)- carga de contaminación anual „x" [mg/d], \({Q}_{i}\)—intensidad de lluvia en la i-ésima hora (\(i\in \ left(1;24\right)\)) [L/h], datos obtenidos del modelo hidráulico, \(\overline{{c }_{xd}}\)—concentración promedio del contaminante "x" en día seco [mg/L], \(\overline{{c }_{xr}}\)—concentración promedio del contaminante "x" en un día lluvioso [mg/L], \({n}_{d}\)— número de días secos (sin precipitaciones), en Gdańsk \({n}_{d}=203\), \({n}_{r}\)—número de días lluviosos, en Gdańsk \({n}_ {r}=162\).

Los resultados de la medición del caudal en el Arroyo Oliwski, necesarios para el cálculo de las cargas contaminantes, se calcularon en el modelo hidráulico HEC-HMS descrito anteriormente.

Análisis estadístico y modelos de cálculo

Los análisis estadísticos se realizaron en el programa Statistica 13. Las pruebas de normalidad de distribución se realizaron mediante la prueba de χ2. La prueba que verificó la significación estadística fue la prueba U de Mann-Whitney.

Además, en el análisis se utilizó el modelo de mezcla "Iso-Source"30,31,32.

Los resultados se presentarán primero con respecto al análisis de sedimentos y luego al análisis de agua. Los análisis de la calidad de los sedimentos tenían como objetivo comprobar las fuentes de contaminación. La escorrentía superficial era una fuente probable de contaminación, por lo que se analizó más su calidad. Los análisis de la calidad del agua tenían como objetivo verificar si el fenómeno de entrada de contaminantes cambia en diferentes condiciones climáticas y cuál es la escala de estos cambios.

El origen de los compuestos de carbono y nitrógeno en los sedimentos del fondo

Los análisis de isótopos estables de carbono y nitrógeno33 pueden responder a la pregunta de si la materia orgánica se entrega a los sedimentos del fondo con las aguas pluviales o si se origina a partir de procesos que tienen lugar en el tanque de retención. Nuestros análisis cubrieron el contenido de carbono orgánico y nitrógeno total, así como la relación carbono/nitrógeno34. Los resultados de los análisis de isótopos se presentan parcialmente en la Fig. 3, mientras que los resultados detallados se incluyen en el Apéndice 1.

Resultados de las mediciones de δ13C, δ15N y C/N en relación a la profundidad en tanques RT8, RT5, RT3 y RT1.

La relación entre la concentración de carbono y nitrógeno puede indicar la fuente de origen de la materia orgánica y proporcionar información sobre los procesos en curso en la capa de sedimentos. Si la relación C/N > 12 indica el origen terrestre de la materia orgánica, mientras que una relación C/N < 8 se refiere a un origen autóctono (planctónico)35. Zhang et al. informaron que la relación C/N = 15 es el límite entre el origen indígena y alóctono36. La investigación realizada en China se centró en responder a la pregunta de cómo el desarrollo del área de captación afecta la relación C/N. Se demostró que para el bosque la relación fue de 10,84 ± 0,11, para los prados de 10,35 ± 0,13 y para la tierra cultivable de 10,00 ± 0,3037. En nuestro estudio, la mediana de la relación C/N fue de 24,30, mientras que el rango mínimo-máximo fue de 12,54-45,81. Esto indica que en todos los RT la materia orgánica fue de origen alóctono. En las capas superficiales de los RT 1, 3 y 5, se presentó una relación más baja en la salida que en la entrada. Se confirmaron resultados estadísticamente significativos solo para el tanque RT5, lo que demuestra que en este reservorio probablemente se está transformando materia orgánica en la capa superficial de los sedimentos.

Del análisis de los isótopos estables δ13C y δ15N se puede derivar información más detallada sobre las fuentes específicas de materia orgánica en los sedimentos del fondo. Los resultados de estos análisis, junto con los contenidos de nitrógeno total y carbono orgánico, se presentan en las Tablas 4 y 5. Los resultados obtenidos de las mediciones de isótopos en muestras de sedimentos se compararon con los resultados de fuentes previamente medidas disponibles en la literatura34,38, 39. Las Figuras 4 y 5 muestran los rangos de resultados para los 8 puntos de muestreo, junto con datos sobre fuentes de nitrógeno como fertilizantes, deposición atmosférica y aguas residuales, así como carbón, madera y plantas para el carbono.

Resultados de mediciones de δ13C en sedimentos de fondo RT, junto con datos de la literatura sobre la fuente de carbono orgánico en los sedimentos46,47,48.

Resultados de mediciones de δ15N en sedimentos de fondo RT, junto con datos de la literatura sobre las fuentes de nitrógeno en los sedimentos38,50,51,52.

Según investigaciones previas, los valores de δ13C en el rango −28‰ a −26‰ indican origen terrestre (alóctono) mientras que los valores en el rango −22‰ a −19‰ señalan origen acuático (autóctono)40,41. Con referencia a estos informes, se puede suponer que la mayor parte de la materia orgánica en los sedimentos del fondo de los RT en el arroyo Oliwski era de origen terrestre, mientras que el resto se originó a partir de fitoplancton de agua dulce y plantas terrestres tipo C3 (que pueden unir CO2 directamente de la atmósfera y fotosíntesis siguiendo el camino de Calvin-Benson)34,37.

Se realizó un diagrama que presenta la relación entre C/N y δ13C para confirmar el origen de la materia orgánica sobre la base de fuentes autóctonas y alóctonas (Fig. 6). Los valores informados en los estudios de investigación anteriores también se marcaron en el diagrama. Los valores de δ13C y C/N para plancton de agua dulce son respectivamente − 30,0 ± 2‰ y 7,342,43, mientras que para suelos, respectivamente – 23,29 ± 1,39 ‰ y 10,92 ± 1,8243. Para las plantas C3 (en la región analizada podrían ser, por ejemplo, sauces y pinos) δ13C fue −27,12 ± 1,75‰ y la relación C/N fue 39,37 ± 21,7144,45, mientras que para las plantas C4 (incluyendo gramíneas, juncias, caña de azúcar) δ13C fue −13,00 ± 0,50‰, y la relación C/N fue 25 ± 1036. La figura muestra los resultados para cada tanque, según los cuales casi todos los resultados indican una fuente alóctona de materia orgánica en los sedimentos.

Diagramas de dispersión de δ13C versus C/N para fuentes potenciales de carbono orgánico, tanque de retención R, entrada-entrada, salida-salida36.

Los resultados de las mediciones de δ13C están en línea con los informes de investigación anteriores en términos de valores más bajos para los reservorios de agua terrestre en comparación con los resultados de las muestras marinas33,49. El análisis de isótopos indica fuentes mixtas de carbono orgánico en los sedimentos analizados, incluido el petróleo crudo, las plantas terrestres C3, las aguas subterráneas, el carbón, la madera y el fitoplancton de agua dulce47. Además, los resultados de nuestro estudio también se encuentran dentro del rango, lo que indica que los organismos podrían ser la fuente de carbono46. Se excluyeron fuentes como la deposición atmosférica, el plancton marino o el carbonato marino.

Se puede llevar a cabo un análisis aún más detallado con respecto al contenido de isótopos de nitrógeno. Como se muestra en la Fig. 5, el rango de contenido de δ15N para todos los tanques estuvo en el rango de 0,35 a 7,13. Los valores más bajos se relacionan más bien con el RT8, mientras que los más altos con el RT3. Esta observación confirma las dependencias señaladas por Voss et al.53 de que los valores delta más altos se refieren más a áreas urbanas que a áreas cubiertas de bosque (como la cuenca RT8). Las fuentes de nitrógeno parecen ser mixtas y consisten principalmente en fertilizantes que fluyen hacia los tanques. La cantidad de nitrógeno en los sedimentos de los embalses era más bien una mezcla de fertilizantes orgánicos (aprox. 83%) e inorgánicos (aprox. 17%). Es difícil identificar con alta precisión qué tipos de fertilizantes estaban en una dosis más alta, pero considerando los valores, era más probable que fueran fertilizantes de nitrato (68% en promedio)34,49. Solo en RT5 los resultados mostraron claramente fertilizantes 100% orgánicos. Se puede excluir la descarga de aguas residuales o el uso de estiércol como fuente de nitrógeno en los sedimentos.

Se ha intentado comparar los resultados con algunos estudios que se llevaron a cabo en Polonia y otros países. Desafortunadamente, todavía faltan datos de estudios de áreas de captación urbanas, por lo que la comparación se aplica a las áreas de captación forestales y agrícolas. Las concentraciones de carbono orgánico, medidas en el arroyo Oliwski, las RT no difieren mucho de las medidas en otras partes de Polonia y en otros países. En seis reservorios de represas en el sureste de Polonia (Rzeszów, Maziarnia, Besko, Nielisz, Chańcza y Klimkówka), el porcentaje de carbono orgánico en la materia orgánica total varió dentro del rango 0.08–5.90%40, mientras que en los reservorios de Solina y Myczkowce estuvo entre 1,94-2,92% y 3,95-4,08%, respectivamente54. En Francia, en la cuenca hidrográfica de Kervida-Naizin, los resultados obtenidos tampoco superan el 5,80% en los testigos recogidos55.

Finalmente, también se analizaron las correlaciones entre δ13C y δ15N para todos los embalses (Cuadro 6). Una correlación significativa con p < 0.05 ocurrió en dos reservorios: RT8 y RT3. Después de dividir los resultados en entrada y salida, se concluyó que en el tanque RT8 la correlación ocurrió solo para la entrada (valor 0,63), mientras que en el tanque RT3 para la salida (valor 0,59) (Tabla 2). La correlación existente indica una dominancia de una fuente común de materia orgánica en los sedimentos.

También se realizó un gráfico de mezcla de dos datos para cuatro fuentes de materia orgánica y nitrógeno en los sedimentos: zooplancton de agua dulce, fitoplancton de agua dulce, MO terrestre y MO de sedimento (Fig. 7). Según el gráfico, la sedimentación no fue la fuente del carbono y el nitrógeno. Algunas de las muestras probablemente provenían de fuentes mixtas, por lo que se hizo un triángulo entre las tres fuentes y había 24 muestras en él (3 en RT1, 6 en RT3, 8 en RT5 y 7 en RT8). La Figura 8 presenta la participación de fuentes individuales (FP, FZ, T) en los sedimentos de cuatro embalses (RT). En los tanques RT3, RT5 y RT8 se constató el mayor contenido de fuentes terrestres (en los rangos de 47–63%, 35–78% y 51–92%, respectivamente). La mayor proporción de MO terrestre se registró en muestras de sedimentos de RT 5 IN y RT 8 IN, hasta un 78 % y un 92 %, respectivamente. Sin embargo, la mayor proporción de FZ se registró en las muestras RT1 OUT y RT5 OUT (54 % y 48 %). También en las muestras RT5 OUT (así como RT3 IN), el contenido de FP fue alto, hasta 48% y 41% respectivamente.

Gráfico de mezcla para δ15N y δ13C de tres fuentes potenciales para todas las muestras. Los triángulos indican valores para 4 fuentes, mientras que los rectángulos indican rangos típicos de valores de isótopos2,43,56,57.

Participación de fuentes mixtas en reservorios de retención (RT) sucesivos en la entrada (IN) y salida (OUT), respectivamente. Se distinguieron tres fuentes: FP: fitoplancton de agua dulce, ZP: zooplancton de agua dulce, T: OM terrestre. Análisis realizado para 24 puntos estimados utilizando un modelo de mezcla de múltiples fuentes ("Iso-Source"). El punto medio es el promedio y los bigotes indican el rango mínimo-máximo.

En las consideraciones anteriores se ha demostrado que los contaminantes recogidos en los sedimentos proceden en parte de la escorrentía superficial de la cuenca. Por lo tanto, en la siguiente parte, se verificó el clima en el que el volumen de contaminantes fue mayor. Los resultados de los periodos de crecidas fueron particularmente interesantes, porque son un fenómeno relativamente raro, y sin embargo en el periodo analizado ocurrieron dos veces, y su curso fue completamente diferente. La segunda parte de los resultados se refiere a los análisis de calidad del agua, utiliza mediciones hidrológicas y tiene como objetivo evaluar varios fenómenos meteorológicos en relación con la contaminación del agua del curso de agua.

Características de las precipitaciones

La lluvia de julio de 2016, inició el jueves 14 a la 1:00 am, pero antes de las 05:00 am cruzó una profundidad de 5 mm, mientras que su intensidad comenzó a aumentar aproximadamente a las 00:00 am. La intensidad máxima se registró en 0,8 mm en 1 min, 16,1 mm en 30 min y 27,3 mm en una hora, entre las 6 y las 7 p. m. (cuando la cantidad era de 89,1 mm). Las precipitaciones cesaron antes de las 3:00 a. m. del 15 de julio. La profundidad de precipitación total se registró en 178,1 mm (Fig. 9). En 2017, el escenario de precipitaciones fue diferente. La lluvia comenzó alrededor de las 6:00 am del 26 de julio con una intensidad promedio de 7.5 mm en 30 min. La intensidad máxima de precipitación también fue de 0,8 mm en 1 min y de 14,9 mm en 30 min, pero esta intensidad máxima fue mucho más corta que en julio de 2016. La precipitación terminó el 27 de julio alrededor de las 5:30 p. m. La profundidad de precipitación total fue de 114,3 mm (Fig. 10).

Curva de precipitación total, medida en Gdańsk Oliwa del 14 al 15 de julio de 2016.

Curva de precipitación total, medida en Gdańsk Oliwa del 26 al 27 de julio de 2017.

Las lluvias que se produjeron en Gdańsk el 14 y 15 de julio de 2016 y el 26 y 27 de julio de 2017 provocaron numerosas inundaciones, que fueron extremadamente graves en la zona de captación del arroyo Oliwski. Las características de ambos eventos de lluvia se han presentado en la Tabla 3. La lluvia de julio de 2016 fue clasificada como fuerte, aunque periódicamente mostró un carácter torrencial58. La cantidad de precipitación que ocurrió el 14 y 15 de julio de 2016 estuvo cerca de la norma de precipitación de dos meses para el área analizada. Como resultado de esta lluvia, el área de la ciudad sufrió daños significativos, incluidos edificios residenciales y educativos, calles y aceras. Los túneles, las vías del tranvía y los tranvías se inundaron. También resultaron dañados dos embalses de retención (incluido uno en el arroyo Oliwski). Las pérdidas después de las precipitaciones en 2016 se estimaron en 10,5 millones de PLN (2,65 millones de USD). La inundación de 2017 no causó pérdidas tan grandes debido a la menor intensidad de las lluvias y la experiencia de un año atrás (mayor capacidad en reservorios de retención, sacos de arena para edificios, construcción de presas de inundación). La única consecuencia de las lluvias torrenciales fue la inundación de calles y aceras.

Dado que los análisis de isótopos sin duda indicaron las fuentes alóctonas de nitrógeno y carbono orgánico en los sedimentos, la escorrentía de aguas pluviales parecía ser la fuente más probable de compuestos de C y N. Por lo tanto, analizamos los cambios en la calidad del agua en clima seco y húmedo, con especial atención a dos eventos de lluvia torrencial que ocurrieron durante el período de estudio. Las aguas pluviales que fluyen en el lecho del arroyo (entregadas con la escorrentía) transportan contaminantes disueltos y suspendidos. La entrada más grande a los tanques ocurre durante o después de la lluvia. La cantidad de lluvia también es importante, y es probable que las precipitaciones más intensas sean la fuente de la mayor carga contaminante (tanto por la mayor concentración, como sobre todo por el mayor caudal). El análisis de la calidad del agua en el arroyo Oliwski se presenta en la Tabla 4. A partir de los resultados presentados, se puede concluir que después de las lluvias torrenciales, la mayoría de las concentraciones específicas fueron significativamente más altas (hasta 8 veces) que después de la precipitación "típica". La influencia de la cantidad de precipitación fue mucho más notoria en relación con los compuestos nitrogenados, especialmente en julio de 2016, cuando la cantidad e intensidad del aguacero fue mayor, lo que permite observar que la lixiviación de compuestos nitrogenados es mayor durante las precipitaciones más intensas. Los análisis estadísticos confirmaron que, además de N-NH4 en 2016 y P-PO4 en 2017, las concentraciones de los compuestos probados después de lluvias torrenciales aumentaron (p < 0,05).

En los gráficos a continuación (Figs. 11 y 12), se presentan los cambios en la calidad del agua después de las lluvias torrenciales de 2016 y 2017, con respecto a los eventos de lluvia "típicos" que ocurrieron en un período de tiempo similar (junio de 2016, junio de 2017). La precipitación muestreada en junio de 2016 fue de 30,0 mm, mientras que la precipitación típica de junio de 2017 fue de 23,5 mm, lo que representa el 17% y el 21% de la suma de las lluvias torrenciales de 2016 y 2017, respectivamente. Las lluvias torrenciales provocaron un aumento en las concentraciones de todos los parámetros medidos, de un aumento de 3 veces de P-PO4 en julio de 2017 a un aumento de más de 124 veces de TSS en julio de 2016 en relación con el clima húmedo. El aumento más alto, en promedio, fue 5 veces para N-NO3 y casi 5 veces para N-NO2, y el más pequeño (en promedio 2 veces) para N-NH4. En el punto 5 se observó un aumento significativo de la concentración de N–NO3 y SST tras las lluvias torrenciales de 2016, que, sin embargo, fue consecuencia de daños en el depósito situado aguas arriba del punto de muestreo. Como resultado, parte de los sedimentos se eliminó en forma de suspensión junto con el agua corriente. Las Figuras 11 y 12 muestran que después de las lluvias de 2016, las concentraciones de contaminantes fueron más altas que en 2017. El análisis se confirmó estadísticamente para N–NO3, N–NH4, P–PO4, DQO y SST (p < 0,05). Esto probablemente esté relacionado con una mayor suma de precipitaciones que provocó un escurrimiento más rápido y, posteriormente, daños en el tanque de retención, lo que resultó en un derrame controlado.

Concentraciones de formas de nitrógeno (N–NO2, N–NO3, N–NH4), fósforo (P–PO4, Ptot) y DQO ​​en el arroyo Oliwski durante inundaciones urbanas en julio de 2016 y julio de 2017. Las barras azules/verdes representan los resultados después lluvia típica (junio de 2016 y 2017), y las barras completas (la suma de azul y naranja o verde y gris) se refieren a los resultados durante lluvias torrenciales en junio de 2016 y junio de 2017.

Concentraciones de TSS en el arroyo Oliwski durante las inundaciones urbanas en julio de 2016 y julio de 2017. La barra azul/verde representa el resultado después de una lluvia típica (junio de 2016 y 2017) y la barra completa (la suma de azul y naranja o verde y gris) es el resultado de julio.

Los resultados de la correlación de Spearman para las lluvias torrenciales de julio de 2016 y 2017 mostraron que la concentración de SST se correlacionó con la concentración de N-NO2 y N-NO3, con valores de coeficiente de correlación de 0,75 y 0,61, respectivamente (Cuadro 5). Considerando solo los puntos 1 a 4 (aguas arriba de la falla del tanque de retención), los valores de los coeficientes para los compuestos nitrogenados fueron más altos. En estudios anteriores se demostró una correlación entre la P-PO4 y la concentración de SST (valor del coeficiente 0,75)59,60,61. Se observó que durante lluvias típicas (como en junio de 2016 y 2017) las concentraciones de contaminantes disminuyeron con la dirección del flujo, luego de fluir a través de sucesivos tanques de retención, lo que puede indicar una mayor cantidad de remoción por sedimentación en los tanques. Esto también es confirmado por el análisis del coeficiente de correlación, según el cual la concentración de TSS estaba relacionada con la concentración no solo de N-NO2 y N-NO3 sino también de Ptot y DQO, los coeficientes de correlación en el caso de clima húmedo fueron mayor (valores 0.84, 0.78, 0.96, 0.73, respectivamente) (Cuadro 5).

La carga de contaminantes

La determinación de las cargas de contaminantes que desembocan en el Mar Báltico por las aguas del arroyo Oliwski se realizó para el punto de muestreo no. 6, ubicado directamente en la desembocadura del curso de agua en la Bahía de Gdańsk. Las cargas contaminantes después de lluvia normal y torrencial y en el período sin lluvia se calcularon de acuerdo con la fórmula (2). El caudal en el punto de cierre del curso de agua dependía del clima. Durante el tiempo seco, fue igual a alrededor de 0,22 m3/s, en tiempo húmedo (depende de la intensidad momentánea de la precipitación y la escorrentía) estuvo en el rango de 0,23–6,17 m3/s, en promedio 1,95 m3/s, y el la mediana fue de 1,55 m3/s. Durante las lluvias torrenciales de julio de 2016, la intensidad del caudal en el arroyo varió de 0,52 a 112,91 m3/s, con una media de 30,12 m3/s y una mediana de 9,25 m3/s. Mientras que durante la lluvia torrencial de julio de 2017 la volatilidad fue menor, la intensidad del caudal en el arroyo varió de 0,74 a 22,75 m3/s (promedio de 13,19 m3/s, mediana de 13,61 m3/s).

Además, una comparación del caudal en el curso de agua después de dos eventos de lluvia torrencial (Fig. 13) indica que en todos los puntos de muestreo los valores máximos de caudal fueron más de 5 veces mayores después de la precipitación torrencial en 2016, en comparación con el episodio de lluvia en 2017 Los valores medios fueron 2,3–3,0 veces mayores durante las lluvias torrenciales de 2016 en comparación con las precipitaciones del año siguiente. Estas diferencias se deben principalmente a una mayor intensidad de las precipitaciones y una mayor duración de las lluvias en 2016 que en 2017.

El caudal en los puntos 1 a 6 del arroyo Oliwa después de la lluvia torrencial en julio de 2016 y julio de 2017. (a) caudal máximo, (b) caudal medio.

El volumen de contaminantes vertidos después de lluvias torrenciales en comparación con el volumen en clima seco y húmedo se muestra en la Fig. 14. Además, la Tabla 6 presenta los resultados de los cálculos de las cargas anuales de contaminantes que fluyen hacia el Mar Báltico. El promedio anual de días de lluvia en Gdańsk es de 162, con 203 días sin lluvia. Estos números, junto con las cargas contaminantes diarias calculadas anteriormente, permiten estimar la carga anual aproximada descargada por el arroyo Oliwski (Cuadro 6). El volumen de contaminantes vertidos tras las lluvias de julio de 2016 representó el 67 % de la carga anual de SST, el 31 % de N–NO2 y el 10–20 % de otros parámetros analizados. Luego de las lluvias de julio de 2017, la carga descargada fue considerablemente menor; aun así, representó entre el 2% y el 9% de la descarga anual de las cargas contaminantes analizadas. Como resultado de la inundación que ocurrió en julio de 2016, se vertieron en el Mar Báltico un volumen adicional de más de 3,5 toneladas de N–NO3, más de 57 toneladas de materia orgánica (expresada como DQO) y más de 1100 toneladas de SST. Este único evento de inundación fue responsable del 2,4% de la carga anual de N–NO3 permitida desde el territorio polaco por el Plan de Acción del Mar Báltico (BSAP) de HELCOM62. Cargas tan altas deben ser significativas para el medio ambiente. Las inundaciones no solo provocan pérdidas materiales en las zonas urbanizadas, cuestión que puede solucionarse con las medidas financieras adecuadas, sino también, y lo que es más importante, pérdidas para el medio ambiente, que pueden ser irreversibles, especialmente en el contexto de eutrofización e hipoxia del Báltico. , lo que lleva a la formación de una zona muerta.

Cargas de N–NO2, N–NO3, N–NH4, P–PO4, Ptot, COD y TSS descargadas en el Mar Báltico durante el clima seco, lluvias típicas y lluvias torrenciales.

La Figura 15 muestra los resultados de los cálculos: el número de días, respectivamente, sin precipitación o con tiempo húmedo, lo que daría como resultado la misma carga que se descarga después de una precipitación torrencial. Por ejemplo, en el caso de N–NO2, se necesitarían 17 meses de clima seco para descargar la misma carga que se emitió diariamente durante un evento de lluvia torrencial en julio de 2016. Para P–PO4 y TSS, serían 16 meses, y casi 3 años, respectivamente. Tras las lluvias torrenciales de 2017, los plazos fueron menores: 4,5 meses en relación a N–NO2, más de 6 meses en relación a DQO, más de 3 meses en relación a N–NO3 y N–NH4. A modo de comparación, el período con precipitación "típica", en relación con los compuestos nitrogenados y DQO, fue unas 10 veces más corto, en relación con P–PO4 y Ptot 17 y 7 veces más corto, respectivamente. Esto ilustra la importancia de la escorrentía de aguas pluviales de las áreas urbanas para la calidad de las aguas superficiales, y enfatiza especialmente el gran impacto de las lluvias catastróficas y las inundaciones urbanas, que a menudo se reducen o se descuidan.

El número de días sin precipitaciones y con precipitaciones de hasta 30 mm, que resultan en el vertido de la misma carga de contaminantes que emanó tras las lluvias torrenciales de julio de 2016 y julio de 2017. Dibujo de análisis: cuántos días sin precipitaciones (en la parte superior del dibujo) o con tiempo húmedo (en la parte inferior del dibujo) para eliminar la misma cantidad de contaminantes que después de las lluvias torrenciales de 2016 (izquierda) y después de las lluvias torrenciales de 2017 (derecha).

Nuestra investigación ayuda a dilucidar las vías de migración de contaminantes difusos y contribuye a la evaluación de fenómenos complejos de deposición, resuspensión y transporte de contaminantes en receptores de aguas pluviales urbanas y tanques de retención, especialmente durante inundaciones pluviales.

Debido al crecimiento dinámico de la población y la densidad urbana, las inundaciones pluviales corren el riesgo de aumentar dramáticamente. Las inundaciones urbanas pueden acarrear graves consecuencias no solo en términos de pérdidas materiales, sino que también pueden provocar importantes vertidos de contaminantes que suponen un riesgo sustancial para el medio ambiente. Por lo tanto, es importante comprender la respuesta de las áreas urbanas en términos de contaminantes liberados durante el clima lluvioso.

Mediante un análisis de isótopos estables de carbono y nitrógeno identificamos el origen alóctono (terrestre) de los contaminantes depositados en los sedimentos, lo que indicó que los contaminantes fueron llevados a los tanques de retención con las escorrentías pluviales. La fuente alóctona se confirmó no solo mediante análisis directos, sino también mediante análisis de muestras que indicaban un origen mixto de contaminantes utilizando un modelo de mezcla de fuentes múltiples. Los fertilizantes nitrogenados orgánicos resultaron ser la principal fuente de nitrógeno en los sedimentos del fondo. En contraste, las fuentes de carbono orgánico fueron mixtas, incluyendo plantas terrestres C3, madera y aceite. Además se verificó un aporte menor de fitoplancton de agua dulce.

Una comparación de las concentraciones de N–NO2, N–NO3, N–NH4, P–PO4, Ptot, COD y TSS después de lluvias torrenciales y "típicas" (con una profundidad de precipitación de hasta 30 mm) reveló un aumento significativo en todas las concentraciones medidas después de lluvias torrenciales. Observamos los siguientes aumentos: N–NO3 1,2 veces, N–NH4 1,8 veces, P–PO4 aproximadamente 2,0 veces, Ptot aproximadamente 2,0 veces, COD aproximadamente 2,0 veces y TSS 8,0 veces. Esto se aplica al nitrato y al nitrógeno del nitrato, cuya concentración aumentó 3,7 veces después de lluvias torrenciales en comparación con el clima húmedo. Los tanques de retención fueron menos efectivos para reducir el volumen de entrada de contaminantes durante las lluvias torrenciales que durante las lluvias típicas. Esto se debió a la limitada sedimentación bajo una mayor dinámica de flujo, lo que también podría causar la resuspensión de los contaminantes ya depositados. Las cargas de compuestos de nitrógeno y fósforo descargadas por el arroyo Oliwski después de un día de lluvia torrencial correspondieron a cargas descargadas durante 1 año en el caso del nitrógeno, y 3-4 meses en el caso del fósforo, durante el tiempo seco. En cuanto a la precipitación "típica", se podría descargar la misma carga que durante las lluvias torrenciales durante los períodos de 18 a 56 días de lluvia típica para cargas de compuestos de nitrógeno, fósforo y materia orgánica y hasta 24 días para SST. Las lluvias torrenciales contribuyeron a un rápido aumento en la concentración de contaminantes en el arroyo que recibe la escorrentía de aguas pluviales.

Los tanques de retención juegan un papel muy importante en la prevención de inundaciones en áreas urbanas. También retienen de manera efectiva los contaminantes transportados por la escorrentía de las aguas pluviales, aunque son menos efectivos durante las lluvias torrenciales y las inundaciones pluviales. Además, los sedimentos depositados en los tanques de retención urbanos pueden ser una fuente de recontaminación del agua. La investigación futura debe centrarse en formas de reducir la escorrentía a los cursos de agua, como un análisis de los efectos de las zonas de amortiguamiento a lo largo de los cursos de agua que deberían reducir la escorrentía.

Los conjuntos de datos utilizados y/o analizados durante el estudio actual están disponibles del autor correspondiente a pedido razonable.

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La correspondencia es Karolina Matej-Łukowicz.

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Reimpresiones y permisos

Matej-Łukowicz, K., Wojciechowska, E., Kolerski, T. et al. Fuentes de contaminación en sedimentos de tanques de retención e influencia del tipo de precipitación en el tamaño de la carga contaminante. Informe científico 13, 8884 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-35568-9

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Recibido: 17 noviembre 2022

Aceptado: 20 de mayo de 2023

Publicado: 01 junio 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-35568-9

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