Evaluación de tecnologías potenciales de reducción de la contaminación de las aguas de canarias by Agencia Canaria de Investigación, Innovación y Sociedad de la Información (ACIISI)

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS PROYECTO TECNOAGUA. INFORME FINAL

Octubre de 2011 Proyecto realizado por la Universidad de La Laguna incluido en la “Red de Excelencia de Energía, Agua y Medio Ambiente” promovida por el Instituto Tecnológico de Canarias, S. A. Departamento de Ingeniería Química y Tecnología Farmacéutica Línea de Investigación en Tratamiento y Reutilización de Aguas Residuales

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

PARTICIPANTES EN EL PROYECTO

Coordinador Investigador Principal del Proyecto Sebastián Delgado Díaz Área: Ingeniería Química Centro: Universidad de La Laguna Facultad de Química Avda. Astrofísico Francisco Sánchez, s/n. 38200. La Laguna. Santa Cruz de Tenerife e-mail: sdelgado@ull.es Grupo redactor del Proyecto Enrique González Cabrera Área: Ingeniería Química Centro: Universidad de La Laguna Aurora Martín Calero Área: Química Analítica Centro: Universidad de La Laguna Grupos de investigación participantes en el Proyecto Grupo: Tratamiento y Reutilización de aguas Área: Ingeniería Química Centro: Universidad de La Laguna Investigadores Principales: Sebastian Delgado Díaz y Fernando Díaz González Grupo: Química Analítica Agroalimentaria y Medioambiental Area: Química Analítica Centro: Universidad de La Laguna Investigador Principal: Venerando González Díaz Grupo: Recursos de Suelos y Aguas Área: Edafología y Geología Centro: Universidad de La Laguna Investigadores Principales: Maria Luisa Tejedor Salguero y José Manuel Hernández Moreno Grupo: Laboratorio de Física Médica y Radiactividad Ambiental de La Laguna. Área: Medicina Física y Farmacología Centro: Universidad de La Laguna Investigador Principal: José Hernández Armas Grupo: Instituto Universitario de Enfermedades Tropicales y Salud Pública de Canarias Área: Ecología, Genética y Parasitología Centro: Universidad de La Laguna Investigador Principal: Basilio Valladares Hernandez Grupo: Fotoquímica Aplicada Área: Química Inorgánica, Ingeniería Química Centro: Universidad de La Laguna Investigador Principal: Pedro Esparza Ferrera Grupo: Toxicología Alimentaria y Medioambiental Área: Toxicología Centro: Universidad de La Laguna Investigador Principal: Arturo Hardisson de la Torre

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Grupo: Departamento de Agua-Instituto Tecnológico de Canarias (ITC) Área: Tratamiento y calidad de las Aguas Centro: Instituto Tecnológico de Canarias (ITC) Investigador Principal: Baltasar Peñate Suárez Grupo: Fundación Centro Canario del Agua Area: Postratamiento de aguas desaladas y desalación Centro: Fundación Centro Canario del Agua Investigador Principal: Manuel Hernández Suárez Grupo: Análisis Químico Medioambiental Area: Química Analítica Centro: Universidad de Las Palmas de Gran Canaria Investigador Principal: José Juan Santana Rodríguez Este proyecto ha sido financiado por el Instituto Tecnológico de Canarias (ITC) dentro del Programa de Redes de Excelencia.

III

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

AGRADECIMIENTOS A todas aquellas personas que han contribuido a la redacción del presente informe, de modo especial a: D. Mariano de León Reyes, Director General de Aguas del Gobierno de Canarias, por su inestimable apoyo y el interés mostrado en los resultados de este proyecto. Asimismo, a D. Carlos Soler Liceras, D. Santiago Brouard, D. Pedro Calderón y D. Juan Carlos Ibrahim Perera, Jefes de distintos Servicios de la Dirección General de Aguas, por su asesoramiento en materia de gestión y planificación de recursos hídricos en el archipiélago. Dña. Mª Luisa Pita Toledo y Dña. Macrina Martín Delgado, Jefa del Servicio y Técnica del Servicio, respectivamente, de Sanidad Ambiental de la Dirección General de Salud Pública de Canarias, por su contribución a identificar aquellos contaminantes de mayor importancia para la salud humana. D. José D. Fernández Bethencourt, Gerente del Consejo Insular de Aguas de Tenerife, y a todo su equipo técnico, Dña. Isabel Farrujia de la Rosa, D. Juan José Braojos Ruiz y D. José Lorenzo García Bermejo, por su colaboración en el establecimiento de aquellos aspectos prioritarios a analizar en las soluciones tecnológicas propuestas. D. Escolástico Aguiar González, Gerente de Balsas de Tenerife (BALTEN), por haber aportado su gran experiencia en la gestión de recursos hídricos no convencionales, especialmente en desalinización de aguas subterráneas salobres y reutilización de aguas regeneradas. D. Alfredo Gutiérrez Zavala, Director General de la Empresa Mixta de Aguas de Santa Cruz de Tenerife S.A. (EMMASA), por la información suministrada sobre los problemas de calidad que afectan al municipio de Santa Cruz de Tenerife. D. José Luis Guerra Marrero y D. Enrique Moreno Deus, Gerente y Jefe de Servicio de Planificación y Coordinación, respectivamente, del Consejo Insular de Aguas de Gran Canaria por su continua disponibilidad para atender cualquier consulta en relación a la gestión de las aguas en Gran Canaria. D. Rafael Sánchez Ramírez, Gerente de la Macomunidad del Sureste de Gran Canaria, por haber facilitado la visita a sus instalaciones y el interés mostrado en los resultados de este proyecto. D. José Manuel Quintero Gutiérrez, Gerente del Consejo Insular del Hierro, por su disponibilidad y la información suministrada. Dña. Beatriz Suárez Sosa y D. Domingo Montañez Montañez, Gerente y Técnico de Recursos y Cauces, respectivamente, del Consejo Insular de Fuerteventura, por haber puesto a disposición del grupo redactor una gran cantidad de información y mostrar con todo detalle las principales instalaciones de la isla. D. Juan José Hernández Duchamin, Gerente del Consejo Insular de Lanzarote, por haber documentado exhaustivamente las dificultades de gestión que presenta una isla con déficit hídrico natural. D. Juan Antonio Morales, Director del departamento de saneamiento y depuración de la empresa Insular de Aguas de Lanzarote S.A. (INALSA), por la información suministrada sobre los sistemas de tratamiento de aguas residuales en la isla de Lanzarote. D. Julián Horcajada Oliva, Gerente del Consejo Insular Aguas de la isla de La Gomera, por la amplia y valiosa información suministrada.

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D. Merdeces Rodríguez López, Gerente del Consejo Insular de Aguas de la isla de La Palma, por su colaboración y disponibilidad. D. José Luis Pérez Talavera, Director Técnico de Explotaciones de SADYT, por su disponibilidad, su asesoramiento técnico y su inestimable contribución a orientar las líneas futuras de investigación. D. Antonio Casañas González, responsable comercial de Dow Water Solutions para España y Portugal, por su asesoramiento en las tecnologías de membranas. D. Manuel Sánchez Medina, Delegado para Canarias de ACCIONA AGUAS, por haber mostrado en detalle sus instalaciones y por contribuir de manera importante, mediante su visión y experiencia práctica, al establecimiento de los principales problemas de calidad en aguas desalinizadas. D. Gaspar Ponte Machado y D. Rafael del Castillo, Director Gerente y Resposable de abastecimiento, respectivamente, de la empresa Eléctrica de Maspalomas S.A. (ELMASA), por su disponibilidad, la información suministrada y la explicación de un sistema de gestión integral centrado en la minimización de pérdidas. Dña. Cristina Domínguez Conde y D. Alejandro Armas Díaz, Técnicos de la Oficina de Transferencia de Resultados de Investigación (OTRI) de la Universidad de La Laguna, por su eficacia en la gestión del presente proyecto. Todos aquellos que han colaborado directa o indirectamente en la realización de este proyecto.

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PRESENTACIÓN Las Redes de Excelencia Tecnológica, promovidas por el Instituto Tecnológico de Canarias (ITC), son un nuevo instrumento que complementa las actuaciones en el sistema canario de la I+D+i. Permiten establecer sinergias entre los grupos canarios de I+D, promoviendo su participación en proyectos conjuntos en áreas de interés estratégico para Canarias. Las redes canarias de excelencia tecnológica se apoyan en la experiencia de otras agrupaciones en red para investigación en tecnologías de interés industrial, así como en los recientes informes de la Comisión Europea en relación al futuro Instituto Europeo de Tecnología (IET). En este marco se ha constituido la Red de Excelencia en Energía, Agua y Medioambiente, dentro de la cual el ITC propuso el proyecto “Evaluación de tecnologías potenciales de reducción de la contaminación de las aguas de Canarias (TECNOAGUA)”, con el objetivo de realizar un diagnóstico de los principales problemas en cuanto a calidad de las aguas de abastecimiento y aguas residuales o depuradas en Canarias. El análisis de los problemas de calidad en las aguas de Canarias se estableció desde una triple perspectiva: la de los organismos de planificación hídrica (Consejos Insulares de Aguas), la de las empresas privadas del sector y la de los grupos de investigación. Por ello, se hizo indispensable el encuentro entre representantes de los diversos organismos y empresas para establecer de manera conjunta los principales problemas a dar respuesta en próximas iniciativas de I+D+i en Canarias. Con objeto de alcanzar los objetivos propuestos se determinó un plan de trabajo que comprendía tres fases: F.1) Diagnostico y priorización de los principales problemas del agua en Canarias mediante reuniones con entidades y empresas canarias para recopilar información regional del máximo de fuentes posibles, entre las que se incluyeron Dirección General de Aguas, Dirección General de Salud Pública, Mancomunidades, Ayuntamientos y Consejos Insulares de Aguas, entre otras, sobre los problemas que plantea la calidad de las aguas y su orden de prioridad. Asimismo, se contempló una amplia recopilación bibliográfica de los problemas de calidad detectados en el sector. F.2) Propuesta y selección de alternativas viables desde el punto de vista tecnológico. Para ello fue necesaria una revisión bibliográfica sobre las tecnologías disponibles y su posible aplicación en Canarias. F.3) Capacidad de los grupos de investigación existentes para abordar los problemas detectados. Se analizaron las líneas actuales de investigación en Canarias, su grado de desarrollo y su potencial, y se propusieron nuevas líneas orientadas a resolver tecnológicamente los principales problemas planteados en las aguas de Canarias. En este informe final se recoge información actualizada sobre los principales contaminantes presentes en las aguas en Canarias, las tecnologías de eliminación existentes a nivel mundial y la viabilidad de una posible implantación de esas tecnologías en Canarias. Asimismo, las situaciones particulares que se han detectado para algunos contaminantes, que impiden la implantación de las tecnologías convencionales, han servido como base para plantear nuevas líneas de investigación a desarrollar en Canarias.

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RESUMEN EJECUTIVO El agua es un recurso natural indispensable para el bienestar humano y el desarrollo socioeconómico de Canarias. Sin embargo, la escasez natural de este recurso y la difícil gestión del mismo compromete el desarrollo sostenible de las islas. La sobreexplotación del recurso hídrico tradicional de las islas, las aguas subterráneas, ha llevado a los acuíferos a una situación crítica, produciéndose en las últimas décadas un descenso drástico en la calidad y cantidad del recurso. Como consecuencia, en la mayoría de las islas, con excepción de La Gomera y La Palma, la utilización de recursos no convencionales como la desalinización de agua de mar y la reutilización de aguas regeneradas, se ha convertido en una práctica muy extendida y con un elevado nivel de aceptación social. No obstante, las normativas vigentes para las aguas de abastecimiento a poblaciones (RD140/2003) y la reutilización de aguas depuradas con fines recreativos y agrícolas (RD 1620/2007) son muy exigentes en cuanto a calidad y seguridad sanitaria, lo que ha llevado a la búsqueda de tecnologías de tratamiento cada vez más eficaces en la eliminación de contaminantes. En este marco ha surgido el proyecto TECNOAGUA, en el que se proponía realizar un diagnóstico de los principales problemas en cuanto a calidad de las aguas en Canarias. En concreto, se pretendía evaluar las limitaciones o condicionantes para su uso o vertido final con garantías y plantear posibles tecnologías que den solución a dichos problemas, de manera específica en lo relacionado con parámetros de calidad fuera de rango normativo o contaminantes concretos catalogados y detectados en aguas de Canarias, basadas en información actualizada y respaldada por datos y resultados técnicos contrastados y registrados. Las fuentes consultadas en este proyecto (bibliográficas y entrevistas con entidades, empresas y grupos de investigación) permitieron identificar los parámetros de calidad fuera de norma o preocupantes que limitan el uso de algunos tipos de agua en Canarias. Esta identificación constituye un primer paso para una planificación racional y priorizada de los estudios a realizar a nivel regional. Los contaminantes, agrupados por tipos de agua y origen, son: a) Aguas para consumo. Origen natural (pozos y galerías) Fluoruros Nitratos Cloruros Subproductos de desinfección (AHA y THM) Radioactividad b) Aguas para consumo. Origen desalinización Boro Postratamientos (corrección índice de Langelier) c)

Aguas para riego. Origen natural (pozos y galerías) Índice de adsorción de sodio, conductividad eléctrica, sodio

d) Aguas depuradas/regeneradas Índice de adsorción de sodio, conductividad eléctrica, calidad biológica Contaminantes emergentes En la Tabla I se muestran las principales conclusiones de este Proyecto, recogiéndose la prioridad que se le da a cada parámetro de calidad y el estado de desarrollo tecnológico alcanzado tanto a nivel mundial como en Canarias.

VII

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

En función de los resultados obtenidos, cabría agrupar a los parámetros en tres grandes grupos. El primero lo constituirían aquellos que son considerados de interés por el elevado coste que su tratamiento supone, a pesar de que se dispone un elevado grado de desarrollo tecnológico en Canarias. En este primer grupo estarían el boro, los postratamientos de desalación, el cloruro y el sodio. El segundo grupo lo formarían aquellos parámetros cuyos procesos de tratamiento están plenamente desarrollados a nivel internacional pero que no se han implantado totalmente a nivel regional. Los parámetros que se incluyen en este grupo son los fluoruros, los nitratos, los precursores de AHA y THM, y la calidad biológica. Finalmente, se podría identificar un tercer grupo formado por aquellos contaminantes cuyo interés ha surgido en los últimos años y que a nivel regional se está todavía analizando la situación geográfica y el alcance de la contaminación. En este grupo aparecen la contaminación por radioactividad y la presencia de contaminantes emergentes. Desde la óptica de las posibles líneas de investigación a desarrollar, parece natural centrarse en los parámetros de los dos últimos grupos descritos, que son aquellos cuyos procesos de tratamiento muestran un menor grado de implantación tecnológica en Canarias. Se puede concluir, de manera general, que los resultados alcanzados muestran la complejidad del problema y la necesidad de constituir grupos multidisciplinares de investigación, en continuo contacto con las entidades públicas y empresas privadas gestoras del recurso, como vía para priorizar las líneas de trabajo futuras, en próximas iniciativas de I+D+i, desde los centros de investigación de Canarias.

VIII

x x x

Precursores de AHA y THM

Calidad biológica

Contaminantes emergentes

x x

Prioridad

Estadio I+D a nivel mundial*

Estadio del I+D a nivel de Canarias*

Tabla I. Priorización de los problemas de calidad de las aguas en Canarias y grado de Investigación, Desarrollo e Innovación.

*Evaluación del estadio de I+D. 1=Selección del problema; 2=Recopilación bibliográfica; 3=Investigación preliminar; 4=Investigación avanzada; 5=Desarrollo de prototipos; 6=Investigación a nivel industrial; 8=Comercialización; 9=Mejoras sobre el desarrollo; 10=Problema considerado casi resuelto.

Radioactividad

Nitratos

Sodio, SAR

Cloruros

x x

Desalación RO postratamiento

Boro

Fluoruros

GC LZ FU TF LG EH LP

Tema

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

PARTICIPANTES EN EL PROYECTO……………………………………………………. II AGRADECIMIENTOS.................................................................................. IV PRESENTACIÓN………………………………………………………………………………. VI RESUMEN EJECUTIVO……………………………………………………………………... VIII LISTA DE FIGURAS…………………………………………………………………………………………………… XIII LISTA DE TABLAS……………………………………………………………………………………………………… XVII 1. INTRODUCCIÓN………………………..………………………………………………… 1.1. Panorámica general de las aguas en Canarias………………………………………………… 1.2. Recursos hídricos renovables…………………………………………………………………………… 1.3. Recursos hídricos no convencionales……………………………………………………………… 1.3.1 Desalinización de agua de mar o salobre……………………………………………… 1.3.2 Reutilización de aguas depuradas………………………………………………………… 1.4. Referencias bibliográficas…………………………………………………………………………………

1 1 2 4 4 7 8

2. METODOLOGÍA……………………………………………………………………..…….. 2.1. Confección del cuestionario……………………………………………………………………………… 2.2. Realización de entrevistas…………………………………………………………………………………

11 11 13

3. RESULTADOS………………………………………………………………………….….. 15 3.1. Identificación y priorización de parámetros de calidad……………………………………… 15 3.1.1 Aguas para consumo………………………………………………………………………………… 15 3.1.2 Aguas para riego………………………………………………………………………………………… 17 3.1.3 Aguas depuradas/regeneradas……………………………………………………………………17 3.2. Identificación de otros parámetros no recogidos en la consulta……………………… 20 3.3. Conclusiones de la consulta realizada……………………………………………………………… 21 ANEXO A- CUESTIONARIO………………………………………………………………. ANEXO B- FICHAS DE CONTAMINANTES................................................... B.1. Fluoruros…………………………………………………………………………………………………………… B.2. Nitratos……………………………………………………………………………………………………………… B.3. Cloruros……………………………………………………………………………………………………………… B.4. Subproductos de desinfección (AHA y THM)…………………………………………………… B.5. Radioactividad…………………………………………………………………………………………………… B.5. Boro…………………………………………………………………………………………………………………… B.6. Remineralización de las aguas desalinizadas…………………………………………………… B.7. Salinidad de las aguas……………………………………………………………………………………… B.8. Contaminantes emergentes……………………………………………………………………………… B.9. Reutilización de aguas residuales………………………………………………………………………

23 33 35 61 77 99 125 133 153 165 185 225

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

LISTA DE FIGURAS Figura 1.

Recursos de agua de Canarias (elaboración propia)…………………………

Figura 2.

Consumos de agua en Canarias (elaboración propia)………………………

Figura 3.

Uso medio de agua por superficie en parcela según tipos de cultivo (INE, 2008; SACT, 2004)…………………………………………………………………

Balance hídrico subterráneo de la isla de Tenerife (EGDHTF, 2008)…………………………………………………………………………………………………

Capacidad operativa de desalación (m3/d) y porcentaje de desalación por Comunidades Autónomas respecto al total desalado en España. Datos correspondientes al año 2009 (MMA, 2009)………

Capacidad de producción y número de plantas instaladas en Canarias (Hernández, 2006)……………………………………………………………

Volumen reutilizado (m3/d) y porcentaje de volumen reutilizado frente a volumen depurado en España. Datos correspondientes al año 2008 (elaboración propia a partir de INE, 2008)……………………

Volumen de aguas depuradas reutilizadas en Canarias (ISTAC, 2010)…………………………………………………………………………………………………

Consumos de aguas regeneradas. a) España; b) Canarias (AQUAMAC II, 2008)…………………………………………………………………………

Parámetros en aguas para consumo considerados como importantes. Origen natural………………………………………………………………

Parámetros en aguas para consumo considerados como importantes. Origen agua de mar desalinizada………………………………

Parámetros en aguas para consumo considerados como importantes. Transporte, almacenamiento y tratamiento………………

Parámetros en aguas para riego considerados como importantes. Origen natural……………………………………………………………………………………

Parámetros en aguas para riego considerados como importantes. Origen agua de mar desalinizada………………………………………………………

Parámetros en aguas depuradas/regeneradas considerados como importantes. Tratamiento terciario……………………………………………………

Parámetros en aguas depuradas/regeneradas considerados como importantes. Transporte y almacenamiento……………………………………

Distribución mundial de poblaciones afectadas de forma endémica por fluorosis dental debida a un consumo de aguas subterráneas ricas en flúor (> 1.5 mg F/l)………………………………………………………………

Porcentaje por Islas de niños de 12 años afectados por fluorosis dental…………………………………………………………………………………………………

Figura 4.

Figura 5.

Figura 6.

Figura 7.

Figura 8.

Figura 9.

Figura 10.

Figura 11.

Figura 12.

Figura 13.

Figura 14.

Figura 15.

Figura 16.

Anexo B Figura B1.

Figura B2.

XIII

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

Mapa en el que se muestran los puntos en los que se supera la concentración de 1.5 mg/l de F en la Isla de Fuerteventura……………………………………………………………………………………

Puntos en la Isla de La Palma en la que se supera la concentración de 1.5 mg F/l……………………………………………………………………………………

Isolíneas de fluoruros de las aguas subterráneas de Tenerife……………………………………………………………………………………………

Puntos en la Isla de Gran Canaria en los que se supera la concentración de 1.5 mg F/l……………………………………………………………

Concentración de nitratos en las aguas subterráneas y densidad de fertilizantes nitrogenados aplicados en los países de la UE……………

Figura B8.

Isolíneas de nitratos de las aguas subterráneas de Gran Canaria…

Figura B9.

Isolíneas de nitratos de las aguas subterráneas de Tenerife……………

Figura B3.

Figura B4.

Figura B5.

Figura B6.

Figura B7.

Figura B10. Isolíneas de nitratos en el Valle de La Orotava: a) periodo 19901991; b) periodo 2002-2004……………………………………………………………

Figura B11. Esquema del proceso de electrodiálisis reversible con la inversión de polaridad………………………………………………………………………………………

Figura B12. Fotografía de un módulo de electrodiálisis reversible. Planta de GE Water & Process situada en Safaria (Israel)……………………………………

Figura B13. Fotografía de una instalación de desnitri-ficación via biológica. Arema, S.A…………………………………………………………………………………………

Figura B14. Infraestructura de desalinización de aguas de mar y salobres en la isla de Tenerife……………………………………………………………………………………

Figura B15. Fotografía de la instalación desalinizadora de Aripe…………………………

Figura B16. Fotografía de la instalación desalinizadora de el Reventón………………

Figura B17. Mapa de concentraciones de cloruro en el agua subterránea obtenido del proyecto SPA-15 (1975)………………………………………………

Figura B18. Mapa correspondiente a la distribución de cloruros en las aguas subterráneas de la isla de Fuerteventura…………………………………………

Figura B19. Resumen gráfico de presiones significativas sobre las aguas subterráneas de la isla de Fuerteventura (izquierda) y comparación entre los datos de cloruros recogidos en el Plan Hidrológico vigente (derecha)……………………………………………………………………………………………

Figura B20. Presiones sobre las masas de agua subterránea de la isla de La Palma (izquierda) y evaluación del riesgo de intrusión salina (derecha)……………………………………………………………………………………………

Figura B21. Presiones sobre las masas de agua subterránea de la isla de La Gomera (izquierda) y evaluación del riesgo de intrusión salina (derecha)……………………………………………………………………………………………

Figura B22. Presiones sobre las masas de agua subterránea de la isla de El Hierro (izquierda) y evaluación del riesgo de intrusión salina (derecha)……………………………………………………………………………………………

XIV

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

Figura B23. Presiones sobre las masas de agua subterránea de la isla de Tenerife (izquierda) y evaluación del riesgo de intrusión salina (derecha)……………………………………………………………………………………………

Figura B24. Isolíneas de la concentración de cloruro en la isla de Tenerife………

Figura B25. Evolución de las captaciones de agua y la desalación de agua en la isla de Gran Canaria en el período 1904-2004…………………………………

Figura B26. Presiones sobre las masas de agua subterránea de la isla de Gran Canaria (izquierda) y mapa de la concentración de cloruros (derecha)……………………………………………………………………………………………

Figura B27. Infraestructura de desalación de aguas salobres y de mar……………

Figura B28. Evolución de derivados del cloro a lo largo de la cloración………………

100

Figura B29. Esquema de formación de los SPD……………………………………………………

102

Figura B30. Diagrama de flujo de la planta de ósmosis inversa de Fujairah, en Arabia Saudita. Cada bloque representa un paso de OI…………………

140

Figura B31. Fotografías de la planta de ósmosis inversa de Fujairah, en Arabia Saudita ………………………………………………………………………………………………

140

Figura B32. Diagrama de flujo de la planta de ósmosis inversa de Ashkelon, en Israel…………………………………………………………………………………………………

141

Figura B33. Fotografías de la planta de ósmosis inversa de Ashkelon, en Israel

141

Figura B34. Complejo formado entre el ácido bórico y el grupo N-metil-Dglucamina de la resina………………………………………………………………………

142

Figura B35. Posible diseño de un proceso híbrido de OI y resinas de intercambio para la eliminación de boro……………………………………………

143

Figura B36. Diagrama de flujo del proceso híbrido intercambio iónico-filtración con membranas…………………………………………………………………………………

149

Figura B37. Expectativas de crecimiento en la capacidad de desalación en el mundo…………………………………………………………………………………………………

153

Figura B38. Detalle del bastidor de membranas de ósmosis inversa. IDAM Las Palmas III……………………………………………………………………………………………

153

Figura B39. Desaladora de Roque Prieto………………………………………………………………

157

Figura B40. Relación entre la dosificación Ca(OH)2 y el aumento de pH en aguas desalinizadas para tres concentraciones de CO2……………………

158

Figura B41. Proceso de remineralización con Ca(OH)2 y CO2………………………………

158

Figura B42. Proceso de remineralización de calcita de flujo ascendente y altura constante……………………………………………………………………………………………

160

Figura B43. Distintas vistas de una planta de calcita de flujo ascendente y altura constante…………………………………………………………………………………

160

Figura B44. Distribución de mundial de suelos afectados por salinidad………………

168

Figura B45. Salinización severa del suelo en Dasht-e-Kavir, Irán………………………

168

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

Figura B46. Normas de Riverside…………………………………………………………………………

170

Figura B47. Normas de L.V. Wilcox………………………………………………………………………

171

Figura B48. Riego por aspersión en Cape Town, Sudáfrica…………………………………

172

Figura B49. Riego por goteo en Israel…………………………………………………………………

173

Figura B50. Fotografía de la planta de OI en Cuevas de Almanzora, Almería……

179

Figura B51. Fotografía de la planta de EDR en la isla baja, Tenerife…………………

179

Figura B52. Contenido en sodio en las aguas subterráneas de la isla de Tenerife………………………………………………………………………………………………

180

Figura B53. Conductividad en las aguas subterráneas de la isla de Tenerife………………………………………………………………………………………………

180

Figura B54. Contenido en sodio en las aguas subterráneas de la isla de Gran Canaria………………………………………………………………………………………………

181

Figura B55. Conductividad de aguas subterráneas de la isla de Gran Canaria……

181

Figura B56. Composición de los alquilfenoles etoxilados……………………………………

193

Figura B57. Ciclo de los contaminantes emergentes (CE-DE) limitado en relación al origen y destino………………………………………………………………

194

Figura B58. Resumen de las principales etapas que componen las metodologías de análisis de CE-DE en muestras de agua………………………………………

199

Figura B59. Resumen de las principales etapas que componen las metodologías de análisis de CE-DE en muestras de agua………………………………………

200

Figura B60. Factores que influyen en el rendimiento de eliminación de las membranas de nanofiltración…………………………………………………………

216

Figura B61. Evolución de la reutilización de aguas regeneradas en Tenerife. Periodo 1995-2005………………………………………………………………………….

230

Figura B62. Fotografías mediante SEM de 3 tipos de membranas: a) poliéter sulfona sulfonada; b) poliéter sulfona; c) acetato de celulosa.........

233

Figura B63. Fotografía del módulo de membranas de fibra hueca PURON…………

234

Figura B64. Esquema tratamiento para obtener una calidad de agua tipo A. A.1) Esquema convencional; A.2) Esquema convencional con filtración granular; A.3) Esquema BRM……………………………………………

241

Figura B65. Fotografía de la unidad de microfiltración en Hoyo del Pozo……………

242

Figura B66. Fotografía de la instalación de ósmosis inversa en Hoyo del Pozo….

242

Figura B67. Esquema tratamiento para obtener una calidad de agua tipo B………

243

Figura B68. Esquema tratamiento para obtener una calidad de agua tipo C……..

243

Figura B69. Esquema tratamiento para obtener una calidad de agua tipo D………

244

XVI

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

LISTA DE TABLAS Tabla 1.

Recursos y consumos de agua en Canarias………………………………………

Tabla 2.

Recursos y consumos de agua en Canarias. Datos correspondientes al año 2000 (Hernández, 2000)……………………………

Plantas de mayor capacidad de Canarias (Hernández, 2006; EGDHGC, 2009)…………………………………………………………………………………

Capacidad de desalación en Canarias según tecnologías aplicadas. Datos correspondientes al año 2006 (adaptada de Hernández, 2006)…………………………………………………………………………………………………

Tabla 5.

Tratamientos terciarios en el sistema de reutilización planificada de Tenerife…………………………………………………………………………………………

Tabla 6.

Distribución de costes de aguas regeneradas en el Sur de Tenerife………………………………………………………………………………………………

Tabla 7.

Tratamientos terciarios en Gran Canaria (Deniz et al., 2009; AQUAMAC II, 2008)…………………………………………………………………………

Tabla 8.

Tratamientos terciarios en Lanzarote (adaptado de AQUAMAC II, 2008)…………………………………………………………………………………………………

Tabla 9.

Principales tratamientos terciarios en Fuerteventura………………………

Grado de conformidad de carga contaminante tratada y número de depuradoras con tratamiento secundario y avanzado por Comunidades Autónomas. Datos correspondientes a 2008. (MARM, 2009)…………………………………………………………………………………………………

Tabla 11.

Parámetros de calidad en aguas de consumo humano……………………

Tabla 12.

Parámetros de calidad en aguas blancas para riego………………………

Tabla 13.

Parámetros de calidad en aguas depuradas/regeneradas………………

Tabla 14.

Organismos consultados……………………………………………………………………

Tabla 15.

Empresas consultadas………………………………………………………………………

Tabla 16.

Grupos de investigación consultados………………………………………………

Tabla 17.

Resumen de consultas realizadas……………………………………………………

Tabla 18.

Identificación por parte de los agentes externos de otros parámetros no recogidos en la consulta inicial…………………………………

Tabla 19.

Identificación por parte de los grupos de investigación de otros parámetros no recogidos en la consulta inicial…………………………………

Tabla 20.

Priorización de parámetros de calidad en función de los resultados de las consultadas realizadas a los agentes externos (AG) y los grupos de investigación (GI). El número indica la importancia relativa expresada en %……………………………………………………………………

Tabla 3.

Tabla 4.

Tabla 10.

XVII

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

Anexo B Tabla B1.

Contenido medio de fluoruros en distintos países……………………………

Tabla B2.

Valores de referencia para la contaminación de fluoruro…………………

Tabla B3.

Evolución de las concentraciones medias máximas de flúor (mg/l) en los municipios de la Isla de Tenerife en el período 1984-2009…

Evolución de las concentraciones medias máximas de flúor (mg/l) en los municipios de la Isla de Gran Canaria en el período 19842000……………………………………………………………………………………………………

Ventajas e inconvenientes de la utilización de metodologías de membrana en la eliminación del flúor………………………………………………

Principales características de las tecnologías de membranas para la eliminación de flúor……………………………………………………………………………

Ventajas e inconvenientes de la utilización de tecnologías basadas en fenómenos de adsorción en la eliminación del flúor……………………

Principales características técnicas de las metodologías basadas en fenómenos de adsorción para la eliminación de flúor………………………

Principales características técnicas de las metodologías basadas en el intercambio iónico para la eliminación de flúor……………………………

Principales características técnicas de las metodologías basadas en fenómenos de coprecipitación/coagulación para la eliminación de flúor……………………………………………………………………………………………………

Principales tecnologías basadas en fenómenos de coprecipitación/coagulación………………………………………………………………

Principales ventajas y limitaciones de las tecnologías más conocidas y utilizadas para reducción de flúor en agua potable………

Calidad del agua antes y después del tratamiento con EDR en dos plantas situadas en la isla de Tenerife………………………………………………

Contenido en flúor (mg/l) en el agua de alimentación y producto en la planta EDR Aripe (Tenerife)………………………………………………………

Tabla B15.

Valores de referencia para la contaminación de nitratos y nitritos…

Tabla B16.

Evolución de las concentraciones medias de nitratos en las distintas masas de agua en Gran Canaria. Periodo 1971-2007………

Datos de operación de tres plantas de OI situadas en Milán, Italia. GE Water & Process……………………………………………………………………………

Tabla B18.

Datos de operación de tres plantas de EDR. GE Water & Process……

Tabla B19.

Resumen de las tecnologías disponibles para el tratamiento de nitratos………………………………………………………………………………………………

Contenido en nitratos (mg/l) en el agua de alimentación y producto en la planta EDR Aripe (Tenerife)………………………………………

Tabla B4.

Tabla B5.

Tabla B6.

Tabla B7.

Tabla B8.

Tabla B9.

Tabla B10.

Tabla B11.

Tabla B12.

Tabla B13.

Tabla B14.

Tabla B17.

Tabla B20.

XVIII

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

Calidad del agua antes y después del tratamiento con EDR en dos plantas situadas en la isla de Tenerife………………………………………………

Tabla B22.

Información Toxicológica de los SPD…………………………………………………

105

Tabla B23.

Estándares y valores guía relativos a los SPD (mg/l) en diferentes países…………………………………………………………………………………………………

108

Efectos bactericidas y remanentes de algunos tratamientos de aguas…………………………………………………………………………………………………

117

Cuadro comparativo de las principales características de desinfectantes……………………………………………………………………………………

117

Cuadro comparativo de las principales características de las tecnologías convencionales de potabilización de agua y sus limitaciones…………………………………………………………………………………………

118

Volúmenes de agua utilizados en la determinación de radionúclidos………………………………………………………………………………………

130

Tabla B28.

Comparación de los métodos de análisis de boro……………………………

135

Tabla B29.

Valores de referencia para la contaminación de boro en aguas de consumo……………………………………………………………………………………………

136

Demanda de agua para abastecimiento público (urbano y turístico) en función del origen del recurso………………………………………………………

137

Características técnicas de las membranas de alto rechazo de boro en agua………………………………………………………………………………………………

139

Tabla B21.

Tabla B24.

Tabla B25.

Tabla B26.

Tabla B27.

Tabla B30.

Tabla B31.

Tabla B32.

Resinas comerciales selectivas al boro……………………………………………… 142

Tabla B33.

Procesos de eliminación de boro en la desalinización de agua de mar (concentración de boro en agua de mar 4-5 mg/, temperatura 18-26 ºC)……………………………………………………………………………………………

144

Ventajas y limitaciones de las segundas etapas de tratamiento más habituales para la eliminación del boro……………………………………

145

Efecto de distintos parámetros de operación sobre la eliminación de boro………………………………………………………………………………………………

147

Tabla B36.

Composición media de las aguas desalinizadas………………………………

154

Tabla B37.

Principales plantas de desalación por ósmosis inversa en Canarias.

157

Tabla B38.

Consumo de reactivos químicos e incremento iónico de los principales procesos de remineralización…………………………………………

161

Técnicas de remineralización en las principales plantas de ósmosis inversa en Canarias……………………………………………………………………………

162

Tabla B34.

Tabla B35.

Tabla B39.

Tabla B40.

Clasificación de la salinidad del agua………………………………………………… 167

Tabla B41.

Superficie de regadío afectada por salinización de los cinco países con mayor riego y la estimación mundial…………………………………………

168

Valores guía para evaluar la el potencial de salinización y alcalinización de las aguas de riego…………………………………………………

169

Tabla B42.

XIX

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

Tabla B43.

Clasificaciones de las aguas según las normas Riverside…………………

170

Tabla B44.

Clasificación de los cultivos en función de su tolerancia a la salinidad………………………………………………………………………………………………

174

Tabla B45.

Clasificación y uso de aguas salobres para riego………………………………

176

Tabla B46.

Superficie regada afectada por salinidad (ECes>2 dS/m)…………………

182

Tabla B47.

Concentraciones de CE-DE en muestras de lodos……………………………

196

Tabla B48.

Concentraciones de CE-DE en muestras de aguas residuales municipales, superficiales y potable…………………………………………………

197

Metodologías analíticas para la determinación cuantitativa de CEDE en muestras de lodos……………………………………………………………………

201

Algunos de los Seminarios, Comités y Evaluaciones a nivel internacional sobre los disruptores endocrinos en el período 19952001……………………………………………………………………………………………………

205

Rendimiento de eliminación de CE-DE mediante diferentes procesos de tratamiento……………………………………………………………………

214

Eliminación de contaminantes emergentes en EDARs………………………

215

Tabla B53. Valores guía para evaluar la el potencial de salinización y alcalinización de las aguas de riego………………………………………………….

228

Principales parámetros químicos de los distintos tipos de aguas utilizadas…………………………………………………………………………………………….

229

Tabla B49.

Tabla B50.

Tabla B51.

Tabla B52.

Tabla B54.

Tabla B55. Valores medios de los principales parámetros físico-químicos del agua regenerada…………………………………………………………………......

230

Tabla B56. Valores de algunas características del agua de alimentación y el efluente filtrado en diferentes sistemas de filtración terciaria……………………………………………………………………………………………

232

Tabla B57. Parámetros de diseño y operación para diferentes sistemas de filtración terciaria aplicados a la regeneración de aguas residuales…………………………………………………………………………………………

232 235

Tabla B58. Las plantas de mayor capacidad de tratamiento con tecnología BRM………………………………………………………………………………………………….

236

Características generales de los procesos de membranas utilizados para la eliminación de compuestos disueltos en aguas residuales…………………………………………………………………………………………

237

Tabla B59.

Tabla B60. Principales procesos de oxidación avanzada………………………………….

238

Tabla B61. Dosificación de cloro necesaria para la desinfección en función de la procedencia del agua residual…………………………………………………….

239

Tabla B63. Dosificación de ozono necesaria para la desinfección en función de la procedencia del agua residual y la calidad requerida……………….

240

Tabla B64. Grupos de calidad de agua en función de los límites bacteriológicos establecidos en el RD 1620/2007………………………………………………………

242

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

Tabla B65. Características de los procesos en la línea de regeneración de aguas residuales en la EDAR de Hoya del Pozo………………………………………………….

242

Tabla B66. Estimación de costes de las líneas de tratamiento………………………………….

244

Tabla B67. Tratamientos terciarios en el sistema de reutilización planificada de Tenerife………………………………………………………………………………………………………

245

Tabla B68. Distribución de costes de aguas regeneradas en el Sur de Tenerife………

245

Tabla B69. Tratamientos terciarios en Gran Canaria…………………………………………………

246

Tabla B70. Tratamientos terciarios en Lanzarote………………………………………………………

246

Tabla B71. Principales tratamientos terciarios en Fuerteventura………………………………

247

Tabla B72. Grado de conformidad de carga contaminante tratada y número de depuradoras con tratamiento secundario y avanzado por Comunidades Autónomas. Datos correspondientes a 2008. ……………………………………….

248

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

1. INTRODUCCIÓN 1.1. Panorámica general de las aguas en Canarias El agua es un recurso natural indispensable para el bienestar humano y el desarrollo socioeconómico de Canarias. La distribución de este recurso en las islas es muy diversa debido a factores geográficos, climáticos, geológicos, económicos y políticos. No obstante, la característica común a la mayoría de las islas es la escasez de recursos hídricos naturales, particularmente acusada en las islas más orientales. Considerando el global de las islas, la demanda de agua es superior a los recursos convencionales existentes (aguas superficiales y subterráneas), lo que obliga a la utilización de fuentes alternativas no convencionales para cubrir el déficit. Estos datos se pueden observar en la Tabla 1, en donde se muestran los recursos y consumos de agua, y en las Figuras 1 y 2, que reflejan las proporciones relativas de las fuentes de recursos y sectores de consumo, respectivamente. Como puede verse, un 30% de los recursos hídricos de Canarias proceden de fuentes no convencionales, tales como la desalación de agua de mar y la reutilización de aguas residuales regeneradas.

Tabla 1. Recursos y consumos de agua en Canarias. (Elaboración propia a partir de comunicaciones personales y los datos recogidos en los respectivos Estudios Generales de Demarcación Hidrográfica: EGDHTF, 2008; EGDHLP, 2009; EGDHG, 2009; EGDHGC, 2009; EGDHF, 2009; EGDHH, 2009; EGDHL, 2009) hm3

Recursos

Consumos

hm3

Superficiales

18,9

Agrícola

231,8

Subterráneos

344,6

Urbano

174,3

Desalación

121,0

Turístico

54,4

28,3

Industrial

14,6

Recreativo

18,5

Otros usos

2,5

Reutilización

Total

512,8

Total

496,1

Subterráneos 66%

Urbano 35%

Agrícola 47%

Superficiales 4%

Reutilización 6%

Desalación 24%

Figura 1. Recursos de agua de Canarias (elaboración propia).

Recreativo Industrial 3% 4%

Turístico 11%

Figura 2. Consumos de agua en Canarias (elaboración propia).

Asimismo, también se puede observar como el sector de mayor demanda es el Agrícola (casi el 50 % del global), si bien en las últimas décadas ha ido reduciendo su participación dentro del consumo total. La superficie total cultivada en Canarias es del orden de 51.600 ha, y las mayores extensiones de cultivos corresponden a la vid (18.934 ha), la platanera (9.563 ha), la papa (4.262 ha) y el tomate (2.260 ha) (ISTAC, 2010a). En relación a la demanda de los cultivos, exceptuando a la vid, que es un cultivo de secano, la platanera es el cultivo de mayor consumo de agua (Figura 3). El

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

importante consumo hídrico de este cultivo se puede ver claramente en el caso de la isla de Tenerife, en donde supone el 60% del consumo hídrico agrícola (50,75 hm3/año).

Viñedo

2.887

Frutales

5.465

5.606

Papas y hortalizas

Platanera

11.430

Figura 3. Uso medio de agua por superficie en parcela según tipos de cultivo (INE, 2008).

Por técnicas de riego, se encuentra que en el 49% de la superficie se aplica riego localizado (goteo, microaspersión, exudación, etc.), en el 29% aspersión y en el 19% gravedad (ISTAC, 2008). Esta última es la técnica, la menos eficiente, supone un aumento en el consumo de un 38% respecto a riego localizado (INE, 2008). En términos consumo urbano, el valor de la media regional, aunque difiere según las islas, corresponde a 154 l/hab dia, valor muy similar a la media nacional de 157 l/hab dia. No obstante, donde se observan claras diferencias es en el precio unitario del agua, situado en 1,70 €/m3; siendo la tercera comunidad autónoma—después de las islas baleares y la comunidad murciana—en coste unitario, un 30% superior a la media nacional (INE, 2008). Es de interés resaltar que en Canarias el agua está muy vinculada al sector turístico, con una población estacional importante. Esta demanda cobra especial relevancia dado que el uso medio de agua por habitante es superior al de la población urbana. Los usos recreativos, principalmente de campos de golf, representan el usuario emergente del agua en la economía canaria. Para una instalación tipo, las necesidades hídricas se estiman en 10.000-11.000 m3/ha, aunque el consumo depende de factores climáticos y de la tipología del campo. En términos absolutos, los campos de golf representan una demanda hídrica anual de 12,6 hm3, un 2,5% de la demanda hídrica total.

1.2.

Recursos hídricos renovables

El clima seco y cálido de las islas orientales, con unas precipitaciones medias anuales inferiores a 250 mm (excepto en las zonas montañosas orientadas al norte de la isla de Gran Canaria, donde la lluvia supera los 700 mm), y las especiales condiciones geológicas de las islas occidentales (elevadas pendientes, zonas con alta permeabilidad del terreno, etc.), favorecidas por la presencia de los vientos alisios y por ello, con un clima húmedo y templado en las vertientes septentrionales, hace que la disponibilidad— y el aprovechamiento—de los recursos superficiales sea poco importante en las islas. Por tanto, el recurso tradicional en las islas ha sido las aguas subterráneas. Sin embargo, a pesar de su importante papel en el conjunto de las islas, durante las últimas décadas se ha experimentado un significativo descenso tanto en la cantidad como la calidad de estas aguas. Este hecho se debe principalmente a dos causas antrópicas: la sobreexplotación de los acuíferos y la infiltración de vertidos (contaminación puntual o

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

difusa). Además, algunos acuíferos, situados principalmente en noroeste de Tenerife y en algunas zonas del norte y oeste de Gran Canaria, presentan una contaminación natural, asociada a las interacciones agua-roca y a la actividad volcánica residual, que se acusa en el importante contenido en bicarbonatos, sodio y flúor. Otro de los principales problemas que se presenta es el fenómeno de la intrusión marina en los acuíferos situados en el litoral. Todas las islas, en mayor o menor grado, presentan problemas de salinización en alguna de sus masas de agua subterránea. En lo relativo a los acuíferos afectados por vertidos, considerando como parámetro indicador la presencia de nitratos, la Consejería de Obras públicas, Vivienda y Aguas de Canarias (BOC nº 48, de 19 de abril de 2000) determinó como masas de agua afectadas un número importante de acuíferos, entre los que cabe citar los acuíferos costeros de Gáldar, Guía, Moya, Telde y el barranco de La Aldea en la isla de Gran Canaria; los acuíferos costeros de los valles de la Villa y de Valle Gran Rey en la isla de La Gomera; el acuífero costero del Valle de Aridane en la isla de La Palma; y el acuífero costero del Valle de la Orotava en la isla de Tenerife. Como consecuencia de todo lo indicado, la calidad de una parte importante de las masas de agua subterráneas en el archipiélago es deficiente y no cumple con los requisitos normativos para el abastecimiento a poblaciones (BOE, 2003) o la calidad necesaria para riego agrícola. Como resultado, en las islas donde el balance hídrico natural es positivo (La Palma, el Hierro y La Gomera), con unos recursos superiores a la demanda, se limita la extracción de agua de los acuíferos contaminados. Por el contrario, en las islas deficitarias en recursos (Tenerife, Gran Canaria, Lanzarote y Fuerteventura) se han instalado plantas desalinizadoras que permitan continuar con la utilización de este recurso. Asimismo, la sobreexplotación de los acuíferos que se lleva realizando desde principios del siglo XX, primero debido a la intensificación de la agricultura— principalmente de plátanos y tomates—y luego, en el último cuarto de siglo, con el aumento de la población y el desarrollo turístico, junto a la inexistencia de un legislación adecuada y la dificultad de un control eficaz de las captaciones, ha llevado un descenso alarmante en los niveles freáticos de algunas islas, con pozos que alcanzan los 500 m de profundidad. Este descenso se ha atenuado parcialmente en la última década con la introducción de recursos no convencionales, sin embargo, se requiere una mayor inversión tecnológica en desalinización y reutilización para disminuir las extracciones y de esta manera alcanzar un estado de equilibrio en el balance hídrico subterráneo. Un claro ejemplo de lo expuesto se puede ver en los datos del balance hídrico subterráneo de la isla de Tenerife en el período 1971-2006, recogidos en el Estudio General de la Demarcación Hidrográfica (EGDHTF, 2008). En el balance se cuantifican las entradas al acuífero tanto de infiltraciones como de retornos de riego y en las salidas, se contemplan las extracciones y el flujo que va al mar. Los resultados muestran un continuo descenso en las salidas de las últimas décadas, pero claramente insuficiente para equilibrar el sistema natural a corto-medio plazo (Figura 4). Finalmente, se hace imprescindible un mayor conocimiento hidrogeológico, que permita mejorar los modelos de simulación existentes y predecir el comportamiento de acuífero bajo distintos escenarios.

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

Entradas 700

555 498

454

431 376

400 hm3/año

Diferencia

617

600 500

Salidas

306

273

300 200 100 0 1971-1980

1981-1990

1991-2000

2001-2006

-100 -200

-148

-179

-186

-225

-300

Figura 4. Balance hídrico subterráneo de la isla de Tenerife (EGDHTF, 2008).

1.3. Recursos hídricos no convencionales: 1.3.1. Desalinización de agua de mar o salobre Canarias ha sido una de las pioneras, a nivel europeo, en desalinización de agua de mar (Veza, 2001). Desde 1964, con la puesta en marcha de la primera desalinizadora en Lanzarote, este recurso hídrico se ha utilizado de manera masiva para el abastecimiento urbano y el riego de cultivos agrícolas. Actualmente, las islas ocupan un lugar relevante en España, e incluso en Europa, en volumen anual desalinizado.

737.374

541.044

59.290

8.828

5.629

2.700

1.000

960

956

800

752

(L om G a) un al id icia o ad A mu st P ur nid aís de ia ad V ) s (P Fo a sc ra o ri nc l ip de Ex a do ) tr e m de ) ad ur C Ca as A r a st till a g ill a a - y ón La Le C eu Ma ón t a nc C ha om B y un ale M e ita ars lill a t V (Ill al es e M nc ) ur ia ci a Cat na (R al eg uñ ió a n A nd de) al Ca ucí na a ri as

Murcia (Región de); 15,4%

N av ar

M ad rid

io ja

Andalucía; 19,7%

720

Cataluña; 13,8%

42.076

186.946

Comunitat Valenciana; 12,9%

423.148

Balears (Illes); 6,8%

353.120

Resto; 4,5% Canarias; 26,9%

379.998

Las islas encabezan la lista de Comunidades Autónomas con mayor capacidad de desalación operativa, con 0,74 hm3/d, seguida de Andalucía y Murcia, con 0,54 y 0,43 hm3/año, respectivamente (Figura 5).

Figura 5. Capacidad operativa de desalación (m3/d) y porcentaje de desalación por Comunidades Autónomas respecto al total desalado en España. Datos correspondientes al año 2009 (MARM, 2009).

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

En lo relativo a la producción en las distintas islas, como se ha indicado previamente, en las islas orientales la desalinización es el principal recurso hídrico y éste supone un elevado porcentaje respecto al total consumido (Tabla 2). En números absolutos, la isla de Gran Canaria es la que produce un mayor volumen anual de agua desalinizada. Tabla 2. Recursos y consumos de agua en Canarias. Datos correspondientes al año 2000 (Hernández, 2002).

Nº total de desaladoras Volumen total de agua desalada (hm3/a) % del volumen total de agua consumido en la isla

129

16,9

11,9

77,1

18,0

0,0

0,5

0,1

99%

86%

52%

19%

El destino final de las aguas se distribuye principalmente entre abastecimiento a poblaciones (74%) y riego agrícola (23%), siendo el volumen para usos industriales insignificante (Hernández, 2006). La capacidad de producción de la plantas es baja-moderada con sólo tres plantas que superan una producción de 30.000 m3/d (Figura 6 y Tabla 3), con predominio de las estaciones desaladoras con capacidades inferiores a 10.000 m3/d. Tabla 3. Plantas de mayor capacidad de Canarias (Hernández, 2006; EGDHGC, 2009). 3 14

Referencia

266

>30.000 m3/d 10.000-20.000 m3/d 2.000-10.000 m3/d <2.000 m3/d

Capacidad (m3/d)

Isla

Las Palmas III

Gran Canaria

80.300

Sureste

Gran Canaria

33.000

Las Burras

Gran Canaria

32.184

Santa Cruz de Tenerife

Tenerife

20.000

Adeje-Arona

Tenerife

20.000

Figura 6. Capacidad de producción y número de plantas instaladas en Canarias (Hernández, 2006).

Respecto a las tecnologías de desalación, Canarias cuenta con tecnologías que van desde las denominadas térmicas hasta las de separación con membranas. En la Tabla 4 se presenta la capacidad instalada para cada una de las tecnologías y el tipo de agua tratada (Hernández, 2006). Tabla 4. Capacidad de desalación en Canarias según tecnologías aplicadas. Datos correspondientes al año 2006 (adaptada de Hernández, 2006). Tecnología Destilación multiefecto (ME) Compresión de vapor (VC) Ósmosis inversa (OI) 1

Origen del agua

Capacidad instalada (m3/d)

Agua de mar

39.6001

Agua de mar

11.730

Agua de mar/Aguas salobres

489.982

Electrodiálisis reversible (EDR) Aguas salobres 42.373 Se dispone de una planta de 36.000 m3/d en Gran Canaria en modo reserva.

Los datos reflejan claramente la preferencia por la ósmosis inversa con un 84% de la capacidad instalada. Este hecho se debe a los menores consumos energéticos comparados con los procesos de destilación, junto a una menor complejidad de diseño.

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

Evidentemente, existen algunos factores que pueden hacer viable la utilización de los procesos térmicos, como es el caso de disponer de corrientes de vapor a baja presión (COTESA o CEPSA, en Tenerife) o de necesitar agua de una elevada calidad para usos industriales. Asimismo, existen un número significativo de pequeñas instalaciones de compresión de vapor (500-1.500 m3/d) para abastecer a pequeñas poblaciones, complejos turísticos o industrias locales. Por su parte, el proceso de ósmosis inversa se caracteriza por su flexibilidad de operación y su alto rendimiento de eliminación de sales (99%). Para una correcta operación es necesario atender a diversos factores que condicionan el diseño del proceso, entre ellos cabría destacar el tipo de toma de agua de mar (pozo costero o toma abierta), la recuperación de energía y los procesos de acondicionamiento del agua producto (postratamientos). Siempre que sea posible, se prefiere la obtención de agua de pozos costeros, puesto que se adoptará un pretratamiento clásico que incluye adición de ácido, adición de coagulante/floculante, desinfección, filtración por arena y filtración por cartucho. En el caso de toma abierta, el pretratamiento convencional no elimina toda la materia en suspensión y coloidal presente el agua, que al llegar a la membrana de ósmosis, produce un importante ensuciamiento sobre la misma. En este caso, la mejor opción es incluir un proceso de micro o ultrafiltración con membranas (la nanofiltración también sería viable, pero el proceso está una fase incipiente de implantación), con la adición de coagulante y antiincrustante. Desde el punto de vista energético, el diseño hidráulico debe optimizarse para minimizar el consumo. Actualmente, todas las plantas de mediano-gran tamaño utilizan recuperadores de energía. Los recuperadores se pueden clasificar en dos tipos. En el primero se incluirían aquellos que aprovechan la energía hidráulica de la salmuera para producir un desplazamiento positivo (los procesos comerciales son DWEER, ERI y PES). El segundo tipo, que se utiliza en instalaciones de menor tamaño, es el que transforma la energía hidráulica de la salmuera en energía mecánica (turbina tipo PELTON o Pump Engineering´s Turbocharger) (Greenlee et al., 2009). Un ejemplo ilustrativo es la planta de Las Palmas III-IV en Gran Canaria que tiene un turbina tipo Pelton, opera con una recuperación de 52% y se obtiene un consumo específico de 4,4 kWh/m3 (Sadhwani y Veza, 2008). Otro de los aspectos en los que Canarias ha sido pionera es en la utilización de fuentes de energía no renovables (eólica) en plantas de ósmosis inversa. Para la planta del Sureste de Gran Canaria se ha obtenido un 57% de la energía requerida en la planta, vendiéndose el 95% de la energía producida en los generadores a la red de suministro (Rybar et al., 2005). El agua desalinizada se caracteriza por su desequilibrio iónico, bajo pH y alto contenido en CO2 disuelto, que da lugar a su elevada agresividad. Es necesario por tanto, adecuar su calidad mediante tratamientos de afino. Entre los más utilizados aparecen dos procesos: la adición de CaOH y CO2 o la adición CaCO3 y CO2. Actualmente, uno de los principales problemas de desalinización de agua de mar es la presencia de boro en el agua producto. El boro en el agua de mar suele aparecer forma ácido bórico, sin carga iónica, por lo que la tasa de eliminación por una membrana convencional de ósmosis no supera el 75-80%, obteniéndose una concentración dos veces superior a la permitida en la normativa sobre abastecimiento a poblaciones. Existen varias alternativas tecnológicas que permiten aumentar la eliminación: la utilización de membranas de ósmosis de alto rechazo a boro, un proceso de ósmosis inversa varios pasos o la aplicación de resinas iónicas selectivas al boro. Finalmente, otra tecnología ampliamente implantada en Canarias es la electrodiálisis reversible, aplicada exclusivamente a la desalinización de aguas subterráneas salobres. En las islas existen un total de 23 plantas con una capacidad total de 15,5 hm3/año. Las principales plantas se sitúan las islas de Tenerife (13) y Gran

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

Canaria (10). El proceso suele operar en dos etapas, alcanzando un rendimiento de un 85% y una separación de sales superior a un 60% por etapa. Típicamente, para una concentración de STD en la alimentación de 1.300-1.700 mg/l, una turbidez de 4-5 NTU y una concentración de sílice de 47-50 mg/l, se obtiene un agua producto con 250-320 mg STD/l. El consumo energético se estima en 0,8-1,1 kwh/m3. Este proceso se ha aplicado al tratamiento de las aguas subterráneas de la zona noroeste en Tenerife, permitiendo adecuar la calidad del agua a la normativa sobre abastecimiento a poblaciones, salvo en el caso de los fluoruros donde se supera el valor límite de 1,5 mg/l.

1.3.2. Reutilización de aguas depuradas También en el ámbito de la reutilización de las aguas depuradas, Canarias ha sido pionera con los primeros sistemas de aprovechamiento, principalmente con fines agrícolas, en la década de los 80 y 90. En la actualidad, es la cuarta comunidad autónoma en porcentaje de reutilización respecto al volumen depurado (Figura 7). 94,7

Resto; 94.812 C omunitat Valenciana; 502.987

C anarias; 90.876 Balears (Illes); 99.600

34,1 35,9

C ataluña; 113.764

26,7 17,8

0,7

0,4

1,1

3,4

6,2

7,7

A ra M C as ad gó til rid n la (C y om Le ón un C id as ad til la de -L ) a M an ch a C at al uñ a Pa ís Va sc o A nd al uc ía C an ar B C al ia om ea s rs un (I ita l l t es V ) M al ur en ci ci a an (R a eg ió n de )

al ic ia G

Murcia (Región de); 272.876

0,2

Andalucía; 264.917

Figura 7. Volumen reutilizado (m3/d) y porcentaje de volumen reutilizado frente a volumen depurado en España. Datos correspondientes al año 2008 (elaboración propia a partir de INE, 2008).

Según datos recogidos en la Encuesta sobre Suministro y Tratamiento del Agua del Instituto Canario de Estadística (ISTAC, 2010), en el 2008 se depuraron algo más de 124 hm3 de aguas residuales, de los cuales sólo se reutilizaron aproximadamente 33 hm3, lo que implica un 73% de aguas no aprovechadas que podían suponer una solución parcial para el problema hídrico además de un importante ahorro al transformar un vertido, las aguas residuales, en un recurso totalmente válido para determinados usos. No obstante, los obstáculos para aumentar tasa de reutilización son múltiples y de diversa índole, entre ellos destacan la escasa calidad del agua, su elevado coste y, en algunas islas, la inexistencia de una infraestructura de distribución adecuada. El archipiélago presenta la particularidad de tener unas aguas residuales domésticas con unos valores muy elevados de carga contaminante, casi duplicando los valores de parámetros habituales en el resto de España. Asimismo, gran parte de estas aguas presentan unos elevados niveles de salinidad (valores medios de conductividad eléctrica entre 2.000 y 2.500 µS/cm), debido al vertido a la red municipal de saneamiento de salmueras y vaciados de piscinas, así como a la salinidad elevada de las aguas de abastecimiento. Esta contaminación repercute de manera directa en los costes de regeneración—en los tratamientos avanzados necesarios para la reutilización—, pudiendo suponer un 40% del coste final del agua (DT_PHTF, 2008).

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

Estas dificultades quedan de manifiesto en la evolución del volumen de aguas reutilizadas durante los últimos diez años en el archipiélago, el cual prácticamente no ha variado, salvo casos puntuales, quedando muy lejos de las previsiones optimistas se hicieron a finales de los noventa en los respectivos Planes Hidrológicos Insulares (Figura 8). 180.000 Volumen (m3/d)

160.000 140.000 120.000 100.000 80.000 60.000 40.000 20.000 0 1996

1999

2002

2005

2008

Figura 8. Volumen de aguas depuradas reutilizadas en Canarias (ISTAC, 2010)

En un análisis por demandas se puede observar que las aglomeraciones urbanas, las superficies de regadío, los complejos industriales, los recreativos, principalmente campos de golf, y los usos ambientales, son los potenciales usuarios del agua regenerada (RD 1620/2007). A nivel nacional, la demanda se sitúa en unas tres cuartas partes para uso agrícola, del orden del 12% para usos recreativos y campos de golf, el 6% para servicios urbanos, el 4% para usos ecológicos y recarga de acuíferos, y en torno al 3% para uso industrial. En las islas la situación es diferente, utilizándose una fracción importante de aguas regeneradas para riego de zonas verdes (39%), satisfacer usos recreativos (25%) y una menor proporción (36%), respecto a la media nacional, para riego agrícola (Figura 9). a)

Agrícola 75%

Urbano 6%

Recreativos 25%

Recreativos 12% Am bientales Industrial 4% 3%

Agrícola 36% Urbano 39%

Figura 9. Consumos de aguas regeneradas. a) España; b) Canarias (AQUAMAC II, 2008)

Atendiendo a la infraestructura disponible, las islas con de sistemas de reutilización planificada son Tenerife, Gran Canaria, Lanzarote y Fuerteventura.

1.4.

Referencias bibliográficas

AQUAMAC II, (2006), Estudio Actualizado de la Situación del Aprovechamiento de Aguas Depuradas en la Macaronesia. Proyecto AQUAMAC II, “Técnicas y Métodos para la gestión Sostenible del Agua en la Macaronesia”.

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BOE, (2003). Real Decreto 140/2003, de 7 de Febrero, por el que se establecen los criterios sanitarios de calidad de consumo humano. BOE (21 de Febrero), 45, 72287238. Deniz, F., Sadhwani, J., Veza; J.M., (2009). New quality criteria in wastewater reuse. The case of Gran Canaria. Desalination. doi:10.1016/j.desal.2008.11.029 DT_PHTF-Documento de Trabajo del Plan Hidrológico de Tenerife, (2008). Recurso y producción industrial (sin publicar). EGCDHF-Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de la Isla de Fuerteventura, (2009). Consejo Insular de Aguas de Fuerteventura. EGCDHG-Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de la Isla de La Gomera, (2009). Documento previo, Consejo Insular de Aguas de La Gomera, 2009. EGCDHL-Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de la Isla de Lanzarote, (2009). Documento previo, Consejo Insular de Aguas de Lanzarote. EGCDHLP-Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de la isla de La Palma, (2009). Consejo Insular de Aguas de La Palma. EGCDHTF-Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de la Isla de Tenerife, (2008). Consejo Insular de Aguas de Tenerife. EGDHGC-Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de la Isla de Gran Canaria, (2009). Consejo Insular de Aguas de Gran Canaria. EGDHH-Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de la Isla de El Hierro, (2009). Documento previo, Consejo Insular de Aguas de El Hierro. Greenlee, L., Lawler, D., Freeman, B., Marrot, B., Moulin, P., (2009). Reverse osmosis desalination: Water sources, technology and today’s challenges. Water Research 43, 2317–2348. Hernández, M., (2002), Datos estadísticos sobre la desalación en Canarias, Fundación Centro Canario del Agua. <www.fcca.es> (consultada 9/10/2010) Hernández, M., (2006), Datos estadísticos sobre la desalación en Canarias, Inventario de desaladoras de Canarias. Fundación Centro Canario del Agua. <www.fcca.es> (consultada 9/10/2010) INE-Instituto Nacional de estadística, (2008). Estadísticas e indicadores del agua. Boletín informativo del Instituto Nacional de estadística. Nº 1/2008. ISTAC-Instituto Canario de Estadística, (2008). Censo Agrario 1999, Fuente: Consejería de Agricultura, Ganadería, Pesca y Alimentación. ISTAC-Instituto Canario de Estadística, (2010a). Superficie de los principales cultivos por islas 1998-2007. Fuente: Consejería de Agricultura, Ganadería, Pesca y Alimentación. ISTAC-Instituto Canario de Estadística, (2010b). Encuesta sobre Suministro y Tratamiento del Agua. MARM-Ministerio de Medio Ambiente, y Medio Rural y Marino, (2009). Perfil ambiental de España 2009. Mujeriego, R., (2004). La reutilización, la regulación y la desalación en la gestión integrada del agua. Ministerio de Medio Ambiente, y Medio Rural y Marino. Aguas Continentales, Marinas y Litoral. http://www.mma.es/portal/secciones/acm/aguas_continent_zonas_asoc/ons/notici as_notaspre/pdf/cap_7.pdf (consultada 9/10/2010) Rybar, S., Vodnar, M., Vartolomei, F.L., Mendez, R.L., Ruano, J.B.L., (2005). Experience with Renewable Energy Source and SWRO Desalination in Gran Canaria. SP05-100. International Desalination Association World Congress. Sadhwani, J., Veza; J.M., (2008). Desalination and energy consumption in Canary Islands. Desalination 221, 143–150. Veza, J.M., (2001). Desalination in the Canary Islands: an update. Desalination 133, 250-270.

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METODOLOGÍA

2.1.

Confección del cuestionario

En una primera fase del proyecto TECNOAGUA se propuso el diagnóstico de los problemas más acuciantes del agua en Canarias, el cual se realizó mediante la información directa que proporcionaron distintos organismos y empresas. Es amplia y diversa la problemática que aparece en la planificación de los recursos hídricos en una demarcación hidrográfica. Dentro de la gestión de los recursos es fundamental atender a aspectos tan variados como la garantía del suministro, el seguimiento y control de los recursos disponibles, el drenaje territorial, la reducción de la contaminación, el fomento de la utilización de recursos no convencionales, el saneamiento de las aguas residuales o aspectos relacionados con la financiación de la medidas correctoras y la recuperación de costes.

De todos los aspectos mencionados, el cuestionario planteado a los gestores del agua y los grupos de investigación se centró en establecer y priorizar los principales problemas de contaminación que afectan a la calidad de las aguas, y que condicionarán su posible suministro para consumo humano o riego, o la necesidad de un tratamiento previo a su uso. Para ordenar, priorizar y seleccionar las parámetros de calidad se les pidió a los agentes que valoraran en una escala de 1 a 5 (5 mayor preocupación) la importancia de distintos parámetros contaminantes. En la consulta, las aguas se han clasificado en tres grandes grupos: En aguas para consumo humano (origen natural y desalinizadas) En aguas blancas para riego (origen natural y desalinizadas) En aguas depuradas/regeneradas para reutilización Asimismo, para los tipos de aguas de consumo y aguas depuradas/regeneradas se contemplan los contaminantes que se puedan añadir durante su transporte, almacenamiento y tratamiento: Aguas para consumo humano (almacenamiento/distribución y tratamiento) Aguas depuradas/regeneradas para reutilización (transporte y almacenamiento) En total se ha identificado 69 parámetros de calidad, según se muestran en las tablas 11, 12 y 13. Asimismo, se les pidió a los consultados que incluyeran otros parámetros no recogidos en el cuestionario pero que ellos consideraran de interés. El cuestionario, en su forma final, se puede ver en el anexo A.

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Tabla 11. Parámetros de calidad en aguas de consumo humano. AA. Agua de consumo humano AAON. Origen Natural (Pozos y galerías)

AATA. Transporte y almacenamiento

AAON1

Fluoruros

AATA1

Biomasa

AAON2

Manganeso

AATA2

Algas

AAON3

Hierro

AATA3

Derivados de materiales plásticos

AAON4

Sodio

AATA4

Plomo

AAON5

Dureza (Ca2+, Mg2+)

AATA5

Cobre

AAON6

pH- Carbonatos

AATA6

AAON7

Sólidos disueltos

AATA7

Hierro Olor

AAON8

Bromuros

AATA8

Sabor

AAON9

Nitratos

AATA9

AAON10

Calidad biológica

AATA10

Calidad biológica Metales pesados

AAON11

Pesticidas

AATA11

Turbidez

AAON12

Sílice

AATA12

Radiactividad

AAON13

Olor

AAON14

Sabor

AAON15

Radiactividad AAOD. Origen desalinización

AAOD1

Acidez

AAOD2

Incrustaciones

AAOD3

Agresividad

AAOD4

Conductividad

AAOD5

Boro

AAOD6

Radiactividad

AATR. Tratamiento AATR1

Cloración: cloroaminas, THM

Tabla 12. Parámetros de calidad en aguas blancas para riego. AR. Aguas blancas para riego ARON. Origen Natural (Pozos y galerías)

AROD. Origen desalinización

ARON1

Conductividad

AROD1

Acidez

ARON2

Boro

AROD2

ARON3

Sodio

AROD3

ARON4

Cloruros

AROD4

Incrustaciones Relación de adsorción de sodio (SAR) Conductividad

ARON5

Dureza (Ca2+, Mg2+)

AROD5

Boro

ARON6

Relación de adsorción de sodio (SAR )

AROD6

Agresividad

ARON7

Bromuros

AROD7

Conductividad

ARON8

Amonio

ARON9

Nitratos

ARON10

Calidad biológica

ARON11

Elementos traza

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Tabla 13. Parámetros de calidad en aguas depuradas/regeneradas. AD. Aguas depuradas/regeneradas ADTT. Tratamientos terciarios

ADTR. Transporte

ADTT1

Conductividad, SAR

ADTR1

Generación sulfuros

ADTT2

Materia en suspensión, Turbidez

ADTR2

Formación biopelícula

ADTT3

Amonio residual

ADTT4

Materia orgánica residual

ADTT5

Calidad biológica

ADTT6

Sílice Contaminantes emergentes (fármacos, pesticidas, detergentes…) Hidrocarburos

ADAL1

Algas

ADAL2

Modificación de la calidad

ADTT7 ADTT8

ADAL. Almacenamiento

ADTT9

Conductividad, SAR

ADAL3

Aparición de aves

ADTT10

Materia en suspensión, Turbidez

ADAL4

Olor

ADTT11

Amonio residual

2.2. Realización de entrevistas En las Tablas 14, 15 y 16 se muestran todos aquellos organismos, empresas y grupos de investigación consultados. Tabla 14. Organismos consultados. Entidad

Persona

Cargo

Dirección General de Aguas

Mariano De León

Director General

Dirección General de Aguas

Carlos Soler

Dirección General de Aguas

Juan Carlos Ibrahim

Dirección General de Aguas

Santiago Brouard

Jefe de Obras y Proyectos Jefe de Proyectos, Obras y Planificación Jefe de Servicio

Dirección General de Aguas

Pedro Calderón

Jefe de Servicio

CIA Tenerife

José J. Fernández

CIA Tenerife

Isabel Farrujia

CIA Tenerife

Juan José Braojos

Gerente Jefa de Sección de Planificación Hidrogeológica Jefe de Área

CIA Tenerife

José Lorenzo García

CIA Gran Canaria

José Luís Guerra

CIA Gran Canaria

Enrique Moreno

CIA Fuerteventura

Beatriz Suárez

Jefe del Área de Infraestructura Hidráulica Gerente Jefe de Servicio de Planificación y Coordinación Gerente

Domingo Montañez

Técnico Recursos y Cauces

Juan José Hernández

Gerente

CIA Fuerteventura CIA Lanzarote CIA La Gomera

Julián Horcajada

Gerente

CIA La Palma

Mercedes Rodríguez

Gerente

CIA El Hierro

Juan Manuel Quintero

Gerente

Dirección General de Salud Pública

Mª Luisa Pita

Jefa de Servicio

Dirección General de Salud Pública

Macrina Martín

Técnica de Servicio

Mancomunidad S.E. Gran Canaria

Rafael Sánchez

Gerente

Escolástico Aguiar

Gerente

BALTEN

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Tabla 15. Empresas consultadas. Entidad

Persona

Cargo

EMMASA

Alfredo Gutiérrez

DOW-CHEMICAL

Antonio Casañas

ELMASA

Gaspar Ponte

Director General Delegado Comercial para España y Portugal Gerente

ELMASA

Rafael del Castillo

Responsable de abastecimiento

Yarob Tilouni

Director General

Beatriz Ramírez

AQUAFACTORY GENERAL ELECTRIC-IONICS

Marcos Gil

Gerente Canarias Director Técnico de Explotaciones Responsable de producción

ACCIONA AGUAS

Manuel Sánchez

Gerente Canarias

INALSA

Juan A. Morales

Director de Depuración

Hidrosun Ingenieria S.L

Patricia Bello

Director Técnico

Teidagua

Javier Davara

Gerente

SADYT

José Luis P. Talavera

CANARAGUA

Tabla 16. Grupos de investigación consultados. Grupo de investigación

Investigador

Área

Sebastián Delgado

Ingeniería Química

Venerando González

Química Analítica

José Manuel Moreno

Edafología y Geología

Física Médica y Radiactividad Ambiental

José Hernández

Medicina Física y Farmacología

Instituto Universitario de Enfermedades Tropicales y Salud Pública de Canarias

Basilio Valladares

Tratamiento y Reutilización de aguas Química Analítica Agroalimentaria y Medioambiental Recursos de Suelos y Aguas

Fotoquímica Aplicada Toxicología Alimentaria y Medioambiental Instituto Tecnológico de Canarias (ITC) Fundación Centro Canario del Agua Análisis Químico Medioambiental

Pedro Esparza Arturo Hardisson Baltasar Peñate Manuel Hernández José J. Santana

Ecología, Genética, y Parasitología Química Inorgánica, Ingeniería Química Toxicología Tratamiento y calidad de las Aguas Postratamiento de aguas desaladas y desalación Química Analítica

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RESULTADOS

En la Tabla 17 se muestra un resumen de los agentes entrevistados. De los 39 agentes y grupos de investigación consultados, 31 (79%) respondieron a la consulta. De los 21 agentes externos, la mitad correspondían a administraciones públicas y la otra mitad a empresas del sector. Sin considerar a las Direcciones Generales, que son administraciones autonómicas, la distribución por islas de los agentes externos fue: 40% Gran Canaria; 30% Tenerife; 10% Lanzarote; 5% La Palma; 5% La Gomera; 5% El Hierro; y 5% Fuerteventura. Tabla 17. Resumen de consultas realizadas. Agentes entrevistados

Número

Direcciones Generales

9,1%

Consejos insulares de aguas

31,8%

Mancomunidades y otros

9,1%

Empresas

50,0%

Total agentes externos

Grupos de investigación

Con objeto de sintetizar y priorizar los resultados de la consulta, se muestran sólo aquellos que se han identificado como importantes (puntuación >3) y su importancia relativa, calculada como el porcentaje de ocasiones en que se ha considerado importante respecto al total de consultas. Im por tan cia relativa (%) =

nº consultas (> 3) nº consultas totales

·100

[1]

3.1. Identificación y priorización de parámetros de calidad 3.1.1. Aguas para consumo Para aguas de consumo de origen natural, los agentes externos identifican a los fluoruros y a los nitratos como contaminantes prioritarios. Asimismo, para un 25% de los consultados la calidad biológica y el contenido en sodio son contaminantes de interés, y solamente un 10% de los consultados señala como un problema importante al manganeso, los pesticidas, la dureza y la radiactividad (Figura 10). Los resultados en los grupos de investigación son parecidos, con las lógicas variaciones, en cuanto a los contaminantes comentados. Sin embargo, los grupos identifican 5 parámetros que no habían sido contemplados por los agentes externos (hierro, pH-carbonatos, sílice, sabor, sólidos disueltos). En el caso de aguas mar desalinizadas (Figura 11), tanto para los grupos de investigación como para los agentes externos los parámetros prioritarios son el boro y la agresividad. Como ocurría con las aguas de origen natural, los grupos de investigación señalan algunos parámetros que no presentan especial interés para los agentes externos (acidez, incrustaciones y conductividad). Finalmente, para los problemas de calidad asociados al transporte, almacenamiento y tratamiento (Figura 12), si bien son muy variados los parámetros estudiados, los agentes consideran 4 como de mayor relevancia: subproductos de la desinfección (THM), turbidez y hierro. Además, para este tipo de problemas los agentes señalan a la

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radiactividad como parámetro de interés; parámetro que no se ha contemplado por los grupos de investigación. AAON. Origen Natural (Pozos y galerías) 90

Ag. externos Grupos inv.

Importancia relativa (%)

80 70 60 50 40 30 20 10

Fl u oru ros Ma ng ane so Hi e rro So di o Du pH rez -C a arb ona Só lid o to s sd is u el t os B ro mu ro s Ni t Ca r at li da os db i oló gic a Pe stic i da s S íl ic e Olo r Sa b Ra or d ia ctiv i da d

Figura 10. Parámetros en aguas para consumo considerados como importantes. Origen natural.

AAOD. Origen desalinización 90 Ag. externos Grupos inv.

Importancia relativa (%)

80 70 60 50 40 30 20 10

Bo ro

Ra di a ctiv i da d

Co nd uct

ivid ad

ivid ad Ag res

aci one s Inc rus t

Ac id e z

Figura 11. Parámetros en aguas para consumo considerados como importantes. Origen agua de mar desalinizada.

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AATA. Transporte, almacenamiento. AATR. Tratamiento 90 Ag. externos Grupos inv.

Importancia relativa (%)

80 70 60 50 40 30 20 10

Ca Sa li da bo r db i o l Me óg i ca t al es pes ad os Tur bid ez Ra d ia Cl o c t ivi d roa ad mi nas ,T HM …

Olo r

Bio ma sa Alg as Mo nó me ros Plo mo Co b re Hie rro

Figura 12. Parámetros en aguas para consumo considerados como importantes. Transporte, almacenamiento y tratamiento.

3.1.2. Aguas para riego En aguas para riego de origen natural (Figura 13), los parámetros que se han considerado de interés por los agentes están relacionados con el contenido salino del agua (conductividad, índice de adsorción de sodio (SAR), cloruros y sodio), y solamente los investigadores han señalado a los bromuros, amonio y nitratos como parámetros a tener en cuenta. En lo relativo a aguas desalinizadas (Figura 14), el boro, el SAR y la conductividad aparecen como parámetros prioritarios para los agentes. De nuevo, existen otros parámetros que los investigadores señalan y que no han sido considerados por los agentes externos.

3.1.3. Aguas depuradas/regeneradas Debido a que el destino habitual de las aguas depuradas/regeneradas es el riego agrícola, de campos de golf o de zonas de verdes, los parámetros de calidad más importantes tendrán relación con los que se han visto previamente en el apartado de aguas para riego. De esta manera, atendiendo a problemas relacionados con el tratamiento terciario (Figura 15), el SAR y la conductividad son los contaminantes prioritarios para los agentes externos. Además, el riesgo sanitario que implica el manejo de aguas regeneradas se refleja en la preocupación por la presencia de materia orgánica y la calidad biológica de esta agua. Como nota significativa, la mayoría de grupos de investigación coinciden en identificar a los contaminantes llamados emergentes como un problema de gran importancia. En referencia al transporte y almacenamiento (Figura 16), los agentes sólo consideran importante la formación de biopelícula en las conducciones de transporte.

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ARON. Origen Natural (Pozos y galerías) 90 Ag. externos Grupos inv.

Importancia relativa (%)

80 70 60 50 40 30 20 10

Am on io Ni t r at Ca os li da db i oló gic Ele a me n to st raz a

Bro mu r os

SA R

Du rez a

C lo rur os

So di o

Bo ro

Co nd uct

ivid ad

Figura 13. Parámetros en aguas para riego considerados como importantes. Origen natural.

AROD. Origen desalinización 90

Ag. externos Grupos inv.

Importancia relativa (%)

80 70 60 50 40 30 20 10

ivid ad Co nd uct

Ag res ivid ad

Bo ro

SA R

aci one s In c ru s t

Ac id e z

Figura 14. Parámetros en aguas para riego considerados como importantes. Origen agua de mar desalinizada.

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ADTT. Tratamiento terciario

Importancia relativa (%)

Ag. externos Grupos inv.

80 70 60 50 40 30 20 10

Co nta .e me rg . Hi d ro c arb uro s

S íl ic e

a Ca li da db i oló gic a

ria o

rgá nic

Am on io Ma te

Co nd uct

ivid ad ,

SA R ME S, Tu rbi de z

Figura 15. Parámetros en aguas depuradas/regeneradas considerados como importantes. Tratamiento terciario.

ADTR. Transporte. ADAL. Almacenamiento

Importancia relativa (%)

Ag. externos Grupos inv.

80 70 60 50 40 30 20 10

Olo r

av es

ad Ap ar i ció n

Mo d. cal id

Alg as

la Bi o pel ícu

Su lfu ros

Figura 16. Parámetros en aguas depuradas/regeneradas considerados como importantes. Transporte y almacenamiento.

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3.2. Identificación de otros parámetros no recogidos en la consulta Además de los 69 parámetros que recoge la consulta, tanto a los agentes como a los grupos de investigación se les daba posibilidad de añadir nuevos parámetros que se considerasen de interés. En las Tablas 18 y 19 se muestran todos los parámetros añadidos por los agentes externos y los grupos de investigación, respectivamente.

Tabla 18. Identificación por parte de los agentes externos de otros parámetros no recogidos en la consulta inicial.

Parámetro

Número consultas (puntuación >3)

AAON. Aguas para consumo. Origen Natural (Pozos y galerías) Cloruros

Turbidez

Aluminio

Crypstosporidium

Giardia Lamblia

Precursores de THM y AHA

Disruptores endocrinos

Contaminantes emergentes (Fármacos, Drogas, etc.)

Cloro libre residual

AAOD. Aguas para consumo. Aguas desaladas Alcalinidad Baja

Dureza Baja

AATA. Aguas para consumo. Transporte y almacenamiento Crypstosporidium

Giardia Lamblia

Amianto

AATR. Aguas para consumo. Tratamiento Acidos Haloacéticos (AHA)

ADTT. Aguas depuradas/regeneradas. Tratamiento terciario Boro

ADTR. ADAL. Aguas depuradas/regeneradas. Transporte y almacenamiento Parámetros microbiológicos

Tabla 19. Identificación por parte de los grupos de investigación de otros parámetros no recogidos en la consulta inicial.

Parámetro

Número consultas (puntuación >3)

AAOD. Aguas para consumo. Origen desalinización Índice de Langelier

Sabor

Cloración

Contenido en Ca2+ y Mg2+

AATR. Aguas para consumo. Tratamiento Bromatos (ozonización)

ARON. Aguas para riego. Origen Natural (Pozos y galerías) Alcalinidad

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3.3. Conclusiones de la consulta realizada Las consultas realizadas a 21 agentes externos—incluyendo Direcciones Generales, Consejos Insulares de Aguas, Mancomunidades y empresas del sector—y 9 grupos de investigación en aguas, permite establecer una lista priorizada de los principales problemas asociados a la calidad de las aguas en Canarias. En la Tabla 20 se muestran los parámetros considerados de mayor interés, agrupados en 4 grandes grupos: aguas para consumo de origen natural, aguas para consumo de origen desalinizado, aguas para riego de origen natural y aguas depuradas/regeneradas para reutilización. A lo largo de todo el periodo de consulta se han observado diferentes visiones sobre los problemas de calidad entre los agentes externos y los grupos de investigación. En el lista final priorizada sólo se han considerado aquellos parámetros contemplados por la mayoría de los agentes externos, con excepción de los contaminantes emergentes, que si bien no han sido señalados por los agentes externos, sí que existe unanimidad entre los grupos de investigación sobre su importancia. Tabla 20. Priorización de parámetros de calidad en función de los resultados de las consultadas realizadas a los agentes externos (AG) y los grupos de investigación (GI). El número indica la importancia relativa expresada en %.

Fluoruros

Cloruros

Nitratos

Precursores AHA y THM

Radioactividad

Boro

Postramientos (Langelier)

SAR, conductividad

Calidad biológica

AAON. Aguas para consumo. Origen Natural (Pozos y galerías)

AAOD. Aguas para consumo. Origen desalinización

ARON. Aguas para riego. Origen natural SAR, conductividad, sodio ADTT. Aguas depuradas/regeneradas. Tratamientos terciarios

Contaminantes emergentes

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ANEXO A. CUESTIONARIO SOBRE CALIDAD DE LAS AGUAS

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AA. AGUA DE CONSUMO HUMANO

AAO. PROBLEMAS RELACIONADOS CON EL ORIGEN

AAON. Aguas de origen natural (Pozos y Galerías)

PRIORIDAD Baja PRINCIPALES PROBLEMAS DE CALIDAD

Fluoruros Manganeso Hierro Sodio Dureza (Ca2+, Mg2+) pH- Carbonatos Sólidos disueltos Bromuros Nitratos Calidad biológica Pesticidas Sílice Olor Sabor Radiactividad (actividad alfa total, actividad beta total, tritio) Otros:

Información adicional que se considere de interés:

Alta 2

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AA. AGUA DE CONSUMO HUMANO

AAO. PROBLEMAS RELACIONADOS CON EL ORIGEN

AAOD. Aguas de desalinizada

PRIORIDAD Baja PRINCIPALES PROBLEMAS DE CALIDAD

Acidez Incrustaciones Agresividad Conductividad Boro Radiactividad (actividad alfa total, actividad beta total, tritio) Otros:

Información adicional que se considere de interés:

Alta 2

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AA. AGUA DE CONSUMO HUMANO

AAT. PROBLEMAS RELACIONADOS CON EL TRANSPORTE Y ALMACENAMIENTO

PRIORIDAD Baja PRINCIPALES PROBLEMAS DE CALIDAD

Alta 2

Biomasa Algas Derivados de materiales plásticos (monómeros) Plomo Cobre Hierro Olor Sabor Calidad biológica Metales pesados (indicar cuáles:

)

Turbidez Radiactividad (actividad alfa total, actividad beta total, tritio) Otros:

Información adicional que se considere de interés:

AA. AGUA DE CONSUMO HUMANO

AATR. PROBLEMAS RELACIONADOS CON EL TRATAMIENTO

PRIORIDAD Baja PRINCIPALES PROBLEMAS DE CALIDAD

Cloración: Cloroaminas, Trihalometanos… Otros:

Información adicional que se considere de interés:

Alta 2

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AD. AGUAS DEPURADAS/REGENERADAS

ADR. PROBLEMAS RELACIONADOS CON LA REUTILIZACIÓN

ADRTT. Tratamientos terciarios

PRIORIDAD Baja PRINCIPALES PROBLEMAS DE CALIDAD

Conductividad, SAR Materia en suspensión, Turbidez Amonio residual Materia orgánica residual (DQO, DBO5) Calidad biológica Sílice Contaminantes emergentes (fármacos, pesticidas, detergentes…) Hidrocarburos Otros:

Información adicional que se considere de interés:

Alta 2

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AD. AGUAS DEPURADAS/REGENERADAS

ADR. PROBLEMAS RELACIONADOS CON LA REUTILIZACIÓN

ADRTR. Transporte

PRIORIDAD Baja PRINCIPALES PROBLEMAS DE CALIDAD

Alta 2

Generación de sulfuros Formación biopelícula Otros:

Información adicional que se considere de interés:

AD. AGUAS DEPURADAS/REGENERADAS

ADR. PROBLEMAS RELACIONADOS CON LA REUTILIZACIÓN

ADRTA. Almacenamiento

PRIORIDAD Baja PRINCIPALES PROBLEMAS DE CALIDAD

Algas Modificación de la calidad Aparición de aves Olor Otros:

Información adicional que se considere de interés:

Alta 2

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AR. AGUA BLANCA PARA RIEGO

ARO. PROBLEMAS RELACIONADOS CON EL ORIGEN

ARON. Aguas de origen natural (Pozos y Galerías)

PRIORIDAD Baja PRINCIPALES PROBLEMAS DE CALIDAD

Conductividad Boro Sodio Cloruros Dureza (Ca2+, Mg2+) Relación de adsorción de sodio (SAR ) Bromuros Amonio Nitratos Calidad biológica Elementos traza (indicar cuales): Otros:

Información adicional que se considere de interés:

Alta 2

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AR. AGUA BLANCA PARA RIEGO

ARO. PROBLEMAS RELACIONADOS CON EL ORIGEN

AROD. Aguas desalinizadas

PRIORIDAD Baja PRINCIPALES PROBLEMAS DE CALIDAD

Acidez Incrustaciones Relación de adsorción de sodio (SAR ) Boro Agresividad Conductividad Otros:

Información adicional que se considere de interés:

Alta 2

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ANEXO B. FICHAS DE CONTAMINANTES

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FLUORURO 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9.

Introducción Química del fluoruro Normativa aplicable Localización en las islas Estado actual de las tecnologías de eliminación a nivel mundial Evaluación de las tecnologías de eliminación Estado actual de las tecnologías de eliminación en Canarias Necesidades futuras de investigación Referencias

1. Introducción El interés por el estudio de las propiedades fisiológicas y toxicológicas del flúor nace entre los años veinte y treinta, cuando se observó que existía una relación entre la presencia a elevadas concentraciones de este elemento en las aguas de consumo, y la aparición de una alteración en la dentadura de la población consumidora (Martín Delgado et al., 1992). El descubrimiento de esta relación constituyó el punto de partida de numerosas investigaciones encaminadas a determinar los efectos del flúor en la salud humana, ya que, de forma paralela, en esa misma población, se detectó una menor frecuencia de caries dental. Existen numerosas investigaciones que han plasmado que el consumo de aguas con concentraciones de flúor relativamente altas de forma regular y durante largos períodos de tiempo, puede dar lugar al desarrollo de alteraciones óseas y dentales, englobadas bajo el término de fluorosis. El que se produzca uno u otro efecto depende directamente de la ingestión

Zonas afectadas

total de flúor. El flúor Figura B1. Distribución mundial de poblaciones afectadas de forma presente en el agua de endémica por fluorosis dental debida a un consumo de aguas consumo es, con subterráneas ricas en flúor (> 1.5 mg F/l) (Centro Canario del Agua, diferencia, el que más 2006) contribuye a la ingesta total y, por lo tanto, son los contenidos de flúor en el agua de abastecimiento público los que deben ser sometidos a un control más exhaustivo (Martín Delgado et al., 1992). En la Figura B1 se muestra la distribución mundial de poblaciones afectadas de forma endémica por fluorosis dental debida a un consumo de aguas subterráneas ricas en flúor (> 1.5 mg F/l). La Comunidad Autónoma de Canarias, debido a las características geológicas de las islas, al origen y técnicas de obtención de agua para el abastecimiento de la población, presenta contenidos de flúor en las aguas de consumo extremadamente variables. De hecho, desde los años cuarenta se sabe que las aguas de determinadas zonas de las islas de Tenerife y Gran Canaria presentan elevadas concentraciones de flúor en las

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aguas de suministro, dando lugar a altas prevalencias de fluorosis dental. Esta situación se ha mantenido en el tiempo, siempre circunscrita a las mencionadas zonas. No obstante, los estudios epidemiológicos de salud bucodental de los escolares canarios (I y II Estudio de la Salud Bucodental de los escolares de Canarias) han puesto de manifiesto la existencia de un aumento considerable en la prevalencia de esta enfermedad, alcanzando otras zonas de las islas que se habían caracterizado por poseer aguas con contenidos de flúor relativamente bajos. En la Figura B2 se muestra la prevalencia de la fluorosis en las Islas Canarias en niños de 12 años. % de niños de 12 años afectados por fluorosis 30 25 20 15 10 5

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Figura B2. Porcentaje por Islas de niños de 12 años afectados por fluorosis dental (II Estudio de la Salud Bucodental de los Escolares de Canarias, Consejería de Sanidad y Salud del Gobierno de Canarias).

2. Química del flúor El flúor es un gas amarillo verdoso de olor característico que recuerda una mezcla de cloro y ozono. Es el más electronegativo de todos los elementos, lo que le confiere una gran reactividad que hace que no se encuentre libre en la naturaleza. Se encuentra de forma natural en rocas y suelos formando parte de numerosos minerales y en las rocas de origen volcánico.

2.1

El metabolismo del flúor.

La transferencia del flúor (en forma de fluoruro) a través de las membranas biológicas, se efectúa mediante procesos dependientes del pH, hecho que se relaciona con la mayor facilidad del ácido no disociado para atravesar la pared celular, lo que condiciona los mecanismos de absorción, distribución y excreción (Martín Delgado, 1992). (a) (b)

(c)

Absorción: se produce a lo largo del tubo digestivo, caracterizándose por una rápida difusión hacia la sangre. Distribución: el fluoruro absorbido tiene una gran afinidad por los tejidos calcificados, de tal manera que el 95% de la cantidad total de flúor presente en el cuerpo humano se encuentra en huesos y dientes. Excreción: la excreción renal es la vía principal de eliminación del flúor ingerido, excreción que se produce también mediante procesos que son modificados por el pH.

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2.2

La toxicidad del flúor (Gómez Santos et al., 2002).

(a) (b)

Intoxicación aguda: los casos de intoxicación aguda son bastante raros. Intoxicación crónica: la fluorosis dental endémica se caracteriza como enfermedad por una hipomineralización del esmalte, con distintos grados de gravedad, manifestándose desde pequeñas manchas opacas blanco pergamino que cubren una mínima superficie del diente, hasta la tinción marrón negruzca y la formación de poros que dan al diente aspecto de deterioro y corrosión.

Es conocido que en el hombre, el desarrollo de fluorosis en la dentición permanente está asociado al consumo habitual de agua con cantidades excesivas de flúor durante los primeros cinco a ocho años de vida. Son varios los estudios epidemiológicos que indican que la fluorosis dental pasa a ser un problema de salud pública cuando el contenido en flúor del agua potable supera los 2 mg/l.

2.3

Los efectos beneficiosos del flúor.

El flúor en forma de iones floruro o combinado con otros compuestos se emplea con fines terapéuticos y profilácticos, de los que el más importante es la prevención de la caries dental. La utilización tópica se basa fundamentalmente en el empleo de pastas dentales o colutorios fluorados.

2.4

El flúor en las aguas.

Todas las aguas contienen flúor en concentraciones variables debido a la presencia universal del flúor en la corteza terrestre. El agua de mar per se contiene cantidades de flúor entre 0.8 y 1.4 mg/l. Las aguas dulces presentan contenidos desde 0 a 12 mg/l generalmente en forma de fluoruros alcalinos. Las aguas de mayores contenidos corresponden a recursos hídricos localizados en zonas montañosas o en áreas con depósitos geológicos de origen marino, como en el Sudeste Asiático y el Noroeste de África (Gómez Santos et al., 2002). El flúor puede llegar al agua a partir del polvo, la incineración del carbón, emanaciones volcánicas, etc. Sin embargo, la proporción de flúor que ingresa en recursos hídricos procedente del mar o la contaminación atmosférica extremadamente pequeña en comparación con la procedente de la lixiviación de rocas y suelos.

las los es las

En España, la mayoría de las aguas utilizadas para el abastecimiento de la población son deficitarias en flúor.

2.5

Metodologías de análisis.

Las técnicas analíticas que se emplean normalmente para la determinación de flúor en el agua son: la gravimetría, la volumetría, la colorimetría directa e indirecta y los métodos potenciométricos basados en el uso de un electrodo selectivo al ion fluoruro. En la Tabla B1 se muestran los contenidos medios en fluoruros en el agua potable en diferentes áreas geográficas, analizados según algunos de los métodos mencionados anteriormente. Hay que destacar que los datos correspondientes a la isla de Tenerife, así como algunos de los que se mencionarán en los siguientes apartados, han sido suministrados por el Dr. Arturo Hardisson de La Torre, de la Universidad de La Laguna, quien ha realizado numerosas investigaciones sobre el contenido en fluoruros en agua potable y diferentes tipos de bebidas.

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Tabla B1. Contenido medio de fluoruros en distintos países Área Portugal India Kenia Polonia España: Álava España: Guipúzcoa España: Vizcaya España: La Rioja España: Tenerife España: Tenerife

Método analítico Electrodo de ión selectivo Electrodo de ión selectivo Electrodo de ión selectivo Electrodo de ión selectivo Electrodo de ión selectivo Electrodo de ión selectivo Electrodo de ión selectivo Electrodo de ión selectivo Electrodo de ión selectivo Electrodo de ión selectivo

Concentración media (mg L-1) 0.1-1 0.31-8.35 0.28 1.2 0.05-11.12 0.05-0.26 0.05-0.45 0.22-1.1 3.90 4.22

Año 1990 1997 1995 1996 1984 1984 1984 1986 1985 2001

3. Normativa aplicable El Real Decreto 140/2003, de 7 de febrero, establece los criterios sanitarios de la calidad del agua de consumo humano, trasponiendo la Directiva 98/83/CE del Consejo de 3 de noviembre de 1998, relativa a la calidad de las aguas destinadas al consumo humano. La propia norma reconoce que dada la importancia de este tema para la salud humana, es necesario el establecimiento a escala nacional de criterios de calidad del agua de consumo humano. Las recomendaciones aprobadas por las organizaciones sanitarias internacionales y nacionales aconsejan concentraciones de flúor en el agua potable entre 0.7 y 1.2 mg/l dependiendo de la media de temperaturas máximas locales, como indicador de la ingesta diaria de agua. En este sentido, la Organización Mundial de la Salud fija un intervalo de 0.7 a 1.5 mg/l, intervalo que ha sido adoptado por las normativas de numerosos países, entre los que se encuentra España (RD 140/2003). Desde la entrada en vigor del Real Decreto 140/2003, por el Servicio de Sanidad Ambiental de la Dirección General de Salud Pública, se han confeccionado y puesto en práctica el Protocolo sanitario por incumplimiento del valor paramétrico del fluoruro, en aplicación desde el 31 de mayo de 2006. En la Tabla B2 (adaptada de la Resolución de 25 de Mayo de 2009 de la Dirección General de Salud Pública y publicada en el BOC nº 153, de 7 de agosto de 2009) se muestran los valores de referencia para los niveles de fluoruro en aguas de consumo en las directrices de calidad de los países y organizaciones que se indican a continuación. Tabla B2. Valores de referencia para la contaminación de fluoruro (adaptada del BOC nº 153 de 7 de agosto de 2009) Valor 1,5 mg/l 1,5 mg/l 1,5 mg/l 4 mg/l 1,5 mg/l

Tipo de valor Valor paramétrico máximo Valor Guía Valor máximo Valor máximo Valor máximo

Referencia Real Decreto 140/2003 OMS, 2003 Australia, 2004 US EPA, 2000 Canadá, 1996

4. Localización en las islas 4.1

El flúor en las aguas de Canarias.

En Canarias, encontramos zonas caracterizadas por aguas de abastecimiento con bajos contenidos en flúor y zonas con niveles altos de este elemento, en función del origen geológico de esta agua y de las técnicas de extracción utilizadas: galerías o

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pozos. Las Islas del Archipiélago Canario son de origen volcánico, con estructuras rocosas que se han edificado en largas etapas, estando muchos de los elementos petrológicos constituyentes alterados y degradados. Estos materiales son lavados por las aguas subterráneas que arrastran los compuestos solubles que se van liberando en el proceso de degradación. Pero además, existen productos gaseosos desprendidos en la actividad volcánica residual que afecta a extensas zonas de los subsuelos insulares. Esta situación, unida a las altas temperaturas del subsuelo, que llegan a alcanzar hasta los 420 ºC, facilitan la alteración, así como la fracturación de las rocas bajo las presiones a que son sometidos los materiales volcánicos superpuestos, dando paso a las aguas a través de microfracturas hasta los minerales en proceso de alteración, imprimen unas características químicas peculiares a las aguas de cada una de las zonas de las Islas. Así se incorpora fundamentalmente el fluoruro, que en algunos casos pueden alcanzar niveles realmente altos. Los manantiales más afectados se encuentran en las proximidades del Teide, en la isla de Tenerife, por lo que las emanaciones gaseosas conteniendo ácido fluorhídrico, HF, pueden contribuir a incrementar los contenidos en flúor. La sobreexplotación del acuífero provocada por el aumento, tanto de la población como de la demanda de agua por parte de ésta, ha contribuido extraordinariamente al enriquecimiento de las aguas en sales minerales. Este es el caso de los pozos, que además pueden ver aumentada la concentración de flúor en sus aguas con flúor de origen marino, ya que este elemento está presente de forma natural en el agua de mar. En 1974, Fernández Caldas y Pérez García en un extenso estudio sobre las características de las aguas subterráneas de las Islas (Fernández Caldas et al., 1974) indicaban que el fluoruro se encontraba en todos los manantiales en concentraciones del orden de 0.25 mg/l, pero que en una región muy localizada del norte de la isla de Tenerife y del noroeste de la isla de Gran Canaria, existían manantiales con contenidos de flúor entre 1 y 6.4 mg/l. Estos resultados y su relación vulcanismo de tipo sálico, constituyeron la base para una tesina leída en el departamento de Edafología de la Universidad de La Laguna (Espino-Mesa et al., 1983 y Espino-Mesa, 1984). El estudio sobre el estado de salud bucodental de la población escolar canaria, realizado en 1991 por la Dirección General de Salud Pública, demostró la existencia de fluorosis dental en otras zonas de las Islas, que hasta hace relativamente poco tiempo presentaban contenidos de flúor en las aguas de abastecimiento muy por debajo de los que podríamos considerar como potencialmente peligrosos desde el punto de vista de la fluorosis dental, con unas prevalencias del 0.0 y 25.76 %.

4.2

Evolución histórica.

Como se ha comentado anteriormente, a partir del estudio iniciado por Fernández Caldas (Fernández Caldas et al., 1974), se conocía que el fluoruro se encontraba en todos los manantiales en concentraciones del orden de 0.25 mg/l, pero en dos zonas muy localizadas, una en el noroeste de la isla de Tenerife (La Guancha), se observaron concentraciones elevadas de flúor en el agua, situación que se ha mantenido en el tiempo. En 1991 se realizó el primer estudio sobre el estado de la salud bucodental de la población escolar canaria. A raíz de este estudio se encontraron casos de fluorosis dental en la población infantil en otras zonas de las islas, por lo que ya no se podía considerar un problema localizado en las dos zonas en las que tradicionalmente se encontraban los casos de fluorosis. Este estudio concluyó que el 26.4% de los escolares de 12 años de Canarias presentaban algún tipo de fluorosis. En las islas menores, los casos de fluorosis encontrados no eran destacables, al contrario que en las islas de Tenerife y Gran Canaria.

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En 1998 se llevó a cabo el segundo estudio epidemiológico sobre el estado de la salud bucodental de la población escolar canaria, observándose un aumento en el porcentaje de niños con fluorosis con respecto al primer estudio.

4.3

Concentración de flúor en el agua de abastecimiento público en Canarias.

Para Canarias, la concentración de flúor considerada como óptima, en función de la media de las temperaturas máximas anuales, es de 0.9 mg/l. La complejidad de los sistemas de abastecimiento de agua potable en Canarias hace que las concentraciones de flúor sean muy variables entre las distintas entidades de población. Todos los sistemas de abastecimiento de aguas potables de consumo público de las islas de Lanzarote, Fuerteventura, La Gomera, El Hierro y La Palma presentan valores de concentración de fluoruro por debajo de los 0.7 mg/l. En cambio, en las islas de Gran Canaria y sobre todo Tenerife hay grandes variaciones en las distintas entidades singulares de población de cada municipio.

Isla de Fuerteventura. Las aguas de consumo de la Isla de Fuerteventura se consideran deficitarias en flúor (< 0,7 mg/l). En 1992, el Servicio Canario de Salud, de la Consejería de Sanidad y Consumo del Gobierno de Canarias, dentro del informe “La salud bucodental el Canarias” recogía análisis de aguas de consumo de la Isla de Fuerteventura. Todas las muestras de agua analizadas presentaban contenidos muy inferiores a los valores que, teniendo en cuenta las medias de las temperaturas máximas anuales de la Isla, podrían ser considerados como óptimos (o a la correspondiente Concentración Máxima Admisible establecida en el RD 140/2003. La única excepción encontrada la constituyen las entidades de Aguas de Bueyes de Betancuria y de Tiscamanita en Tuineje, que pueden recibir agua procedente del pozo María del Carmen Alberto (Antigua), que presentaba un contenido en flúor de 1.60 mg/l. Sin embargo, este pozo sólo se conecta a la red de suministro público durante unos pocos días al año.

> 1.5 mg F/l

Figura B3. Mapa en el que se muestran los puntos en los que se supera la concentración de 1.5 mg/l de F en la Isla de Fuerteventura.

Isla de Lanzarote. En los años 80, cuado se realizó un amplio estudio sobre las características fisicoquímicas de las aguas de Canarias, se destacó que las aguas de consumo de la isla de Lanzarote, al igual que en el caso anterior de la isla de Fuerteventura, presentaban niveles despreciables de fluoruros. Según la información recopilada por la Dirección General de Salud Pública (Servicio Canario de Salud, 1996), las aguas destinadas al abastecimiento de la población de la isla de Lanzarote proceden fundamentalmente de plantas potabilizadoras, de tal manera que la fuente mayoritaria de agua para el suministro público la constituyen estas plantas de tratamiento de agua de mar. No obstante, el uso de agua de diferentes orígenes a título particular suministradas por cubas es una práctica relativamente frecuente, por lo que es conveniente conocer lo más exactamente posible las características de esta agua, lo cual se tenía previsto realizar.

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La mayor parte de las muestras ofrecen contenidos en flúor situados entre los 0.014 y 0.017 mg/l, intervalo de concentraciones que de forma general caracterizan a este tipo de aguas procedentes de la desalación del agua de mar.

Isla de La Palma. En general, en la isla de La Palma está extendida en la población la práctica del autoabastecimiento, debido a que la mayoría de la población dispone de aguas propias, lo que hace difícil la recogida de datos con respecto a la calidad de las aguas de consumo. En 1996, el Servicio Canario de Salud de la Consejería de Sanidad y Consumo del Gobierno de Canarias, publicó el estudio titulado la Salud Bucodental en Canarias (Servicio Canario de Salud, 1996), en el que se presentaron datos correspondientes a las concentraciones de flúor en las aguas de La Palma en el año 1992. Según los datos presentados en este estudio, las aguas de abastecimiento de La Palma se caracterizan por presentar contenidos bajos de flúor, inferiores a 0.30 mg L-1 en la mayor parte de las muestras. La única excepción la presentaba el pozo Peña Oreb en Los Llanos de Aridane, que suministra agua a la zona de Puerto Naos, pero únicamente se recurre a esta fuente en los meses estivales para cubrir el aumento de la población durante este período.

Puntos en los que se supera la concentración de flúor 1.5 mg/l

Isla de La Gomera. Los datos disponibles sobre el contenido en flúor en las aguas de abastecimiento de la isla de La Gomera se han obtenido del estudio titulado La Salud Bucodental en Canarias, publicado por el Servicio Canario de Salud de la Consejería de Sanidad y Consumo del Gobierno de Canarias, en 1996, con datos correspondientes al año 1992. La mayor parte de las muestras de aguas de abasto presentaban concentraciones de flúor entre los 0.11 y 0.20 mg/l, por lo que las aguas de esta Isla pueden clasificarse como deficitarias en flúor.

Isla de El Hierro. Los datos disponibles sobre el contenido en flúor de las aguas de abastecimiento de la isla de El Hierro tienen la misma procedencia que los citados para la isla de La Gomera. En general, los contenidos en flúor en las aguas de los sistemas de abastecimiento público de esta isla son variables, situándose entre los 0.53 y los 1.40 mg/l. La mayoría de las muestras se situaban en el intervalo de concentraciones 0.70-1 mg/l de flúor, no superándose en ningún caso el límite superior de Concentraciones Máximas Admisibles (1.50 mg/l).

Isla de Tenerife. El área noroeste de Tenerife ha tenido tradicionalmente problemas de calidad de agua tanto en su suministro urbano como el agrícola (Hernández Suárez, 2006). Las únicas fuentes de aprovisionamiento para las partes altas de la isla son las galerías que se introducen en el acuífero de Las Cañadas. Este está condicionado por la estructura y actividad volcánica del Teide, donde los gases disueltos, particularmente el CO2,

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producen una elevada concentración de sales disueltas de bicarbonatos, sílice y también fluoruros. Debido a que las aguas de consumo para la población de la zona noroeste de la isla de Tenerife han presentado, a lo largo de las últimas décadas, elevadas concentraciones de fluoruros, la fluorosis dental es frecuente en dicha población. Esto ha llevado a que para la isla de Tenerife, y especialmente para la zona noroeste, se hayan realizado amplios estudios tanto epidemiológicos como determinaciones de las concentraciones de fluoruros en las aguas de abastecimiento de toda la isla. En la Figura B5 se muestran las isolíneas de fluoruros de las aguas subterráneas de Tenerife (CIATF, 2008).

Figura B5. Isolíneas de fluoruros de las aguas subterráneas de Tenerife (CIATF, 2008)

Los primeros datos que se han encontrado datan de principios de los años 80 (Barber Medina, 1985). En la Tabla B3 se recogen los datos de concentraciones de fluoruro (mg/l) agrupados por municipios de la Isla de Tenerife. En el período 1998-2000 se realiza un nuevo muestreo de las aguas de abastecimiento público por la Sección de Programas Ambientales de la Dirección General de Salud Pública para la selección de la muestra del II Estudio Epidemiológico de Salud Bucodental Infantil de Canarias. En la siguiente tabla se recogen los resultados medios obtenidos para el contenido de flúor en las aguas potables de Tenerife. Tal y como puede observarse a la vista de Tabla, el estudio realizado durante el período 1998-2000 abarca los 31 municipios de la isla de Tenerife. Asimismo se produce un aumento en los puntos de control del fluoruro en las aguas de abasto públicas de dichos municipios, comparándolo con el realizado en el año 1984. Sin embargo, comparando estos dos estudios, podemos sacar las siguientes conclusiones:

• Los municipios de El Tanque, Garachico, Icod de los Vinos, Buenavista del Norte, •

•

Los Silos, La Guancha y Los Realejos mantienen niveles de fluoruros superiores a 2.7 mg/l en algunas zonas o en la totalidad de los municipios. El municipio de San Juan de la Rambla, presenta en algunas zonas una concentración de fluoruro de 2.7 mg/l en el estudio realizado en 1998-2000, mientras que en el estudio realizado en 1984, las concentraciones de fluoruro no superaban el 2.7 mg/l en ninguno de los puntos de muestreo. El resto de municipios mantiene las concentraciones de fluoruro en la misma tendencia, con algunas variaciones, en ambos estudios.

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Tabla B3. Evolución de las concentraciones medias máximas de flúor (mg/l) en los municipios de la Isla de Tenerife en el período 1984-2009 (Barber Media, 1985, Canarias Pediátrica, 2000, Consejería de Sanidad 2006 y Hardisson, 2009) Municipio El Tanque Garachico Icod de los Vinos Adeje Buenavista Los Silos La Guancha San Juan de la Rambla La Matanza El Sauzal La Victoria Santa Úrsula La Laguna Tacoronte Tegueste Puerto de la Cruz La Orotava Los Realejos Santa Cruz de Tenerife El Rosario Candelaria Arafo Güímar Arico Granadilla San Miguel Vilaflor Arona Guía de Isora Santiago del Teide Fasnia

1984 >2.7 >2.7 >2.7 1.5 >2.7 <0.7 >2.7 1.5-2.7 1.5 1.5 1.5 1.5 1.5 1.5 1.5 >2.7 1.5-2.7 >2.7 1.5-2.7 <0.7 <0.7 <0.7 1.5 1.5 1.5 1.5 1.5 1.5 1.5 1.5 -

1998-2000 >2.7 >2.7 >2.7 <0.7 >2.7 >2.7 >2.7 >2.7 1.5-2.7 1.5-2.7 1.5-2.7 1.5-2.7 1.5 1.5-2.7 1.5 1.5 1.5 >2.7 <0.7 <0.7 <0.7 <0.7 1.5 1.5 <0.7 1.5 <0.7 <0.7 1.5 1.5 1.5

2006 >4 1.5-4 1.5-4 >4 >4 1.5-4 1.5-4 1.5-4 1.5-4 1.5-4 1.5-4 1.5-4 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5 <1.5

2007 0.35-4,38 0.47-2.5 2.22-3.94 2.59-4.89 1.10-1.15 1.05 1.52-2.07 0.95-2.45 2.41-3.03 2.34-2.76 0.36-2.87 0.22-1.21 1.82-2.14 0,56-3.02 0.26 0.66-1.41 0.42-0.52 0.54-0.88 0.07-0.32 0.19-0.23 0.36-0.41 0.38-0.41 0.23-0.53 0.57-1.33 0.33-0.59 0.21-0.28 0.19-0.48 0.57-1.42 0.36-0.39 1.22-1.31

En el año 2000, el editorial de la revista Canarias Pediátrica (Canarias Pediátrica, 2000), estaba dedicado a la presencia de flúor en el agua y recomendaciones para el uso de dentífricos en Canarias. En dicho editorial se presentaban los datos obtenidos en el estudio realizado en 1998-2000 para la determinación de flúor en las aguas públicas de la isla de Tenerife, anteriormente mencionado, así como una relación de la concentración de flúor en las aguas embotelladas Canarias. De estos datos se puede concluir que las aguas embotelladas de Canarias presentan distintas concentraciones de flúor, encontrándose en dos casos concentraciones de flúor excesivas: Agua de San Roque (Gran Canaria) y Pinalito (Tenerife), ambas de tipo mineral. Se encontraron dos casos de aguas embotelladas que presentaban niveles óptimos de flúor: Roque Nublo y Fuente Umbría, ambas procedentes de manantiales de Gran Canaria. Y por último, este estudio destaca que la mayor parte de las aguas embotelladas de Canarias presentaban niveles inferiores a los recomendados (0.7 mg/l), encontrándose aguas en los que no se detectaba la presencia de flúor, como el agua potable preparada Chafariz (Lanzarote) hasta aguas con una concentración de flúor de 0.6 mg/l, como el agua de manantial Fuente Alta (Tenerife). El problema de los elevados niveles de flúor de las aguas de abasto público de la isla de Tenerife, y especialmente, en aquellos municipios que se encuentran al norte de la isla, se ha mantenido con el tiempo y perdura en la actualidad. El 25 de Septiembre de 2006, la Consejería de Sanidad del Gobierno de Canarias emitió un comunicado en el cual se informaba a la población sobre el resultado de los controles de calidad del agua de Tenerife en relación a las concentraciones de flúor (Consejería de Sanidad, 2006). En esta ocasión se comunicaba a la población que las aguas subterráneas de Tenerife

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presentan altas concentraciones de fluoruro derivadas del subsuelo volcánico y de la actividad volcánica residual. Asimismo, se indicaba que las diferentes administraciones implicadas en el tratamiento y abastecimiento de aguas habían tomado todas las medidas a su alcance, teniendo en cuenta las características del agua de la que disponían, consiguiéndose adecuar el suministro del agua en la mayor parte de los abastecimientos. En el comunicado emitido por la Consejería de Sanidad se anunciaba la modificación en los niveles permisibles de flúor en el agua. Teniendo en cuenta este nuevo criterio, se recomendaba a la población que en caso de detectar niveles de flúor comprendidos entre 1.5 y 4 mg/l, no suministrar el agua de abasto a niños menores de 8 años, y en el caso de superar los 4 mg/l de flúor, la recomendación se debía extender a toda la población del municipio. A comienzos del año 2007, la Consejería de Sanidad publicó un informe sobre la situación en ese momento del agua de abasto con niveles significativos de flúor en la isla de Tenerife (Consejería de Sanidad, 2007). Se publicaron los resultados obtenidos tras las últimas inspecciones sanitarias y análisis de las zonas de abasto que habían resultado afectadas a finales del año 2006.

Isla de Gran Canaria. Las aguas de la isla de Gran Canaria presentan una gran variabilidad en cuanto a su contenido en el ion fluoruro. Así, existen zonas que presentan altas concentraciones de este ion y otras en las que apenas se detecta. En la Figura B6 se muestran los municipios en los que la concentración de fluoruro en el agua de consumo supera la concentración de 1.5 mg/l (Canarias Pediátrica, 2000).

> 2.7 mg/l mg 1.5-2.7 mg/l mg

Figura B6. Puntos en la Isla de Gran Canaria en los que se supera la concentración de 1.5 mg F/l

Como puede observarse en la Tabla B4 y en la figura anterior, los únicos municipios de la isla que tienen poblaciones abastecidas con agua con contenidos de flúor superiores a 2.7 mg/l son Agaete, Arucas y San Nicolás de Tolentino. Del resto de los municipios, únicamente Telde posee aguas con contenidos de flúor que superan el límite superior del intervalo de Concentraciones Máximas Admisibles (1.5 mg/l). Los municipios restantes presentan, en su mayoría, niveles de flúor por debajo de los 0.7 mg/l en las aguas de abastecimiento público respectivos.

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Tabla B4. Evolución de las concentraciones medias máximas de flúor (mg/l) en los municipios de la Isla de Gran Canaria en el período 1984-2000 (Barber Medina, 1985 y Canarias Pediátrica, 2000). Municipio Agaete Agüímes Artenara Arucas Firgas Gáldar Ingenio Mogán Moya Las Palmas de Gran Canaria San Bartolomé de Tirajana San Nicolás de Tolentino Santa Brígida Santa María de Guía Tejeda Santa Lucía de Tirajana Telde Teror Valsequillo Valleseco Vega de San Mateo

1984 0.4-2.3 0.5-1.5 <0.5 <0.5 <0.5 0.5-1.5 0.5-1.5 0.5-1.5 <0.5 0.55-5.30 0.5-1.5 <0.5 0.5-1.5 0.55-5.30 0.5-1.5 0.5-1.5 0.5-1.5 0.5-1.5

1999-2000 >2.7 1.5 <0.7 >2.7 <0.7 <0.7 <0.7 <0.7 <0.7 <0.7 1.5 >2.7 <0.7 <0.7 <0.7 <0.7 1.5-2.7 <0.7 <0.7 <0.7 <0.7

Estado actual de las tecnologías de eliminación a nivel mundial

Las tecnologías encontradas en la bibliografía para la eliminación de flúor en las aguas de consumo pueden agruparse en: técnicas basadas en la utilización de membranas, técnicas basadas en fenómenos de adsorción, intercambio iónico y coagulación-coprecipitación.

5.1

Tecnologías basadas en la utilización de membranas.

Las tecnologías de membrana se han convertido en procesos de separación ampliamente utilizados en los últimos decenios. La fuerza principal de esta tecnología es el hecho de que trabaja sin la adición de productos químicos y con un uso relativamente bajo de energía. Por ello se utilizan cada vez con más frecuencia para la obtención de agua tratada procedente de aguas subterráneas, superficiales o residuales. La membrana es un film delgado que actúa como barrera selectiva a determinadas especies químicas. De esta manera, ciertas sustancias pueden atravesar la membrana, mientras que otras quedan atrapadas en ella. En la Tabla B5 se muestran las principales ventajas e inconvenientes que conlleva la utilización de estas tecnologías para la eliminación del flúor contenido en las aguas potables. En la Tabla B6 se muestran las principales técnicas: electrodiálisis, ósmosis inversa y nanofiltración.

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Tabla B5. Ventajas e inconvenientes de la utilización de metodologías de membrana en la eliminación del flúor (Meenakshi et al, 2006). Ventajas

Inconvenientes Necesidad de una etapa de remineralización posterior

Metodologías altamente efectivas Eliminación del F- y desinfección del agua simultáneamente Asegura una constante calidad del agua

Necesidad de corrección posterior del pH Se produce salmuera El funcionamiento de todo el proceso debe controlarse y probarse en un laboratorio

No se requieren productos químicos Bajo mantenimiento La vida de la membrana suele ser larga Posibilidad de trabajar en un amplio rango de pH No se observan interferencias con otros iones Altamente automatizada y compacta

Tabla B6. Principales características de las tecnologías de membranas para la eliminación de flúor (Mohapatra et al., 2009 y Centro Canario del Agua, 2006).

Eliminación pH de trabajo Coste Ventajas Limitaciones

5.2

Electrodiálisis 80-82% No específico Muy alto Eliminación de otros iones Necesidad de un operador cualificado

Ósmosis inversa 99-99.9% No específico Muy alto Eliminación de otros iones Necesidad de un operador cualificado

Nanofiltración >85% No específico Muy alto Eliminación de otros iones Poco desarrollado

Tecnologías basadas en fenómenos de adsorción.

A lo largo de los años se han desarrollado numerosos materiales adsorbentes con el objetivo de encontrar un agente eficiente y económico. En la actualidad existen numerosos materiales que pueden utilizarse como adsorbentes para la eliminación del flúor del agua: alúmina activada, carbono activo, gel de sílice recubierta de alúmina activada, calcita, serrín activado, carbón de cáscara de coco activado, cenizas voladoras activadas, cáscara de cacahuete, cáscara de granos de café, cáscara de arroz, magnesia, serpentina, fosfato tricálcico, huesos carbonizados, suelo activado, defluoron 1, defluoron 2, entre otros. En la Tabla B7 se muestran las principales ventajas e inconvenientes que conlleva la utilización de las tecnologías basadas en fenómenos de absorción para la eliminación del flúor del agua potable. Tabla B7. Ventajas e inconvenientes de la utilización de tecnologías basadas en fenómenos de adsorción en la eliminación del flúor (Meenakshi et al, 2006). Ventajas El proceso puede eliminar hasta el 90% del fluoruro presente en el agua El tratamiento es rentable

Inconvenientes Alta dependencia del pH Los resultados óptimos se encuentran a pH 56 Un alto contenido salino puede ensuciar el lecho de materiales adsorbentes Puede existir competencia con otros iones Necesidad de pretratamiento Necesidad de regeneración de los materiales adsorbentes en períodos de 4-5 meses

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En zonas como la India, en las que las aguas subterráneas poseen de forma natural un elevado contenido en flúor, se han llevado a cabo investigaciones sobre métodos basados en fenómenos de adsorción. Esto es debido a que los materiales que se emplean como adsorbentes pueden ser materiales de bajo costo e incluso, materiales de desecho. En este sentido, Srimurali et al. (1998) llevaron a cabo un proyecto de investigación para estudiar la capacidad de algunos minerales presentes en suelos y cenizas volcánicas para eliminar algunos contaminantes del agua, entre ellos, el exceso de flúor. Aunque los resultados obtenidos reflejaban que estos materiales no poseen una elevada capacidad para el tratamiento del agua con respecto al exceso de flúor, su bajo costo hace que sean una buena alternativa tecnológica. En la Tabla B8 se muestran principales características técnicas de las metodologías basadas en los fenómenos de adsorción dependiendo del material empleado como absorbente.

Tabla B8. Principales características técnicas de las metodologías basadas en fenómenos de adsorción para la eliminación de flúor (Centro Canario del Agua, 2006). Adsorbente Carbón vegetal Zeolitas

Dosis/ Capacidad

pH trabajo

300 mg F/Kg

Ventajas

Limitaciones

Coste

Disponibilidad local

Requiere lavado con KOH Poca capacidad Proceso lento y baja capacidad Grandes cambios de pH Muchas interferencias Eliminación de productos químicos de la regeneración de las resinas Interfiere la alcalinidad Necesita operarios entrenados Material no siempre disponible Puede producir sabor Se degenera No siempre aceptado Material no siempre aceptado

Bajomedio Alto

100 mg F/Kg

Arcilla

80 mg F/Kg

Carbón activo

Variable

Defluoron 2

300 mg F/Kg

Alumina activada

1200 g F/m3

5.5

Eficaz Proceso establecido

Huesos

900 g F/m3

Disponibilidad local

Cenizas de huesos

100 g F/m3

Disponibilidad local Alta capacidad

5.3

Disponibilidad local

Bajo

Alto

Medio

Bajo

Tecnologías basadas en el intercambio iónico.

Estas tecnologías para la eliminación de los iones fluoruro del agua se basan en la utilización de una resina de intercambio iónico tipo aniónica que contiene grupos amonio cuaternarios como grupos funcionales. La eliminación tiene lugar de acuerdo con la siguiente reacción: Matriz-NR3+Cl- + F- → Matriz-NR3+F- + Cl-

[1]

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Los iones fluoruro sustituyen a los iones cloruro presentes en la resina. Este proceso continúa hasta que todos los sitios activos de la resina están ocupados. En este momento la resina se lava con una disolución saturada de cloruro sódico. De esta forma, los iones cloruro recuperan sus posiciones en la resina, liberándose los iones fluoruro que estaban retenidos en los sitios activos de la resina. En la Tabla B9 se muestran las principales ventajas e inconvenientes que conlleva la utilización de las tecnologías basadas en el intercambio iónico para la eliminación del flúor del agua potable. Tabla B9. Principales características técnicas de las metodologías basadas en el intercambio iónico para la eliminación de flúor (Meenakshi, 2006). Ventajas Alta eliminación, 90-95%

Inconvenientes La eficiencia se reduce en presencia de otros iones La regeneración de las resinas puede ser problemática Elevado coste El agua tratada tiene bajo pH y elevados niveles de cloruro

No produce alteraciones del sabor y color del agua tratada

5.4

Tecnologías basadas en fenómenos de coprecipitación/coagulación.

Los coagulantes más empleados son la cal (Ca(OH)2) y el alumbre (KAl(SO4)2). La adición de la cal provoca la precipitación del fluoruro como fluoruro cálcico y un aumento en el pH del agua hasta 11-12. Ca(OH)2 + 2F- → CaF2 + 2 OH-

[2]

Debido a que este proceso deja un residuo de 8 mg F L-1, solamente se emplea en conjunción con el tratamiento con alumbre para asegurar la completa eliminación del fluoruro. Como un primer paso, la precipitación con cal sucede cuando está seguida de un segundo paso en el cual se añade el alumbre para provocar la coagulación. Cuando el alumbre se añade al agua, suceden esencialmente dos reacciones. En la primera reacción, el alumbre reacciona para dar lugar al hidróxido de aluminio Al(OH)3 insoluble. KAl(SO4)2 + 4H2O → Al(OH)3 + KOH + 2H2SO4

[3]

En una segunda reacción, el alumbre reacciona con los iones fluoruro presentes en el agua. El rango de pH de trabajo óptimo es 5.5-7.5. En la Tabla B10 se muestran las principales ventajas e inconvenientes que conlleva la utilización de las tecnologías basadas en fenómenos de coprecipitación/coagulación para la eliminación del flúor del agua potable. Tabla B10. Principales características técnicas de las metodologías basadas en fenómenos de coprecipitación/coagulación para la eliminación de flúor (Meenakshi, 2006). Ventajas Esta técnica ha sido aplicada con éxito en zonas rurales, especialmente en la India

Inconvenientes Baja efectividad, 18-33% El agua resultante presenta elevados niveles de sulfato de aluminio Necesidad de ajustar el proceso debido a continuos cambios en la matriz del agua El agua tratada presenta mal sabor Alto coste de mantenimiento No es un proceso automatizado

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La técnica Nalgonda fue desarrollada por el Instituto Nacional de Investigación en Ingeniería Ambiental (NEERI) de la India en 1974 y recibe el nombre de la población de la India en la que la técnica fue implantada. Esta técnica se basa en la reducción del flúor utilizando sales de aluminio (en forma de Al2(SO4)3) y cal (Ca(OH)2) y ha demostrado ser muy efectiva en la eliminación del flúor en agua potable. Los procesos que tienen lugar se pueden clasificar en cuatro grupos: (a) (b)

(c)

(d)

Coagulación: La adición de la cal da lugar a la formación de Al(OH)3. Este proceso tiene como finalidad mantener el pH entre 6 y 7. Floculación: Se dan lugar fenómenos electrostáticos que llevan al aglutinamiento de las partículas coloidales (formadas durante el paso anterior de coagulación) para formar grandes flóculos. Adsorción: El flúor se elimina por adsorción del mismo en la fase sólida. Este proceso sucede principalmente durante la coagulación, pero también durante la floculación. Sedimentación: las partículas formadas en el paso anterior, en las cuales está adsorbido el flúor, sedimentan y se retiran.

En la última década se ha continuado realizando experiencias con el fin de mejorar la eficiencia de este método, entre las que se pueden destacar entre otras, el tratamiento en dos etapas iguales con la mitad de productos químicos y la utilización de carbonato de calcio en vez de cal. En general, esta técnica ha demostrador ser efectiva para la eliminación del flúor, especialmente en aquellos casos en los que la concentración de flúor no sea excesivamente alta. En la Tabla B11 se muestran las principales técnicas basadas fenómenos de coprecipitación/coagulación. Tabla B11. Principales tecnologías basadas en fenómenos de coprecipitación/coagulación (Centro Canario del Agua, 2006). Sulfato de alúmina

Hidróxido de cal

Nalgonda

150 mg / mg F

30 mg / mg F

pH de trabajo Coste

Medio-Alto

150 mg Al + 7 mg cal / mg F Óptimo 6.5 Medio-Alto

Ventajas

Proceso establecido

Proceso establecido Baja tecnología

Producción de fango El agua tratada es ácida y con residuos de Al

Producción de fango El agua tratada es ácida

Producción de fango Dosis altas de residuos de Al

Dosis/Capacidad

Limitaciones

Calcita con aireación posterior ≈ 40 mg / mg F Bajo-Medio Simple Fango reutilizable No altera demasiado la calidad del agua Poca experiencia Requiere I+D sobre tiempo de contacto y velocidad superficial

Evaluación de las tecnologías de eliminación

Existe una amplia gama de tecnologías para la reducción de flúor en agua potable, tal y como se ha desarrollado en el punto anterior. La mayoría de estas tecnologías han sido aplicadas, a escala industrial, aunque existen algunas de las que sólo se tiene experiencia a escala de laboratorio o piloto. De manera general se puede indicar que los procesos de coprecipación/coagulación con sales de calcio y aluminio (Nalgolda y ablandamiento con cal, preferentemente)

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tienen un bajo coste y pueden tener aplicación en pequeñas comunidades. En cambio, en zonas más sensibles donde se requiera de un alto grado de eliminación de fluoruros, las tecnologías más aplicadas son la adsorción con alúmina activa, la ósmosis inversa o la electrodiálisis reversible. En el caso de disponer de aguas salobres, sólo se podrán utilizar la ósmosis o la electrodiálisis. Muchas veces las limitaciones del método de tratamiento juegan un papel fundamental que hacen inviable su utilización. Como limitaciones generales de los métodos para la reducción del flúor podrían ser mencionadas las siguientes: (a)

(b) (c)

(d)

(e)

Coste de la tecnología: es decir, el precio y/o la tecnología es de alto nivel, demandando importar partes de repuestos, productos químicos caros, operación o regeneración que requiere personal especializado. Este es el caso de los procesos de ósmosis inversa, intercambio iónico y alúmina activada. Eficiencia limitada: es decir, el método no alcanza suficiente eliminación de flúor, aún cuando se utilice una dosis apropiada. Necesidad de un control continuo (monitorización continua): la concentración de flúor en el agua tratada puede variar cuando el material de tratamiento está agotado o por variaciones de flujo, en el caso de las tecnologías basadas en la adsorción o intercambio iónico. Para evitar que la concentración de flúor en el agua tratada sea superior a la deseable, se necesita un continuo control del flúor residual. Deterioro de la calidad del agua: algunos métodos podrían elevar el pH a valores muy altos. La calidad del agua también podría deteriorarse debido a una mala preparación del medio o debido a un escape del medio que contiene el tratamiento, por ejemplo intercambio iónico, alúmina, etc. Limitaciones sociales: este hecho es especialmente destacado en el caso de las tecnologías basadas en fenómenos de adsorción que empleen hueso molido o calcinado como material adsorbente.

Para la selección de la alternativa más conveniente se deberán considerar las ventajas y limitaciones de cada una en sus aspectos técnicos, económicos y ambientales. En la Tabla B12 se indican las principales ventajas y limitaciones de las tecnologías más conocidas y utilizadas para reducción de flúor en agua potable. Respecto de los valores de eliminación de cada tecnología los mismos en algunos casos poseen un rango de variación amplio de acuerdo a las condiciones de operación y ensayo de la tecnología empleada (Heidweiller, 1992, Pickard et al. 2004, British Geological Survey, 2003, modificada de http://www.igrac.net/).

>90%

60-70%

Carbón activo

Carbón

Zeolitas

Cenizas

Adsorción/Intercambio iónico

Cloruro cálcico

Yeso+fluorita

70-90%

>90

Cal

Nalgonda

90%

1-2

80 mg F/Kg

100 mg F/Kg

300 mg F/Kg

Variable

3 mg CaCl2/mg F

5 mg yeso + <2mg fluorite/ mg F

6.5-8

150 mg Al + 7 mg Óptimo cal/ mg F 6.5

30 mg/mg F

150 mg/mg F

Muchas

Bajo

Medio

Bajo

Al residual

Proceso establecido

Bajo

Localmente desarrollado

BajoMedio Alto

Simple

Producción de lodo Baja tecnología

Baja capacidad Lento

Poca capacidad

Requiere KOH

Cambios de pH post-tratamiento

CaSO4 residual

Baja eficiencia

Operadores cualificados

El agua obtenida es alcalina

Producción de lodo

Al3+ residual

Producción de lodo El agua obtenida es ácida

Desventajas

Proceso establecido

Ventajas

Alto

BajoMedio

MedioAlto

Eficiencia Pérdida de agua Capacidad/Dosis pH de Interferencias Cualificación Coste (%) trabajo operador

Aluminio

Precipitación

Técnica

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Tabla B12. Principales ventajas y limitaciones de las tecnologías más conocidas y utilizadas para reducción de flúor en agua potable

85-95%

Ósmosis inversa

Bajo

85-95%

40-60

20-30

1-2

Alto

900 g F/m3

1000 g F/m3

5.5

1200 mg/mg F

Turbidez

Arsénico

Alcalinidad

Medio

Bajo

Eficiencia Pérdida de Capacidad/Dosis pH de Interferencias Cualificación agua (%) trabajo operador

Electrodiálisis

Otros

Hueso triturado

Hueso

Alúmina activada

Técnica

Muy alto

Bajo

Medio

Coste

Manejo de las soluciones de regeneración, y desecho

Eliminación de As

Percepción pública positiva

Eliminación de As

Percepción pública positiva

Eliminación de As

Alta capacidad

Localmente disponible

Alto coste

Elevado consumo energético

Alta pérdida de agua

Alto coste

Elevado consumo energético

Alta pérdida de agua

No socialmente aceptado

Modifica el sabor del agua

Ajuste de la alimentación a pH 6.5

Eficiencia probada

Bajo consumo energético

Desventajas

Ventajas

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Tabla B12 (continuación). Principales ventajas y limitaciones de las tecnologías más conocidas y utilizadas para reducción de flúor en agua potable

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Estado actual de las tecnologías de eliminación en Canarias

El área del noroeste de la isla de Tenerife ha tenido tradicionalmente problemas de calidad de agua tanto en el suministro urbano como en el agrícola (Gómez et al., 1997, PHI de Tenerife, 2006 y Gómez Santos et al., 2002). Las únicas fuentes de aprovisionamiento para las partes altas de la isla son las galerías que se introducen en el acuífero de Las Cañadas. Éste está condicionado, tal y como se ha comentado anteriormente, por la estructura y actividad volcánica del Teide, donde los gases disueltos, particularmente el CO2, producen una elevada concentración de sales disueltas y también fluoruros. La tecnología elegida en esta zona de la isla de Tenerife, es la electrodiálisis reversible (EDR). Esta elección se realizó, en su momento, atendiendo a las limitaciones de espacio disponible, a los niveles altos de bicarbonatos y sílice existentes y a factores económicos. En la Tablas B13 y B14 se recogen las características del agua de alimentación y producto final de las dos plantas de EDR situadas en el norte y suroeste de Tenerife (Centro Canario del Agua, 2006 y GE Water & Process, 2010). Tabla B13. Calidad del agua antes y después del tratamiento con EDR en dos plantas situadas en la isla de Tenerife (Centro Canario del Agua, 2006).

Calcio Magnesio Sodio Potasio Bicarbonatos Cloruros Sulfatos Nitratos Fluoruros STD Sílice pH

Alimentación (mg/l) Cruz de Tarifes Altos de Icod 15 17 41 64 266 330 68 73 845 1184 21 25 103 63 12 7 5.95 7.0 1362 1770 47 50 8.04 8.12

Producto (mg/l) Cruz de Tarifes Alto de Icod 1 2 4 7 55 73 9 9 171 229 4 4 3 1 5 2 1.10 1.39 253 328 47 50 6.8 6.82

Tabla B14. Contenido en flúor (mg/l) en el agua de alimentación y producto en la planta EDR Aripe (Tenerife) (GE Water & Process, 2010)

Alimentación Producto

2006 1.7 1.0

2007 2.2 1.0

2008 1.7 0.7

2009 1.7 0.7

Necesidades futuras de investigación

El problema del exceso de flúor en el agua de abastecimiento está muy extendido por todo el mundo. Este hecho queda reflejado en el elevado número de publicaciones científicas y proyectos de investigación enfocados a su control, especialmente en aquellos países que poseen aguas naturales con exceso de flúor. Sin embargo, todavía en la actualidad, las técnicas para la eliminación del exceso de flúor en el agua de abastecimiento no son fáciles de implementar, ni son baratas, ni están libres de un impacto medioambiental residual. Las tecnologías tradicionales de precipitación y adsorción son lentas, por lo que las necesidades de terreno son importantes, y si bien son económicas, producen fangos o requieren de un acondicionamiento del agua costoso. Por su parte, las instalaciones con membranas son bastante más compactas y ofrecen las mejores garantías de rendimiento. Si bien, son bastante más caras y requieren de un personal cualificado.

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En un futuro próximo es de esperar que la investigación produzca avances en el desarrollo de los procesos con membranas, ya sean de electrodiálisis, nanofiltración u ósmosis inversa, así como la combinación de diversos procesos para optimizar el rendimiento y el coste de la operación de las plantas. En lo relativo a la investigación realizada en los centros de I+D de Canarias, en la Universidad de La Laguna, en el grupo de Tratamiento y Reutilización de las aguas, se están llevando a cabo investigaciones en dos líneas básicas: a) Estudio del comportamiento de las membranas de nanofiltración en la eliminación de fluoruro del agua. Se está trabajando con una unidad de laboratorio, SEPA CF®, con el objetivo de estudiar su comportamiento en la reducción del contenido de fluoruro en aguas subterráneas de Tenerife, usadas para consumo humano. Se han realizado pruebas con disoluciones acuosas de distinta composición y con aguas procedentes de galerías del norte de la isla de Tenerife. Se han obtenido coeficientes de rechazo de fluoruro entre el 80 y 90 %, lo que demuestra que, en las condiciones de trabajo utilizadas, la tecnología de membrana de nanofiltración puede ser adecuada para la eliminación de fluoruros en aguas. b) Estudio del comportamiento de distintos materiales como adsorbentes del fluoruro. Se ha comenzado a trabajar, con alúmina, como material adsorbente, realizando estudios en “batch” que han permitido obtener las isotermas de equilibrio, bajo distintas condiciones de trabajo. Actualmente se están realizando las primeras pruebas en continúo, utilizando una columna de adsorción escala de laboratorio, que permite obtener la curva de ruptura bajo distintas condiciones de trabajo.

Referencias

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NITRATO 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9.

Introducción Química del nitrato Normativa aplicable Localización en las islas Estado actual de las tecnologías de eliminación a nivel mundial Evaluación de las tecnologías de eliminación Estado actual de las tecnologías de eliminación en Canarias Necesidades futuras de investigación Referencias

Introducción

La contaminación por nitratos de las aguas es un problema medioambiental de gran importancia que afecta a numerosas zonas del planeta. Desde 1970, han sido numerosos los estudios que han recogido el alcance de esta forma de contaminación hídrica (Burden, 1982; Spalding y Exner, 1993; Beeson y Cook, 2004; Agencia medioambiental europea (EEA), 2000; Rao, 2006; Rivett et al., 2007; Roy et al., 2007). Su importancia reside en que una elevada concentración de nitratos en el agua puede tener efectos nocivos sobre la salud humana y sobre el medioambiente. En relación con la presencia de nitratos en aguas de consumo humano, la mayoría de estudios indican que el nitrato no es tóxico, a no ser que se vea reducido a nitrito. Una concentración elevada de nitrito puede ser responsable de la metahemoglobinemia, enfermedad en la que se produce la oxidación de hemoglobina a metahemoglobina, quedando ésta última incapacitada para transportar oxígeno a los tejidos corporales. Esta enfermedad afecta principalmente a niños menores de 4 meses (la US EPA amplía la edad hasta los 6 meses), mujeres embarazadas, y personas con deficiencia de glucosa-6-fosfato deshidrogenasa o metahemoglobina reductasa. Asimismo, algunos estudios (Forman, 1985) han catalogado al nitrito y al nitrato como factores de riesgo en el desarrollo de cáncer en el sistema digestivo. Parece que el nitrito reacciona con algunas aminas secundarias presentes en los alimentos, generando compuestos que son cancerígenos en animales. Sin embargo, como tales iones, ni el nitrato ni el nitrito tienen efecto carcinogénico. En lo relativo a los efectos medioambientales, es conocida la relación entre la presencia de nutrientes (nitrógeno y fósforo) y el fenómeno de la eutrofización de las aguas superficiales (Sala y Mujeriego, 2001). Aunque puede existir una contaminación de las aguas con nitrato de origen natural, las elevadas concentraciones habitualmente encontradas se deben fundamentalmente al impacto de intensificación de la agricultura surgida desde mediados del siglo XX (Gustafson, 1983; Strebel et al., 1989; Bernhard et al., 1992; y Bijay-Singh et al., 1995). Tomando como ejemplo la situación de la Unión Europea (Figura B7), se calcula que el 87% y el 22% de la superficie agrícola presenta en sus aguas subterráneas niveles de nitratos superiores a los valores establecidos como guía (25 mg de NO3/l) y como máximo (50 mg de NO3/l), respectivamente, por la OMS para aguas de consumo público (Laegreid et al., 1999). En España, las zonas costeras del litoral Mediterráneo presentan una contaminación importante (Guimera, 1995; Ramos et al., 2002). Las provincias de Badajoz, Ciudad Real y Albacete, en las cuencas de los ríos Guadiana y Júcar, algunas zonas de la cuenca del Duero y la cuenca media del Tajo, la isla de Mallorca y algunas zonas de archipiélago Canario (Tenerife y Gran Canaria) también poseen un elevado grado de contaminación.

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Como se ha indicado, la principal fuente de contaminación por nitratos es la aplicación directa de fertilizantes nitrogenados a los suelos agrícolas, sin embargo, existen otras fuentes de contaminación. La descarga de fosas sépticas, el vertido de lodos de depuradora y la aplicación de abonos naturales al terreno pueden contribuir de manera significativa a la contaminación (Wakida y Lerner, 2005). En lo referente al control y reducción de la contaminación, se trata de un proceso complejo debido a su origen difuso y la baja tasa de auto-depuración. Principalmente, las medidas adoptadas se han centrado en el control de la aplicación de fertilizantes nitrogenados a los suelos en función del tipo de cultivo y en la modernización de los sistemas de riego. De todo lo indicado se puede concluir que el aumento de la concentración de nitratos en las aguas subterráneas ha llevado a que numerosos aquíferos no puedan ser utilizados como fuentes de agua para consumo humano. Sin embargo, Figura B7. Concentración de nitratos en las aguas el aumento de la demanda subterráneas y densidad de fertilizantes nitrogenados hídrica en las últimas décadas aplicados en los países de la UE (EEA, 2003). hace que sea necesario acondicionar estos recursos. Conjuntamente, algunos cuerpos de aguas superficiales experimentan contaminación estacional por nitratos (eutrofización). Todo ello hace que el estudio de tecnologías que permitan la eliminación de nitratos de las aguas sea de gran interés.

2. Química del nitrato El nitrato es un anión inorgánico, con peso molecular de 62,00 y donde el nitrógeno tiene un estado de oxidación de +5. Es soluble en agua, incoloro, inodoro y sin sabor. El nitrógeno gas es el componente mayoritario de la atmósfera terrestre, con un 78% en volumen. Dentro del ciclo natural del nitrógeno, el nitrógeno gaseoso se fija fotoquímicamente o biológicamente en nitrógeno orgánico. A continuación, se descompone por la acción de bacterias que contienen los suelos en un proceso conocido como amonificación, dando a lugar al ión amonio. Una parte de este amonio es retenido por el suelo y otra parte, la mayoritaria, es oxidada a nitrato por la acción de bacterias nitrificantes. La nitrificación ocurre en dos etapas en serie. En la primera, las bacterias oxidantes de amonio, entre las cuales, la más conocida es la especie Nitrosomonas, oxidan el amonio hasta nitrito según la reacción [4]. NH4+ + 1,5 O2

NO2- + 2 H+ + H2O

[4]

En la segunda etapa de la nitrificación tiene lugar la oxidación del nitrito a nitrato según se muestra en la reacción [5] y es realizada principalmente por las bacterias oxidantes de nitrito, cuya especie más conocida es la denominada Nitrobacter.

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2 NO2- + O2

2 NO3-

[5]

Una parte del nitrato generado en la nitrificación es utilizado por las plantas para formar los aminoácidos que se utilizan en la síntesis de proteínas; la otra, sufre un proceso de desnitrificación bacteriana. Mediante la desnitrificación, el nitrato es reducido biológicamente a nitrógeno gas. La semi-reacción parcial de reducción del nitrato es la que se muestra en la reacción [6], donde pueden aparecer diversas especies que actúen como donantes de electrones: carbono orgánico e iones hierro (Fe2+), manganeso (Mn2+) o azufre (S-2). 2 NO3- +12 H++ 10e-

N2 + 6 H2O

[6]

En estas condiciones naturales, la concentración de nitratos en las aguas superficiales y subterráneas se mantiene en valores bajos. Sin embargo, al interactuar el hombre con la naturaleza introduciendo un exceso de nitrógeno mediante el uso de fertilizantes ricos en nutrientes, el vertido de aguas residuales municipales e industriales o el almacenamiento incontrolado de residuos humanos y animales, modifica el ciclo natural del nitrógeno produciendo la acumulación de nitrógeno en los cuerpos hídricos superficiales y subterráneos.

3. Normativa aplicable Existe una Directiva europea específica (91/676/CE) relativa a la protección de las aguas frente a la contaminación producida por nitratos de fuente agrícolas. Esta Directiva impone los Estados miembros la obligación de identificar las aguas que se hallen afectadas por la contaminación por nitratos, establecer un código de buenas prácticas agrarias y definir las zonas vulnerables a este tipo de contaminación. Una vez definidas las áreas, las autoridades se comprometen a realizar un programa de control y seguimiento que elimine, o en su defecto minimice, la contaminación por nitratos. La mencionada Directiva se traspone en normativa nacional mediante el RD 261/1996, el cual obliga a los órganos competentes de las Comunidades Autónomas a establecer un Código de buenas prácticas agrarias (recogido en el Boletín Oficial de Canarias nº 23, de 11 de febrero de 2000), la designación de áreas vulnerables a la contaminación por nitratos (BOC nº 48, de 19 de abril de 2000) y el programa de actuación aplicable en las zonas vulnerables a la contaminación por nitratos procedentes de fuentes agrarias (BOC nº 149, de 13 de noviembre de 2000, posteriormente modificado y publicado en el BOC nº 99, de 26 de Mayo de 2009). En lo referente a la calidad de las aguas para consumo humano, en 1998 se adopta la Directiva 98/83/CE, que establece para los nitratos un valor máximo de 50 mg NO3/l y un valor de referencia de 25 mg NO3/l. Esta Directiva se traspone a normativa nacional mediante el RD 140/2003 del 7 de febrero, que establece los criterios sanitarios de la calidad del agua de consumo humano. Los límites máximos permitidos en las aguas de consumo son de 50 mg/l para los nitratos y de 0,5 mg/l para los nitritos. Recientemente, ha sido aprobado un Real Decreto (RD 1514/2009), que traspone la Directiva Europea 2006/188/CE sobre la protección de las aguas subterráneas, y que tiene por objetivos prevenir y limitar la contaminación de las aguas y establecer los criterios y procedimientos para evaluar su calidad. En la Tabla B15 (adaptada de la Resolución de 25 de mayo de 2009 de la Dirección General de Salud Pública y publicada en el BOC nº 153, de 7 de agosto de 2009) se muestran los valores de referencia para nitratos y nitritos recogidos en distintas normativas tanto nacionales como internacionales.

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Tabla B15. Valores de referencia para la contaminación de nitratos y nitritos (adaptada del BOC, nº 153 de 7 de agosto de 2009) Nitratos

Nitritos

Valor 50 mg NO3/l 50 mg NO3/l 45 mg NO3/l 50 mg NO3/l 10 mg N/l Valor 0,5 mg NO2/l 0,1 mg NO2/l 3 mg NO2/l** 0,2 mg NO2/l** 3,2 mg NO2/l 3 mg NO2/l 1 mg N/l

Tipo de Valor Valor máximo Valor Guía Valor máximo Valor máximo Valor máximo Tipo de Valor Valor máximo (red distribución) Valor máximo (salida tratamiento) Valor Guía Valor Guía Valor máximo Valor máximo Valor máximo

Referencia BOE, 2003 OMS, 2004 Canadá, 2008 Australia, 2004 US EPA, 2006 Referencia BOE, 2003 BOE, 2003 OMS, 2004 OMS, 2004 Canadá, 2008 Australia, 2004 US EPA, 2006

* exposición a corto plazo. ** exposición a largo plazo.

4. Localización en las islas Según el Decreto 49/2000, la Consejería de Obras públicas, Vivienda y Aguas de Canarias (BOC nº 48, de 19 de abril de 2000) determina como masas de agua afectadas por la contaminación de nitratos, conforme a lo establecido en el RD 261/1996 (concentraciones actuales superiores a 50 mg NO3/l o que en un futuro se puedan alcanzar), las siguientes: a) Acuíferos costeros de Gáldar, Guía, Moya, Telde y el barranco de La Aldea en la isla de Gran Canaria. b) Acuíferos costeros de los valles de la Villa (Sebastián de La Gomera) y de Valle Gran Rey en la isla de La Gomera c) Acuíferos costeros del Valle de Aridane en la isla de La Palma. d) Acuífero costero del Valle de la Orotava en la isla de Tenerife. Además en el mismo Decreto se designan como zonas vulnerables a dicha contaminación (aquellas superficies territoriales cuya escorrentía o filtración afecte o pueda afectar a la contaminación por nitratos de las aguas contempladas en el apartado anterior): - En Gran Canaria: las de los términos municipales de Gáldar, Guía, Moya, Telde y S. Nicolás de Tolentino (actualmente denominada Aldea de S. Nicolás) situadas por debajo de la cota de 300 metros sobre el nivel del mar. - En La Gomera: las de los valles de la Villa (San Sebastián de La Gomera) y de Valle Gran Rey situados por debajo de la cota de 200 metros sobre el nivel del mar. - En La Palma: las de los términos municipales de Tazacorte y Los Llanos de Aridane situadas por debajo de la cota de 300 metros sobre el nivel del mar. - En Tenerife: las de los términos municipales de La Orotava, Puerto de la Cruz y Los Realejos situados por debajo de la cota de 300 metros sobre el nivel del mar. A continuación se presenta un estudio detallado por islas.

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Isla de Gran Canaria. Según un reciente estudio publicado por el Consejo Insular de Aguas de Gran Canaria (CIAGC, 2009), además de los acuíferos definidos como zonas vulnerables en el Decreto 29/2000, existen otras masas de agua que presentan una contaminación importante. Actualmente, la mayor parte de masas de aguas correspondientes a zonas costeras tienen una concentración superior a la permitida (Noroeste 01.NO, Norte 02.N, Noreste 03.NE, Este 04.E, Sureste 05.SE y Oeste 08.O), tal como se muestra en la Figura B8. El origen de la contaminación está en el uso generalizado de fertilizantes, los cuales producen unos retornos de riego al acuífero con una elevada concentración de nitratos.

Figura B8. Isolíneas de nitratos de las aguas subterráneas de Gran Canaria (CIAGC, 2009)

Si se analiza la evolución de esta contaminación en las últimas cuatro décadas (Tabla B16), se puede observar una estabilización del grado de contaminación desde el año 1997, con excepción de las masas 08. Oeste y 05. Sureste, que han experimentando un aumento considerable. La mencionada estabilización de la contaminación coincide con la entrada en vigor del Plan de Actuación del año 2000, centrado en alcanzar una mayor tecnificación del riego y en la aplicación racional de los fertilizantes, y con el descenso experimentado por la actividad agrícola durante ese periodo. Tabla B16. Evolución de las concentraciones medias de nitratos en las distintas masas de agua en Gran Canaria. Periodo 1971-2007 (CIAGC, 2009) Masa de Agua 01.NO 02.N 03.NE 04.E 05.SE 06.S 07.SO 08.O 09.MN 10.MS

1971 66 19 39 102 7 9 33 42 4 24

1987 146 82 83 112 25 11 42 69 27 20

1997 126 152 85 101 49 11 34 160 18 45

2007 108 147 62 84 71 15 40 270 17 52

En los últimos años se han realizado algunos estudios en los que se analiza la situación de determinadas masas de agua. Entre ellos cabe destacar las investigaciones realizadas en la zona Este por la Universidad de Las Palmas de Gran Canaria (Cabrera et al., 1995), en los que se subraya la disminución importante de contaminación experimentada en los últimos años como consecuencia de dos fenómenos: el aporte alóctono de aguas subterráneas sin contaminar desde las cumbres y la reducción en los excedentes de riego. También han sido de gran interés los estudios realizados en la zona Oeste (Bejarano et al., 2002; Muñoz, 2005; entre otros), donde se ha producido una contaminación muy importante en la última década.

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Isla de Tenerife. En la Isla de Tenerife los acuíferos que presentan una concentración superior a la permitida están situados en los valles con una elevada actividad agrícola, como son el Valle de la Orotava y el Valle de Güímar (Figura B8). El origen de la contaminación se debe mayoritariamente a uso de fertilizantes agrícolas en los cultivos tradicionales, aunque se también se ha detectado contaminación de origen urbano. La situación del Valle de La Orotava ha sido estudiada con particular interés por parte del Consejo Insular de Aguas de Tenerife, iniciando a comienzos de la década de los noventa un programa específico de control que ha permitido caracterizar su evolución (Figuras B10-a y B10b). Este programa fue realizado en el marco del proyecto AQUAMAC II liderado por el Instituto Tecnológico de Canarias (ITC). Los resultados muestran claramente un aumento de la concentración de nitrato, tanto en valores absolutos como en su amplitud territorial.

Figura B9. Isolíneas de nitratos de las aguas subterráneas de Tenerife (CIATF, 2009)

Figura B10. Isolíneas de nitratos en el Valle de La Orotava: a) periodo 1990-1991; b) periodo 2002-2004 (AQUAMAC II, 2009)

En el Valle de Güímar, según datos de un reciente informe del Consejo Insular (CIATF, 2008), casi dos tercios del acuífero presentan concentraciones superiores a la concentración límite, registrándose concentraciones superiores a 100 mg/l en algunas zonas costeras. Asimismo, la evolución de la contaminación en los últimos años (19902005) demuestra un aumento en la concentración media desde 33 a 52 mg/l. La Universidad de La Laguna ha realizado algunos estudios en los que se analizan las concentraciones de nitratos en aguas para consumo en todos los municipios de la isla, encontrando que sólo el del Puerto de La Cruz presentaba (los datos corresponden a un muestreo realizado en periodo marzo-mayo de 1999) una concentración superior a 50 mg NO3 /l (Caballero Mesa et al., 2003). En el mismo estudio se indicaba que el 96,8 % de los municipios tenían concentraciones inferiores al valor guía de 25 mg NO3 /l.

Isla de La Gomera Se han encontrado concentraciones superiores a 50 mg/l en los valles de San Sebastián y Valle Gran Rey. También se han encontrado, de forma aislada, en el Pozo de La Castellana (Hermigua).

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Isla de La Palma Se ha detectado una concentración de nitratos superior a 50 mg/l en el acuífero costero del Valle de Aridane. La contaminación se ha asociado a la actividad agrícola en la zona (DMACC, 2005). De las islas de Lanzarote y Fuerteventura no se tienen datos fiables sobre la contaminación por nitratos (DMACC, 2005).

Estado actual de las tecnologías de eliminación a nivel mundial

El nitrato es ión estable y muy soluble en agua con un bajo potencial de coprecipitación o de adsorción. Esas propiedades hacen que sea difícil su eliminación por técnicas convencionales (coagulación, floculación o filtración). A nivel internacional, son ampliamente utilizadas tres técnicas, consideradas como las mejores técnicas disponibles (AWTR, 2001), para la eliminación de nitratos en aguas para consumo:

• • •

Intercambio iónico Ósmosis inversa Electrodiálisis o electrodiálisis reversible

Además, existen otras técnicas alternativas entre las que se incluyen desnitrificación biológica, la reducción química y la desnitrificación catalítica.

En las próximas líneas se presentan y analizan estas técnicas de tratamiento en términos de efectividad, facilidad de operación y coste1. 5.1

Intercambio iónico (INI)

El proceso consiste en pasar la corriente rica en nitratos a través de una resina de intercambio iónico de tipo aniónica. En la operación, a medida que pasa la corriente, se vierten los iones cloruro o bicarbonatos presenten en la resina, los cuales son sustituidos o reemplazados por nitratos. El rendimiento típico de eliminación de nitratos suele estar comprendido entre el 70 y el 80%. La resina colmatada se regenera con una solución de cloruro sódico o bicarbonato sódico. También se han utilizado con éxito agua de mar (Korngold, 1973) o salmuera procedente de una estación desaladora de agua de mar (Delgado, 2008). Las resinas comerciales más utilizadas presentan el inconveniente de no ser completamente selectivas al nitrato e intercambian preferentemente otros aniones, como es el caso de los sulfatos. Estos sistemas se caracterizan por su versatilidad y sencillez de operación. Sin embargo, presenta el inconveniente de estar limitada al tratamiento de aguas con una baja salinidad (TDS <500 mg/l), baja turbidez (<0,3 NTU) y baja concentración de sulfatos (<50 mg/l) (Mahmood et al., 2007). Además, se genera una corriente subproducto con una elevada concentración de cloruros, nitratos, sulfatos y arseniatos. Otro inconveniente es vertido de nitrosaminas o de sus precursores (sustancias que han sido identificadas como cancerígenos) como subproductos o impurezas de las resinas utilizadas. En lo relativo los costes, éstos se estiman en 0,17 €/m3 para equipamiento y 0,014 €/m para operación y mantenimiento (AWTR, 2001). 3

Los costes no incluyen los edificios, servicios auxiliares, pretratamiento y costes de gestión de vertidos. 1,36 $ = 1€

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5.2

Ósmosis inversa (OI)

En el proceso de ósmosis inversa las especies iónicas presentes en el agua son eliminadas al hacer pasar la corriente a través de una membrana semipermeable. La eliminación de nitratos se produce al aplicar a la corriente una presión superior (6003.000 KPa) a la correspondiente presión osmótica. Este proceso presenta la ventaja de producir un agua producto de una elevada calidad al permitir la eliminación conjunta de todos los iones (nitratos, sodio, cloruros, dureza…). Se obtiene un porcentaje de eliminación de nitrato del 85-95 % (Mahmood et al., 2007). Como inconvenientes operativos cabe destacar los problemas asociados al ensuciamiento, las incrustaciones y el progresivo envejecimiento de la membrana. Estos problemas son consecuencia de la deposición de materia orgánica coloidal y particulada, y la presencia de otros contaminantes como la sílice, cuya concentración debe ser inferior a 30 mg/l (Mahmood et al., 2007). Por ello, el proceso requiere de un pretratamiento riguroso del agua a tratar, que incluye filtración, adición de antiincrustantes, desinfección y microfiltración. Además, se genera un corriente de rechazo con un alto contenido en iones y que supone un 40-60 % del caudal de alimentación. Otro inconveniente que presenta el de ser un proceso caro, con unos costes de operación estimados entre 0,13-0,51 €/m3 (Miller, 2003). En la Tabla B17 se muestran los datos de tres plantas diseñadas por GE Water & Process para el tratamiento de aguas de consumo en la región de Milán, en Italia. El agua de partida tenía una concentración de nitrato comprendida entre 50 y 60 mg/l, con unos valores de SDI inferiores a 1. El objetivo era tratar una parte del agua para al mezclar con el resto se obtuviera una concentración inferior a 40 mg/l. Los resultados muestran una recuperación media del 58%, que después de la mezcla, aumenta hasta un 77-87 %. Tabla B17. Datos de operación de tres plantas de OI situadas en Milán, Italia. GE Water & Process (Elyanow y Persechino, 2007)

Capacidad total, m3/h By-pass, m3/h Alimentación OI, m3/h Agua salida, m3/h Recuperación OI, % Recuperación global, % Conductividad, mS/cm Nitrato estimado en salida, mg/l Bastidores Membranas/bastidor Presión operación, bar

5.3

Aicurzio 30,1 17,8 12,3 7,2 59 83 620 1,5 2 7 8,1

Bellusco 127,0 83,0 44,0 27,0 61 87 610 1,5 5 7 13,3

Ornago 144,9 71,2 73,6 39,8 54 77 690 1,5 5 7 12

Electrodiálisis reversible (EDR)

La electrodiálisis es un proceso que utiliza una diferencia de potencial para provocar la migración de iones a través de una membrana semipermeable y selectiva para un tipo de ión (catiónica o aniónica), generando un agua producto con un menor contenido iónico. El proceso utiliza un electrodo positivo (cátodo) y otro negativo (ánodo) para cargar eléctricamente la superficie de las membranas. La diferencia de potencial induce a los cationes a migrar al ánodo a través de la membrana catiónica, y a los aniones a migrar hacia el cátodo a través de la membrana aniónica. De esta manera, los cationes y aniones se acumulan en el lado de la membrana que corresponde al rechazo mientras que el agua producto es obtenida en el otro lado de la membrana. El proceso se llama reversible debido a que frecuentemente se invierte la polaridad de los electrodos para evitar la acumulación de iones, lo que aumenta el rendimiento del sistema y la vida útil de las membranas. En la Figuras B11 y B12, se muestra un esquema del proceso y una fotografía de un módulo, respectivamente.

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Figura B12. Fotografía de un módulo de electrodiálisis reversible. Planta de GE Water & Process situada en Safaria (Israel) (Elyanow y Persechino, 2007)

Figura B11. Esquema del proceso de electrodiálisis reversible con la inversión de polaridad (Elyanow y Persechino, 2007)

La principal ventaja del proceso es que combina una moderada eliminación de nitrato (70-90%) con una elevada recuperación de agua (90%), sin necesidad de un pretratamiento tan intenso como para la ósmosis inversa. En un estudio publicado por GE Water & Process se analiza el comportamiento de tres plantas instaladas en Italia, Delaware y Bermuda (Prato y Parent, 1993). Los resultados muestran unas tasas de eliminación de nitrato comprendidas entre 69 y 92,6%, además de una tasa de eliminación de TDS de 53-88%. Los datos de operación se resumen en la Tabla B18. Tabla B18. Datos de operación de tres plantas de EDR. GE Water & Process (Prato y Parent, 1993)

Producción, m3/h Recuperación, % Etapas Nitrato alimentación, mg NO3/l Nitrato salida, mg NO3/l TDS alimentación, mg/l TDS salida, mg/l Eliminación de nitrato, % Eliminación de TDS, %

Bermuda 94,6 90 3 66 8,8 1614 278 86,7 81

Delaware 63,1 90 3 61 4,5 114 11 92,6 88

Italia 47,3 90 2 120 37 1012 474 69,2 53

Como inconvenientes cabe destacar su elevado costes de operación y mantenimiento (0,43 kwh/m3; Miller, 2003) y el hecho de ser un proceso relativamente complejo de operar. Además, presentan problemas con aguas que contengan determinados compuestos (hierro, manganeso, cloro o ácido sulfhídrico).

5.4

Desnitrificación biológica

La eliminación microbiológica tiene un coste moderado, inferior al de otros procesos, e implica la eliminación de los nitratos en unas condiciones anóxicas por la adición de una especie química que actúe como donante de electrones (metanol, etanol, hidrógeno, azufre…). Existen diversos diseños comerciales del sistema, entre los que cabe destacar los que utilizan soportes plásticos, lechos de arena, carbono activo o membranas. El problema de estos sistemas reside en la baja aceptación social, derivada de la introducción de microorganismos en el tratamiento; la presencia de nitrito en el agua producto; y la aparición de subproductos de desinfección. Todo ello ha hecho que el grado de implantación de esta tecnología sea reducido.

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Uno de los diseños comerciales es el denominado DENIPOR, que dispone de lechos fijos con un relleno de poliestireno expandido en el que se forma la biopelícula responsable de la desnitrificación. Como sustrato se añade etanol y como nutriente fosfato. El producto se hace pasar por dos filtros aerobios y finalmente se desinfecta. Para unas cargas de operación comprendidas entre 0,7-1,0 kg N/m2 se obtienen una eliminación del 95%, con una concentración residual de materia orgánica de 1 mg/l. Otros diseños como el BIODENIT (Figura B13) utilizan, además del lecho fijo como soporte de biopelícula, filtros granulares de carbono activo y arena. Este sistema opera con una ligera presión para evitar una excesiva pérdida de carga y la acumulación de gases en el filtro. El coste de este proceso se estima en 0,13 €/m3 (AREMA, 2009).

Figura B13. Fotografía de una instalación de desnitri-ficación via biológica. Arema, S.A. (AREMA, 2009)

5.5

Reducción química

La alúmina es un material poroso y granular que se utiliza por sus propiedades para intercambiar iones de una corriente líquida. La selectividad hacia los iones de la alúmina es la siguiente (Mahmood et al., 2007): OH->H2SO4>Si(OH)3O->HSeO3->F->SO42->CrO42->>HCO3->Cl->NO3->Br->ILa eficacia de eliminación depende del valor de pH del medio, encontrándose un intervalo óptimo en 5,5-6,5, lo que provoca que el agua de alimentación debe ser tratada con un ácido (Kowalski, 1999) Murphy (1991) describió el proceso de desnitrificación con alúmina, encontrando una conversión a amoniaco del 60-95%, el cual se elimina por arrastre con aire. Los mejores resultados se obtuvieron para un pH de 10,25. El proceso se describe por las siguientes reacciones: 3NO3- + 2Al + 3 H20 NO2- + 2Al+ 5 H2O 2NO2- + 2Al+ 4 H2O

3NO2- + 2 Al(OH)3 NH3 + 2 Al(OH)3 + OHN2 + 2 Al(OH)3 + 2OH-

[7] [8] [9]

Este proceso se muestra es efectivo siempre que vaya acompañado de un tratamiento previo de la dureza del agua mediante la adición de cal. En el proceso son necesarios 1,16 g de Al por cada g de NO3-.

5.6

Desnitrificación catalítica

Un proceso muy reciente, todavía en fase de desarrollo, es el de desnitrificación catalítica. Se basa en la capacidad de algunos metales como el paladio, el platino, el estaño o el cobre para reducir el nitrato en condiciones moderadas (Tª = 25ºC y p(H2) = 7 bar) y presencia de reductores, normalmente hidrógeno (Pintar, 2003). La eliminación de nitratos también se puede realizar mediante la reducción con Fe. La reducción se puede inducir bajo condiciones alcalinas de pH de acuerdo con la siguiente reacción:

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NO3- + 8 Fe(OH)2 + 6 H2O

NH3 + 8 Fe(OH)3 + OH-

[10]

Los resultados de recogidos en la bibliografía han mostrado que se requiere una relación de Fe a NO3- de 15:1 en presencia de un catalizador de cobre para que la reacción tenga lugar. El proceso genera un residuo sólido de Fe y el amoniaco (NH3) se elimina por arrastre con aire (Sova, 1986).

Evaluación de las tecnologías de eliminación

El proceso de referencia para eliminación de nitratos es el intercambio iónico, aunque también los procesos de membranas (ósmosis y electrodiálisis reversible) se utilizan con éxito en aplicaciones industriales. La utilización de uno u otro vendrá determinado en función de si se requiere una eliminación específica de nitrato, en ese caso se utilizará intercambio iónico, o si por el contrario, se requiere la eliminación conjunta de otros iones, caso en el que acudirá a los procesos de membranas. La elección entre ambos procesos de membranas estará condicionada por la calidad del agua de alimentación y las necesidades de recuperación en el sistema. En un estudio realizado por la empresa GE Water & Process (Elyanow y Persechino, 2007) en el que se comparan los procesos de EDR y OI, se demuestra que el proceso de EDR es el más indicado en tratamiento de aguas de baja calidad (alto contenido en sílice y elevados valores de SDI), con una concentración de TDS moderada (3.000-5000 mg/l) y donde sea necesaria una elevada recuperación de agua (90%). Por el contrario, la OI es más rentable en zonas en las que se disponga de un agua de elevada calidad, se requieran plantas más compactas (<25 m3/h) y no sea necesario un elevado grado de recuperación del agua. Los tres procesos mencionados anteriormente presentan el inconveniente de la generación de un rechazo concentrado que es necesario tratar o verter. En los casos en los que el vertido no sea posible, lo más habitual es acudir procesos combinados (por ejemplo, intercambio iónico y desnitrificación biológica). No obstante, estos problemas de gestión de la corriente rechazo han llevado a plantear la alternativa de utilizar individualmente los procesos de desnitrificación. Sin embargo, en la actualidad su aplicación a escala industrial es muy limitada. En la Tabla B19 se muestra un resumen de las distintas tecnologías con sus ventajas e inconvenientes.

100

DNC

El único subproducto N2 gas

Elimina sulfatos y dureza

Elimina prácticamente todos los iones

No se ve afectado por sílice

Tolerancia a cloro libre (0,5 mg/l)

Permite presencia de matera coloidal (SDI = 12)

Elimina prácticamente todos los iones

Elimina fluoruros (85-95 %)

Ventajas

No reduce la conductividad del agua

Estado incipiente de la tecnología

Necesita donante de electrones

No reduce la conductividad del agua

Experiencia a escala real limitada

Baja aceptación social

No elimina algunos iones (F-, As3+)

Baja tolerancia a turbidez (<0,3 NTU)

Para aguas con baja salinidad (< 500 mg/l)

Añade Cl- al agua producto

Baja tolerancia a sílice (< 30 mg/l)

Baja tolerancia a cloro libre (<0,1 mg/l)

Aguas sin materia coloidal (SDI = 4-5)

Disminuye rendimiento a pH superiores a 8,5

Inconvenientes

Alto

Moderado

Alto

Bajo

Costes

Alta

Baja

Media

Bajo

Complejidad

EDR = Electrodiálisis reversible; OI = Òsmosis inversa; INI = Intercambio iónico; DNB = Desnitrificación biológica; DNC = Desnitrificación catalítica. 1) 2-3 etapas

70-80

100

98-99

INI

DNB

95-98

70-90

EDR

25-35

Alúmina

Eliminación

Recuperación

Proceso

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Tabla B19. Resumen de las tecnologías disponibles para el tratamiento de nitratos.

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Estado actual de la tecnología de eliminación en Canarias

Aunque en las Islas no hay una planta específica para la eliminación de nitratos, la isla de Tenerife cuenta con 12 estaciones de desalación de aguas salobres (EDAS) con una capacidad de 36.200 m3/d, encargadas del tratamiento de aguas subterráneas de mala calidad, especialmente ricas en flúor, sodio y bicarbonatos (Figura B14).

Figura B14. Infraestructura de desalinización de aguas de mar y salobres en la isla de Tenerife (CIATF, 2008).

Como consecuencia de los altos niveles de bicarbonatos y sílice en las aguas, la tecnología utilizada en todos los casos ha sido la electrodiálisis reversible. La producción se centra en el Noroeste (Icod y la Guancha) y Suroeste (Guía de Isora y Tamaimo) y en la isla baja. El conjunto de rechazo de todas estas plantas supone un 16% del agua a desalinizar (1,14 Hm3, en 2005), la cual es vertida al mar con una concentración de sales de aproximadamente la mitad del agua de mar. En las Figura B15 y B16 se muestras fotografías de las plantas de Aripe y el Reventón, respectivamente.

Figura B16. Fotografía de la instalación desalinizadora de el Reventón.

Figura B15. Fotografía de la instalación desalinizadora de Aripe.

En la Tabla B20 se muestra un ejemplo de la eliminación de nitratos en una de la plantas de de EDR.

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Tabla B20. Contenido en nitratos (mg/l) en el agua de alimentación y producto en la planta EDR Aripe (Tenerife) (GE Water & Process, 2010)

Alimentación Producto

2006 2,4 0,7

2007 3,3 1,8

2008 1,5 0,7

2009 2,7 0,8

Necesidades futuras de investigación

La eliminación de nitratos es una importante y prometedora área de investigación. Actualmente, existen numerosas tecnologías con un alto grado de implantación en el mercado, sin embargo, es necesario optimizar los procesos actuales, con un coste relativamente elevado, y completar el desarrollo de las nuevas tecnologías emergentes. Algunos aspectos de la desnitrificación biológica, concretamente el efecto de la concentración de sustrato y de nitrato, los valores óptimos de pH, la presencia de sustancias tóxicas y la temperatura necesitan un estudio más profundo. Una opción con un gran interés es el desarrollo de biorreactores de membrana aplicados a la eliminación de nitratos. Esta tecnología combina la rentabilidad económica del proceso biológico con la presencia de una membrana de ultrafiltración que elimina los problemas asociados a la pérdida de biomasa y a la desinfección del agua producto. En esta tecnología, las líneas de investigación se han centrado en el estudio de las especies donantes de electrones, el origen y control las sustancias orgánicas producidas y en el ensuciamiento de la membrana (McAdam y Judd, 2006). Los datos de la única instalación a escala industrial actualmente en funcionamiento sugieren la viabilidad técnica y económica de la tecnología (Urbain et al., 1996). En lo que se refiere a la desnitrificación catalítica, se hacen necesarios estudios a escala piloto y de larga duración que demuestren la viabilidad técnica y económica de esa tecnología.

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CLORURO 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9.

Introducción Química del cloruro Normativa aplicable Localización en las islas Estado actual de las tecnologías de eliminación a nivel mundial Evaluación de las tecnologías de eliminación Estado actual de las tecnologías de eliminación en Canarias Necesidades futuras de investigación Referencias

1. Introducción La contaminación debida a la intrusión de agua de mar en los acuíferos costeros por causas antrópicas, conjuntamente con la originada por el exceso de uso de fertilizantes nitrogenados en las labores agrícolas, constituyen los dos problemas de contaminación de las aguas subterráneas más importantes (López-Geta et al., 2007). En el primero de los casos, la situación se puede considerar como grave, ya que una gran mayoría de los acuíferos del litoral mediterráneo y una parte importante de las costas de las Islas Canarias, presentan altos contenidos en cloruros. Sin embargo, la salinidad de las aguas no siempre puede explicarse como derivada de un único origen o mecanismo salinizador individual. Muchas veces parecen existir varios procesos de diferente naturaleza, unos dominantes sobre otros, o de similar entidad. De hecho, la salinización de acuíferos costeros no siempre es debida exclusivamente a la intrusión de agua de mar. En algunos casos, otros fenómenos pueden participar en el incremento de sólidos disueltos en el agua subterránea: lixiviado de sales, aguas salinas de diferentes orígenes, etc.

2. Química del cloruro Los cloruros inorgánicos contienen el anión Cl- y por lo tanto son sales del ácido clorhídrico (HCl). Se suele tratar de sustancias sólidas incoloras con elevado punto de fusión. En presencia de oxidantes fuertes (permanganato, agua oxigenada, hipoclorito, etc.) los cloruros pueden ser oxidados a cloro elemental. Esta oxidación se puede llevar también a cabo por electrólisis. De hecho la electrólisis del cloruro sódico en disolución es el método más empleado para obtener este elemento. El cloruro más conocido es la sal marina que está presente en el agua marina con una concentración del aproximadamente 3-3,5%. Por lo tanto los océanos representan una fuente prácticamente inagotable de cloruro. 2.1

El metabolismo del cloruro.

En los seres humanos el 88% del cloruro presente es extracelular y contribuye a la actividad osmótica del cuerpo. El equilibrio de los electrolitos en el cuerpo se mantiene mediante el ajuste entre la ingesta de cloruro a través de la alimentación y por su excreción a través de los riñones o el tracto gastrointestinal. 2.2

La toxicidad del cloruro (Organización Mundial de la Salud, 2008).

Si se estima un consumo diario de agua de unos 2 litros, la ingesta media de cloruro por persona y día podría encontrarse dentro del rango comprendido entre 20 y

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100 mg, dependiendo del contenido en cloruros en el agua de consumo. En base a esta estimación, y a la ingesta de cloruro promedio mediante la alimentación (6 g/día), el porcentaje de cloruro procedente del agua estaría en el intervalo 0,33-1,6% de la ingesta total. El cuerpo humano de un adulto sano contiene aproximadamente 81,7 g de cloruro. Sobre la base de una pérdida de cloruro de 530 mg/día, se recomienda una ingesta diaria de 9 mg de cloruro por kg de peso corporal. Es decir, se recomienda 1 g de sal de mesa por persona y día. Una dosis de 1 g de NaCl por kg corporal podría ser letal en un período de una semana. No se ha observado una toxicidad del cloruro. Los individuos sanos pueden tolerar la ingesta de grandes cantidades de cloruro, siempre que exista un elevado consumo de agua dulce y que no se supere la cantidad de 1 g de NaCl por día.

2.3

El cloruro en las aguas.

El cloruro, en forma de ion (Cl-), es uno de los aniones inorgánicos principales en el agua natural y residual. En el agua potable, el sabor salado producido por el cloruro, es variable y depende de la composición química del agua. Algunas, con 250 mg Cl-/l pueden tener un sabor salado detectable si el catión es el sodio. En cambio, este gusto salado típico puede estar ausente en aguas con hasta 1000 mg/l cuando los cationes predominantes son el calcio y magnesio. La concentración de cloruro es mayor en las aguas residuales que en las naturales, debido a que el cloruro de sodio es común en la dieta y pasa inalterado a través del aparato digestivo. A lo largo de las costas, el cloruro puede estar presente a concentraciones altas por el paso del agua del mar a través de los sistemas de alcantarillado. También puede aumentar debido a los procesos industriales. Un contenido elevado de cloruro puede dañar las conducciones y estructuras metálicas y perjudicar el crecimiento vegetal.

2.4

Metodologías de análisis.

Entre los métodos normalizados para el análisis de cloruros en aguas potables y residuales, destacamos aquellos que se emplean más frecuentemente (Métodos Normalizados para el análisis de aguas potables y residuales). (a) (b) (c) (d)

(e)

Valoración de cloruro con nitrato de plata y dicromato potásico como indicador. Valoración del cloruro con nitrato de mercurio y difenilcarbazona como indicador. Método potenciométrico: se determina el cloruro por valoración potenciométrica con nitrato de plata y un sistema de electrodos de vidrio y Ag-AgCl. Método automatizado del ferrocianuro: el ion tiocianuro se libera del tiocianato mercúrico por formación de cloruro mercúrico soluble. El ion férrico forma tiocianato férrico muy coloreado. Este método es aplicable a aguas potables, superficiales y salinas, y a las aguas residuales domésticas e industriales. Cromatografía iónica: es el método más utilizado para la identificación y cuantificación del cloruro en muestras de aguas, así como el que proporciona los límites de detección más bajos (1-7 µg/l).

3. Normativa aplicable Las Normas internacionales para el agua potable de la OMS de 1958 sugirieron que concentraciones de cloruro superiores a 600 mg/l afectarían notablemente a la potabilidad del agua. Las Normas internacionales de 1963 y 1971 conservaron este valor como concentración máxima admisible o permisible. En la primera edición de las Guías

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para la calidad del agua potable, publicada en 1984, se estableció un valor de referencia de 250 mg/l para el cloruro, basado en consideraciones gustativas. En las Guías de 1993 no se propuso ningún valor de referencia basado en efectos sobre la salud para el cloruro en el agua de consumo, aunque se confirmó que concentraciones de cloruro superiores a unos 250 mg/l puede conferir al agua un sabor perceptible. El Real Decreto 140/2003, de 7 de febrero, establece los criterios sanitarios de la calidad del agua de consumo humano, trasponiendo la Directiva 98/83/CE del Consejo de 3 de noviembre de 1998, relativa a la calidad de las aguas destinadas al consumo humano. La propia norma reconoce que dada la importancia de este tema para la salud humana, es necesario el establecimiento a escala nacional de criterios de calidad del agua de consumo humano. Para el cloruro el valor paramétrico se sitúa en 250 mg/l.

4. Localización en las islas 4.1

El cloruro en las aguas de Canarias.

En el Archipiélago Canario, por sus características geográficas, hidrológicas y socioeconómicas, se dan las condiciones apropiadas para que la explotación de los acuíferos en zonas costeras entrañe considerables riesgos de intrusión marina (La Moneda-González et al., 1998). En un acuífero costero existe una relación de equilibrio natural entre el agua subterránea dulce del acuífero que descarga al mar y el agua salada de origen marino que pugna por penetrar tierra adentro (López-Geta et al., 2007), y que normalmente lo hace en forma de cuña apoyada en la base del acuífero dada su mayor densidad. La penetración de esta cuña dependerá de las características del acuífero y será función inversa del flujo de agua dulce que a lo largo de la costa descarga al mar. La intrusión marina es un proceso dinámico, donde el frente de agua salada avanza tierra adentro en los períodos de menor recarga del acuífero y retrocede hacia el mar cuando la recarga es mayor. Este equilibrio natural puede verse alterado por la acción humana al modificar la descarga de agua dulce al mar, fundamentalmente debido a extracciones por bombeos del acuífero, provocando un descenso de la superficie piezométrica y en consecuencia, la penetración de la cuña de agua marina tierra adentro. Otras modificaciones del ciclo hidrogeológico, que alteren las entradas en el acuífero, como por ejemplo, la construcción de presas en el cauce de un río que alimente un acuífero, pueden también alterar el equilibrio agua dulce-agua salada. Se puede definir por tanto, la intrusión marina como el movimiento permanente o temporal del agua salada tierra adentro, desplazando al agua dulce, como consecuencia de una disminución del flujo de agua dulce hacia el mar debido a la intervención humana. Esta intrusión provocará el aumento de la salinidad en las aguas subterráneas con la consiguiente contaminación del acuífero y la limitación de su aprovechamiento para determinados usos. Esta ruptura del equilibrio agua dulce-agua salada es un hecho bastante generalizado en las Islas Canarias, debido a la intensa explotación a la que son sometidos los acuíferos costeros, de manera que no solamente se puede producir una migración de la zona de mezcla existente entre el agua dulce y el agua salada, sino la existencia de conos ascensionales en captaciones puntuales. Este fenómeno puede producirse aún cuando exista salida de agua dulce al mar, por lo que el mismo llega a ser bastante complejo (Cabrera-Santana, 1997). En Canarias, la intrusión marina ha sido citada como responsable de la salinización de acuíferos costeros en Tenerife, La Palma, La Gomera, El Hierro y Gran Canaria (Soler et al., 1988). Sin embargo, este fenómeno debe ser estudiado en detalle en cada zona, ya que la mera salinización del agua en un acuífero costero no es exclusiva de la intrusión marina, y se puede estar produciendo fenómenos de aridificación de la

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recarga, explotación de aguas fósiles salobres, superposición con fenómenos de contaminación por retorno de riegos, etc.

4.2

Concentración de cloruro en el agua de abastecimiento público en Canarias.

Las Islas Canarias están constituidas por un determinado número de edificios volcánicos, formados por yuxtaposición de materiales extraídos en varios ciclos efusivos independientes, separados por intensos períodos de erosión. De esta forma se disponen materiales que van desde muy compactos hasta materiales porosos. Ello produce que los acuíferos canarios presenten elevada heterogeneidad y anisotropía, aún a pequeña escala, presentando las explotaciones producciones específicas muy variables. Otra característica añadida por las formaciones volcánicas es la mineralización de las aguas por el CO2 volcánico, y también por el efecto combinado de la aridez y el aerosol marino en las zonas menos lluviosas. Es el principal agente mineralizador de las aguas, exceptuando los problemas de intrusión marina. El flujo de las aguas subterráneas se produce de forma muy lenta en las formaciones volcánicas inferiores. En las formaciones superiores, el tiempo de contacto es menor, de mayor porosidad y permeabilidad, y tiempos de recorrido menores. De forma esquemática, Carrascosa-Chisvert et al. (2006), para entender la evolución y comportamiento de los acuíferos insulares, los asimilan a un gran depósito con las siguientes peculiaridades: (a)

(b)

(c)

(d)

Las entradas al mismo se producen por la parte superior de forma casi constante, representando la recarga natural de las aguas por infiltración en el subsuelo. A distintas alturas, aparecen infinidad de pequeñas salidas en el depósito. Estas salidas son proporcionales, en una primera aproximación, a la altura del agua, y constituyen nacientes de medianías que alimentan a recursos de agua durante todo el año. Estas salidas naturales se producen en aquellos puntos en los que el nivel freático alcanza el nivel del terreno. Bien es cierto que además existen numerosos nacientes superiores y medios que suelen aportar un volumen muy variable todo el año y están asociados a los llamados acuíferos colgados y a circulaciones subsuperficiales después de períodos de lluvias. En la zona baja existe una salida de cierta importancia que representa al mar. Este volumen de salida puede constituir una parte importante del volumen total de recarga. Depende de las características hidrogeológicas del acuífero costero, piezometría, gradientes hidráulicos, permeabilidades, porosidad, heterogeneidad y anisotropía. Este término del balance de agua subterránea es quizás uno de los más difíciles de determinar por las propias características de los acuíferos volcánicos de Canarias. El volumen de salida es función de la altura de agua en el depósito. Existe además en el depósito descrito un volumen inferior, con un tiempo de renovación muy superior a la parte alta. Corresponde a aquellas formaciones acuíferas más antiguas, con permeabilidades bajas por los procesos de compactación y mineralización producidos en el tiempo. Las velocidades de flujo del agua son de órdenes de magnitud inferiores a las de las formaciones altas y el agua presenta cierta mineralización que puede hacer que el agua no sea apta ni incluso para el riego.

Cuando el hombre comienza la explotación, comienza a modificar el equilibrio anterior. De esta forma, las entradas al depósito van siendo menores, el nivel del depósito baja y bajan por lo tanto, las salidas del mismo, ya que son función de la altura del agua. Al depósito se le perforan las paredes (galerías) y se le introducen bombas de impulsión en su interior (pozos) para extraer agua. La situación actual se refleja en que el nivel del depósito ha disminuido tanto que ya no se producen las salidas en medianías. Como el nivel va disminuyendo, la

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producción de las obras de alumbramiento disminuye por lo que es necesario bajar cada vez más en la captación, extrayendo aguas de las reservas muertas, de calidad no deseable. A su vez, se disminuyen las salidas al mar, con lo que las aguas de los acuíferos costeros van sufriendo un proceso de salinización igualmente de gran inercia en el tiempo. Los objetivos de calidad establecidos en la Directiva Marco de Aguas (DMA) para las aguas subterráneas han hecho que los Planes Hidrológicos de todas las islas hayan señalado la intrusión marina y la salinización de los acuíferos como un posible riesgo sobre las masas de agua subterránea. A continuación se presenta un estudio detallado por islas.

Isla de Fuerteventura. Los datos sobre estadísticas de calidad de las aguas subterráneas son escasos. Para el caso de los parámetros indicativos de intrusión marina, las principales fuentes de datos son los estudios SPA-15 (1975), que realizó medidas in situ en 300 puntos, pero de los cuales sólo se dispone de un mapa elaborado de concentración de cloruros en la Isla de Fuerteventura. En la Figura B17 se muestra el mapa de concentraciones de cloruro en el agua subterránea obtenido del proyecto SPA-15 (1975).

<250 mg/l mg 250-500 mg/l mg 500-1000 mg/l mg 1000-3000 mg/l mg 3000-5000 mg/l mg >5000 mg/l mg

Del inventario selectivo llevado a cabo por el IGME en 1989, se dispone de datos químicos que fueron Figura B17. Mapa de concentraciones de cloruro incorporados al Plan Hidrológico vigente en el agua subterránea obtenido del proyecto como mapas de conductividad y SPA-15 (1975). Fuente: Plan Hidrológico Insular de Fuerteventura. concentración de cloruros, entre otros. En la Figura B18 se muestra el mapa correspondiente a la distribución de cloruros en las aguas subterráneas de la Isla de Fuerteventura.

<250 mg L-1 250-500 mg L-1 500-1000 mg L-1 1000-3000 mg L-1 3000-5000 mg L-1 >5000 mg L-1

Figura B18. Mapa correspondiente a la distribución de cloruros en las aguas subterráneas de la isla de Fuerteventura. Fuente: Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de la Isla de Fuerteventura.

El Plan Hidrológico vigente para la isla de Fuerteventura ha identificado el riesgo e indicio de intrusión en las zonas Este y parte de la de Jandía, tal y como se indica en el

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mapa que se muestra en la Figura B19. En la misma figura se muestra el gráfico de comparación entre los datos manejados en el Plan Hidrológico vigente (1990) y los datos recogidos en el año 2007 en el primer muestreo de la red de control de la isla de Fuerteventura.

Masas de aguas subterráneas Presión agrícola Presión ganadera Presión por extracción Presión puntual Presión por intrusión marina

Figura B19. Resumen gráfico de presiones significativas sobre las aguas subterráneas de la isla de Fuerteventura (izquierda) y comparación entre los datos de cloruros recogidos en el Plan Hidrológico vigente (derecha). Fuente: Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de la Isla de Fuerteventura.

Tal y como puede observarse en la figura anterior (derecha), en relación a la concentración de cloruros en las aguas subterráneas, exceptuando los valores de las dos captaciones en el entrono de Corralejo y Morro Jable, cuyos valores extremos pueden ser debidos a que parte de su caudal esté compuesto de aguas marinas, se observa un empeoramiento en varias zonas, especialmente en el eje Villaverde-Casillas del Ángel. En general, se puede decir que las aguas subterráneas de la isla de Fuerteventura son cloruradas sódicas y muestran sistemáticamente un incremento gradual a lo largo de los barrancos, desde la cabecera a la desembocadura. Los valores de cloruro suelen ser mayores de 500 ppm y los de conductividad generalmente superan los 5000 µS/cm, salvo en algunos sectores en los que tienen lugar las recargas principales. Suelen corresponder con llanuras asociadas a las zonas de mayor precipitación y alta pendiente (zona de alimentación). Por otra parte, la intrusión marina puede darse en zonas próximas a la costa si la extracción se efectúa sin el debido control, hecho que requiere un seguimiento. Puede haber fenómenos de intrusión en el sector de Puerto del Rosario, Caleta de Fuste y Morro Jable; sin embargo, a la hora de detectarlos debe tenerse en cuenta el alto contenido salino natural del agua subterránea de la isla.

Isla de Lanzarote. Las aguas subterráneas de la isla de Lanzarote son en general muy salinas, al igual que las aguas de recarga (Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de Lanzarote). El proyecto SPA 15 asignó un contenido de cloruro al agua de recarga de hasta 9.000 ppm. Aunque el Plan Hidrológico de Lanzarote no tiene constancia de que se hayan realizado estudios específicos sobre intrusión, el SPA-15 cita que se conocen

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problemas de intrusión en lugares cercanos a la costa, e incluso, kilómetros adentro debido a la alta permeabilidad de los basaltos recientes y la figuración superficial de los basaltos antiguos. Se cita como ejemplo el aumento de cloruro de 3.400 a 8.000 ppm observado en un sondeo, al sur de Femés. También se advierte una situación similar en las Montañas de Fuego, donde probablemente existan fenómenos de convección térmica. En general, el agua es clorurada sódica más o menos bicarbonatada y muy mineralizada, con baja aptitud para su uso. En la isla de Lanzarote, la capacidad de desalación de agua de mar pasó de 900.000 m3 anuales, antes de 1975, a una capacidad de producción actual de más de 45.000 m3 al día. Ello se traduce en una escasa explotación de recursos subterráneos, ya que casi la totalizad de la demanda se satisface con agua desalada de mar. No obstante, pueden darse afecciones locales, que no son trascendentes para el estado de la masa de agua dada su mala calidad natural.

Isla de La Palma. La Palma cuenta con un gran número de nacientes de agua (alrededor de centenar y medio) repartidos irregularmente por su territorio, con caudales variables, y muy dependientes, por lo general, de las precipitaciones. El grado de mineralización de las aguas subterráneas de la isla de La Palma es en general bajo, por lo que su calidad química puede considerarse como buena. Aunque se puede ver alterada por varios procesos, entre los que se encuentra la intrusión salina, tal y como se puede observar en la Figura B20 (izquierda). El acuífero costero es el que más severamente sufre los efectos de la intrusión marina, fundamentalmente en la zona de Tazacorte y los Llanos de Aridane, Santa Cruz de La Palma y algunas zonas del extremo nororiental de la isla. Esta es la principal razón por la que muchos pozos de estas zonas han tenido que abandonarse. Estas dos zonas de la isla ya fueron señaladas como zonas en las que existía algún fenómeno de intrusión marina en el TIAC’88 (Tecnología de la Intrusión en Acuíferos costeros, 1988) por varios autores (Soler, 1988 y Custodio, 1988).

Masas de aguas subterráneas Riesgo seguro

Presión agrícola

Riesgo en estudio Presión ganadera

Riesgo nulo

Presión por extracción Presión puntual Presión por intrusión marina

Figura B20. Presiones sobre las masas de agua subterránea de la isla de La Palma (izquierda) y evaluación del riesgo de intrusión salina (derecha). Fuente: Programa de Control de las aguas subterráneas. Directiva Marco del Agua. Memoria y Apéndices. La Palma.

En la isla de La Palma no se dispone de datos cuantitativos sobre procesos de intrusión marina, aunque en el Plan Hidrológico Insular (2001) se plantea la existencia

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de varias zonas donde se pueden haber producido procesos de salinización, principalmente en el acuífero costero, tal y como se ha indicado anteriormente. En la actualidad, dos de las masas de agua subterránea de la isla se encuentran catalogadas en “riesgo seguro” por intrusión, tal y como puede observarse en la Figura B20 (derecha).

Isla de La Gomera. En 1988, en el marco de la TIAC’88, se presentaron algunos resultados en los que se concluyó que en la isla de La Gomera no existían problemas importantes de salinización en acuíferos costeros salvo en pozos en el fondo de barrancos y muy próximos al litoral en el entorno de San Sebastián de la Gomera y de Valle Gran Rey (Custodio, 1988). En la actualizad, en el Plan Hidrológico de la isla de La Gomera se caracterizan varias zonas con indicios de intrusión marina o en vías de sufrirla, especialmente las zonas costeras de los valles de Valle Gran Rey y San Sebastián, si se produce una extracción importante. Asimismo, el resto del acuífero costero, por debajo de la cota de 400 m, puede presentar estos fenómenos si se realizan extracciones no controladas, aunque las mismas están reguladas por el propio Plan Hidrológico. En la Figura B21 se muestran las presiones significativas sobre las aguas subterráneas, entre las que se encuentra la intrusión marina (izquierda) y la evaluación del riesgo en las masas de agua subterránea insulares (derecha). Como puede observarse, las masas de agua subterráneas de la isla de La Gomera se encuentran en “riesgo nulo” o en estudio (ante la inexistencia de datos suficientes) con respecto a la intrusión marina.

Riesgo seguro Masas de aguas subterráneas Riesgo en estudio

Presión agrícola

Riesgo nulo Presión ganadera Presión por extracción Presión puntual Presión por intrusión marina

Figura B21. Presiones sobre las masas de agua subterránea de la isla de La Gomera (izquierda) y evaluación del riesgo de intrusión salina (derecha). Fuente: Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de la isla de La Gomera.

Isla de El Hierro. La isla de El Hierro es una isla de materiales volcánicos jóvenes a lo largo de la costa, y por lo tanto cabría esperar una notable penetración de la cuña de agua salada en los mismos. En 1988, algunos autores (Custodio, 1988) en las jornadas de la TIAC’88 presentaban como conclusión que se podría identificar una notable penetración de la cuña de agua salada de origen marino.

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Los datos sobre la hidroquímica de las aguas subterráneas de la isla de El Hierro recogidos en el diseño del “Programa de control de las agua subterráneas” indican que la calidad del recurso de la isla se ve alterada por diferentes procesos, unos naturales y otros antrópicos, y entre los que se encuentra la intrusión marina y la consiguiente salinización del acuífero. En un acuífero costero como el de la isla de El Hierro, con baja recarga y elevada transmisividad, los fenómenos de intrusión marina se acentúan aún más. Por este motivo, muchos de los pozos de la isla presentan algún problema o indicio de intrusión. El Plan Hidrológico de la isla de El Hierro alude al riesgo de sobreexplotación en el Valle de El Golfo que puede favorecer la intrusión marina. Todas las captaciones costeras abandonadas lo fueron por estos problemas. Para el resto de la isla ocurre lo mismo. La Planificación Hidrográfica actual prohíbe la extracción en la zona costera. En la Figura B22 se muestran las presiones significativas sobre las aguas subterráneas, entre las que se encuentra la intrusión marina (izquierda) y la evaluación del riesgo en las masas de agua subterránea insulares (derecha). Como puede observarse, las masas de agua subterráneas de la isla de El Hierro se encuentran en estudio (ante la inexistencia de datos suficientes) con respecto a la intrusión marina.

Masas de aguas subterráneas

Riesgo seguro

Presión agrícola

Riesgo en estudio Riesgo nulo

Presión ganadera Presión por extracción Presión puntual Presión por intrusión marina

Figura B22. Presiones sobre las masas de agua subterránea de la isla de El Hierro (izquierda) y evaluación del riesgo de intrusión salina (derecha). Fuente: Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de la isla de El Hierro.

Isla de Tenerife. En 1988, dentro de las jornadas “TIAC’88, se presentaron diversos trabajos sobre la intrusión marina en los acuíferos costeros de Canarias. En varios de ellos (Custodio, 1988 y Soler, 1988) se expuso la situación de las aguas subterráneas de la isla de Tenerife. En ambos trabajos se puso de manifiesto que las dos zonas con mayores problemas de agua salina son las de Tejina-Bajamar, en el Norte y la de Güímar, en el Este. Para la primera zona, se concluyó que se podría haber desarrollado un esquema clásico de penetración de la cuña de agua marina, con aumento de los conos salinos ascencionales, en materiales volcánicos recientes relativamente permeables. En el área de Güímar se concluía que al existir también acumulaciones volcánicas recientes de alta permeabilidad, se producía también una notable penetración natural de la cuña de agua salada, incrementándose con las extracciones. En estos estudios, se destacaba que para la zona del suroeste de la isla, el desarrollo importante de pozos se había incrementado en los años anteriores a 1988, la mayoría excavados con técnicas que permitían una penetración elevada. Con frecuencia se encontraban de aguas salobres a salinas, pero no había estudios sobre el origen de la salinidad. En unos casos parecía tratarse de aguas salinas residuales bajo los niveles de renovación rápida y en otros podría tratarse de la penetración de la cuña marina por

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materiales volcánicos recientes. En cualquier caso, en esta zona se encontraban salinidades elevadas de tipo clorurado a distancias de varios kilómetros de la costa. Otro de los trabajos presentado en el TIAC’88 (La Moneda-González et al., 1988) incluía también la zona del Valle de San Lorenzo, al sur de la isla de Tenerife. Los contenidos en cloruros en esta zona eran superiores a los 1.000 ppm, incluso a distancias de varios kilómetros de la costa. Por esta razón, ya en el año 1988 se habían abandonado la mayoría de los pozos situados en esta franja. Se señalaba también en este trabajo, que la mayoría de los pozos de esta zona presentaban fluctuaciones estacionales del contenido en cloruro, de costa hacia el interior, de unas 750 a 1.000 ppm, que fueron atribuidas a las recargas de aguas arriba y regímenes de bombeo. Para el resto de la isla no había aspectos esenciales a destacar, ya que en general, la periferia de la isla consta de costas muy abruptas, con escasas captaciones próximas al litoral. Como excepción se señalaba el área del Puerto de La Cruz-La Orotava, donde se detectaban problemas moderados de salinización, debidos en parte a infiltración de excedentes de riego (Custodio, 1988). En el Plan Hidrológico Insular actual para la isla de Tenerife se ha señalado que en toda la parte sur de la isla existe presión por intrusión marina sobre las aguas subterráneas, tal y como se recoge en la Figura B23 (izquierda). Esta zona también ha sido catalogada como “riesgo en estudio” en la evaluación preliminar del riesgo en las masas de agua subterráneas (Figura B23, derecha).

Masas de aguas subterráneas Presión agrícola

Riesgo seguro Riesgo en estudio Riesgo nulo

Presión ganadera Presión por extracción Presión puntual Presión por intrusión marina

Figura B23. Presiones sobre las masas de agua subterránea de la isla de Tenerife (izquierda) y evaluación del riesgo de intrusión salina (derecha). Fuente: Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de la isla de Tenerife.

En el litoral de la vertiente sur, donde la extracción en los últimos años ha sido muy elevada para intentar compensar la fuerte demanda, se aprecian claras muestras de intrusión marina, alcanzándose concentraciones de 2.000 mg/l de ion cloruro y de 1.250 mg/l de ion sodio. En la Figura B24 se muestran las isolíneas de la concentración de cloruro en la isla de Tenerife, recogidas en el PHI vigente.

?≥1200 mg mg/l 600-1200 mg mg/l 300-600 mg/l mg 0-300 mg/l mg

Figura B24. Isolíneas de la concentración de cloruro en la isla de Tenerife. Fuente: Plan Hidrológico Insular (2008)

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Isla de Gran Canaria. La química natural del agua subterránea de la isla de Gran Canaria viene determinada por la acidificación de la recarga, el efecto climático y la actividad volcánica remanente. El primero da lugar a un aumento de la mineralización en parte de las masas este, sureste, sur, suroeste y oeste. La presencia de gases de origen volcánico ha sido detectada en la zona baja de la masa centronorte, y en el límite de las masas noroeste, norte, este y sureste, asociándose en ocasiones al borde de la denominada Caldera de Tejeda. En determinadas masas se manifiestan fenómenos locales que confieren una marca química al agua en ciertas zonas. Es el caso de un sector de la masa oeste en el que se dan salinidades muy altas, con conductividades superiores a 10.000 µS/cm, que se achacan al lavado de los denominados “azulejos” que afloran en el sector, asociados a la actividad hidrotermal que tuvo lugar al borde de la Caldera de Tejeda. El resultado es un agua con una composición similar a la del agua de mar, con un ligero enriquecimiento relativo en Ca2+ y HCO3-, que puede confundirse con procesos de intrusión marina. Las fuertes demandas registradas para cultivos en la isla de Gran Canaria entre los años 30 y 70, el incremento de la población y el auge del turismo a partir de los años 60, junto con el desconocimiento técnico-científico, la falta de una legislación específica y actualizada en materia de aguas y la dificultad de un control efectivo sobre las captaciones, hacen que proliferen captaciones de aguas subterráneas de forma incontrolada (Consejo Insular de Aguas de Gran Canaria, 2009). Esto tiene como consecuencia que la extracción de agua supera la recarga natural, descendiendo drásticamente el nivel del acuífero y empeorando la calidad de las aguas, de forma más importante en la zona costera por el avance del agua de mar hacia el interior (intrusión marina). En la Figura B25 se muestra la evolución de las captaciones de agua y la desalación de agua en la isla de Gran Canaria en el período 1904-2004.

Extracciones sin intrusión marina Extracciones con intrusión marina Extracciones secas/abandonadas Desalación de mar/salobre Figura B25. Evolución de las captaciones de agua y la desalación de agua en la isla de Gran Canaria en el período 1904-2004. Fuente: Consejo Insular de Aguas de Gran Canaria (2009).

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En el Congreso TIAC’88 (Custodio, 1988) se señalaron las zonas en las que se había detectado el problema de la salinización de los acuíferos. En resumen, los datos presentados hablaban de que en la zona norte (entre Gáldar y Las Palmas) se había ido produciendo cierta salinización progresiva, aunque no quedaba claro el origen de ésta. Se destacaba que el aumento de la salinidad en algunos pozos era tal, que se había optado por introducir un pretratamiento del agua por ósmosis inversa antes de la distribución del agua para riego. En el área de Telde y más hacia el sur, parte de la salinización parecía debida a penetración marina en materiales notablemente permeables. En el área del suroeste de la isla (barranco de Tirajana), existían numerosos pozos afectados por aguas salobres, pero el origen de la salinidad no estaba muy claro, aunque los autores señalaban que podría proceder de la progresiva profundización de los pozos, drenándose aguas cada vez más antiguas, con salinidades residuales. Más hacia el sur (Amurga) las aguas son salobres, pudiéndose alcanzar salinidades de hasta 5 g/l, no relacionadas con la intrusión marina. La Directiva Marco del Agua ha señalado para el período 2005-2006 en el ámbito de la isla de Gran Canaria que en toda la zona costera de la isla, excepto en la parte oeste, existe presión por intrusión marina, tal y como queda recogido en la Figura B26 (izquierda). En el Programa de Control de las Aguas Subterráneas de la Directiva Marco del Agua para la isla de Gran Canaria, se recopilan los datos químicos disponibles con respecto a la problemática de la intrusión marina, recogidos en diferentes campañas e inventarios intensivos y espaciados en el tiempo (1971-2003). Estas campañas se corresponden a los proyectos SPA-15 (Estudio Científico de los Recursos de agua del Archipiélago Canario, 1975), MAC-21 (Proyecto de Planificación y Explotación de los Recursos de Agua de las Islas Canarias, 1978), inventarios para el Plan Hidrológico Insular de Gran Canaria e inventarios posteriores elaborados por el Consejo Insular de Aguas de Gran Canaria. El resultado es un conjunto de datos heterogéneos, que incluyen 1818 registros químicos, correspondientes a 1237 captaciones (Programa de control de las aguas subterráneas, Gran Canaria, 2006). En la Figura B26 (derecha) se muestra el mapa de cloruros extraído del citado documento. En este último caso puede observarse que todos los puntos con una concentración superior a 400 ppm se encuentran en las masas costeras.

Masas de aguas subterráneas Presión agrícola

< 400 ppm Presión ganadera

400-600 ppm

Presión por extracción

600-2000 ppm

Presión puntual

2000-20912 ppm

Presión por intrusión marina

Figura B26. Presiones sobre las masas de agua subterránea de la isla de Gran Canaria (izquierda) y mapa de la concentración de cloruros (derecha). Fuente: Programa de control de las aguas subterráneas, Gran Canaria, 2006.

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Estado actual de la tecnología a nivel mundial

Existen diferentes metodologías alternativas para inducir el retroceso de la intrusión marina y la recuperación del acuífero. Las más frecuentes son: disminución y redistribución del bombeo, recarga artificial y barreras de depresión, de inyección o de impermeabilización, entre otros sistemas. Por otra parte, una medida tecnológica aplicable a la mejora de la calidad de las aguas subterráneas afectadas por procesos de intrusión salina u otros problemas que afecten a la calidad del agua, es la construcción de plantas de desalación y tratamiento de agua salobre. 5.1

Disminución de bombeos.

La disminución del bombeo de extracción de aguas subterráneas produce una mayor descarga de agua dulce al mar, reduciendo la penetración del frente salino. Es la solución más inmediata aunque no siempre es posible, ya que a menudo no se disponen de recursos alternativos. Por otro lado, el proceso de retirada es lento y finalmente se puede perder el agua no bombeada por descarga al mar. 5.2

Redistribución del bombeo.

Otra posibilidad de mayor aplicación práctica es la redistribución del bombeo existente. La concentración de bombeos profundos en zonas cercanas a la costa, provoca la aparición de fuertes depresiones del nivel piezométrico, en muchos casos por debajo del nivel del mar, y la ascensión de grandes conos salinos, siendo vías preferenciales de intrusión marina en el área. Al distribuir los bombeos en otros de menor cuantía y más alejados de la costa, se puede reducir la intrusión marina sin disminuir el volumen total de agua extraída del acuífero. Es muy interesante reproducir los efectos de estas redistribuciones en modelos matemáticos del acuífero para predecir el comportamiento y la evolución de la intrusión ante la medida correctora.

5.3

Colectores costeros.

El concepto de colectores costeros agua dulce que se descarga al mar interfase, una vez que este flujo haya Estos colectores consisten en pozos de próximos a la costa.

5.4

(Mercado, 1988) es el de interceptar el flujo de necesario para mantener el equilibrio con la cumplido su función de estabilizar la interfase. bombeos superficiales situados paralelamente y

Recarga artificial.

Se define la recarga artificial como un conjunto de técnicas que permiten aumentar la disponibilidad de agua subterránea con la calidad apropiada a los usos a los que se destina, mediante una intervención consciente, directa o indirecta, en el ciclo natural del agua. El objetivo principal de esta técnica es incrementar los recursos de un acuífero, pero además de este objetivo, hay que establecer otros, entre los que destacan: reducir los descensos del nivel del agua subterránea, y si es posible, elevarlo; conservar y/o eliminar agua de escorrentía y de tormenta; detener y/o reducir la intrusión marina y la formación de conos de ascenso salino; almacenar agua dulce en el terreno cuando las obras superficiales no son posibles; mejorar el uso conjunto de las aguas subterráneas y superficiales; aumentar la disponibilidad de agua de una calidad determinada mezclando el agua de recarga con la existente en el acuífero; modificar la calidad del agua por medio de los diversos procesos que se dan en el terreno y en el acuífero, y por último, recuperar aguas residuales, después de un pretratamiento y una depuración en el terreno.

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Los posibles orígenes del agua que se utiliza para la recarga artificial de los acuíferos son: agua superficial de cursos continuos, agua superficial de cursos de régimen esporádico, escorrentía de aguas de tormenta, agua procedente de otro acuífero y agua residual doméstica. Existen trabajos en la bibliografía que describen específicamente los tratamientos de regeneración de aguas residuales depuradas para la recarga de acuíferos (Guerrero et al., 2003). Existen numerosos métodos para llevar a cabo la recarga artificial de un acuífero. Estos métodos se pueden agrupar en dos tipos principales de sistemas: sistemas de recarga en superficie y sistemas de recarga en profundidad. El primer sistema se emplea en los casos en que el acuífero a recargar sea libre y sin niveles poco permeables próximos a la superficie. Se basa en una circulación de agua a través del suelo desde la superficie hasta el acuífero por infiltración-percolación, lo que permite que se lleven a cabo procesos de autodepuración del agua cuando circula por esta franja no saturada del terreno. Los inconvenientes que presenta este sistema son las pérdidas por evaporación del agua, los medioambientales y las necesidades de acondicionamiento previo del terreno. Los métodos más habituales son las balsas y lagunas. En el segundo sistema el agua es conducida directamente al acuífero. El factor más importante a considerar es la calidad del agua de recarga pues ésta se mezcla directamente con la del acuífero, sin sufrir ninguno de los procesos de depuración que se dan cuando el agua se infiltra y atraviesa la zona no saturada. Además, este agua debe ser lo suficientemente limpia para no producir problemas de colmatación en los sistemas de recarga, pues de lo contrario, habría que establecer sistemas de limpieza que implican altos costes de mantenimiento. Los métodos más utilizados son los pozos y sondeos. Algunos autores (De la Orden et al., 2003) han establecido como condición necesaria para plantear operaciones de recarga artificial de acuíferos, la existencia de huecos vacíos en el medio poroso que puedan ser rellenados por el agua de recarga. Por otra parte, según estos autores, la efectividad de la recarga es un concepto que se relaciona con la aptitud del conjunto que forman el medio poroso y agua de recarga para permitir el uso posterior del agua recargada, tanto en la cantidad demandada como en la calidad que requiera el uso al que se destina, y que esa efectividad está estrechamente relacionada con el tiempo de permanencia del agua en el acuífero. Un ejemplo de recarga artificial en España se encuentra en el acuífero Plana de Vergel (Alicante), en el cual se viene aplicando desde hace casi 20 años (De la Orden et al., 2003). La barrera de inyección es un caso particular de recarga artificial (López-Geta et al., 2007). Consiste en establecer y mantener una recarga a lo largo de la costa de tal forma que se tenga una elevación del nivel piezométrico superior al potencial de agua dulce necesario para evitar que el agua marina fluya hacia el interior del acuífero. En un acuífero libre, la barrera de inyección puede hacerse mediante canales o zanjas paralelas a la costa. Las desventajas de esta técnica son el coste de los pozos de inyección y la cantidad de agua utilizada. En acuíferos relativamente superficiales, la construcción de barreras impermeables como pantallas de arcillas u otro material de baja permeabilidad, reducen la posibilidad de intercambio de flujo con el agua del mar. En acuíferos más profundos se puede realizar la barrera mediante la inyección en pozos de bentonita-cemento. La mayor ventaja del método es la de permitir una explotación intensa del acuífero con bajo riesgo de salinización si la impermeabilización ha sido efectiva. La principal desventaja del método es su elevado coste y la dificultad para conseguir la efectividad en la impermeabilización.

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5.5

Desalación de aguas subterráneas salobres.

Existen diversas opciones técnicamente viables para tratar las aguas subterráneas salobres, entre las que destacan dos: la electrodiálisis reversible (EDR) y la ósmosis inversa (OI).

a) Electrodiálisis reversible (EDR) La electrodiálisis es un proceso que utiliza una diferencia de potencial para provocar la migración de iones a través de una membrana semipermeable y selectiva para un tipo de ión (catiónica o aniónica), generando un agua producto con un menor contenido iónico. El proceso utiliza un electrodo positivo (cátodo) y otro negativo (ánodo) para cargar eléctricamente la superficie de las membranas. La electrodiálisis reversible presenta como ventajas una moderada eliminación iónica (70-90%), no se ve afectada por un contenido en sílice alto, tiene una elevada recuperación de agua (90%) y el consumo de energía es aceptable (< 1,5 kWh/m3). Como inconvenientes cabe destacar su elevado costes de operación y mantenimiento (0,43 kwh/m3; Miller, 2003), sólo se puede aplicar para salinidades moderadas (<3.500 µS/cm) y el hecho de ser un proceso relativamente complejo de operar. Además, presentan problemas con aguas que contengan determinados compuestos (hierro, manganeso, cloro o ácido sulfhídrico).

b) Ósmosis inversa (OI) En el proceso de ósmosis inversa las especies iónicas presentes en el agua son eliminadas al hacer pasar la corriente a través de una membrana semipermeable. La eliminación de cloruros se produce al aplicar a la corriente una presión superior (6003.000 KPa) a la correspondiente presión osmótica. Típicamente se obtiene un porcentaje de eliminación de cloruros del 95-99 %. La aplicación de la ósmosis inversa para el tratamiento de aguas salobres es una solución tecnológica ampliamente utilizada a nivel internacional (un 48% de número total de las plantas de OI existentes) (Greenlee et al., 2009). En EEUU la capacidad media de las plantas se encuentra 200-76.000 m3/d, con alimentaciones con una concentración de 520-8.500 mg STD/l (Mickley, 2001). En general se trata un proceso caro, con unos costes de operación estimados entre 0,13-0,51 €/m3 (Miller, 2003). El diseño de las planta es sensiblemente diferente al de una planta de tratamiento de agua de mar, teniéndose una segunda etapa de filtración que es alimentada con el rechazo de la primera etapa, por lo que se incrementan notablemente las recuperaciones globales (70-85% frente a un 35-40% para agua de mar). El mayor problema para su aplicación es la precipitación de sales y los fenómenos de incrustaciones en la superficie de la membrana. Las elevadas concentraciones de calcio, carbonatos y sulfatos, combinados con las elevadas tasas de recuperación que se requieren en el proceso, originan la precipitación de sulfato y carbonato cálcico. Los problemas asociados a estas sales han sido ampliamente estudiados (Hasson et al., 2001; Lee et al., 2003), sin embargo, existen otras sales que pueden limitar la eficacia del proceso, como el sulfato de bario, sulfato de estroncio y los silicatos, cuyos fenómenos de precipitación no han sido totalmente dilucidados. Para prevenir la precipitación de las mencionadas sales se suelen añadir sustancias químicas denominadas antiescalantes. Éstos actúan modificando algunas de las etapas de la cristalización de los precipitados. Se añaden en bajas concentraciones (10-35 mg/l) y entre las especies más utilizadas aparecen organofosfatos, polifosfatos u otros compuestos poliméricos. Si estas especies se añaden en elevadas concentraciones

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pueden incrementar el ensuciamiento de la membrana o favorecer el crecimiento microbiano (Vrouwenvelder et al., 2000). Otra cuestión de interés es la interacción que se puede dar entre los reactivos químicos utilizados en el pretratamiento habitual (coagulación) del agua antes de introducir en los módulos de OI, y las sales presentes en el agua. Concretamente, se ha encontrado que los silicatos, en presencia de aluminio, pueden formar precipitados durante el proceso (Tran et al., 2007).

Evaluación de la tecnología

La corrección de la intrusión salina en los acuíferos requiere de una reducción de las extracciones que la indujeron. La forma más eficaz parece ser la aportación de nuevos recursos (por ejemplo, la reutilización de aguas depuradas) de mejor calidad a la zona y orientar a que los excesivamente salinos queden fuera de mercado y uso por su mala calidad; se debe complementar con inspecciones administrativas para disuasión y control de las captaciones con extracción excesiva (Plan Hidrológico Insular de Tenerife, 1997). La desalación de aguas salobres procedentes de acuíferos salinizados se presenta como una alternativa para subsanar el abastecimiento de agua, tanto para consumo humano como para regadío, uso industrial o requerimientos medioambientales. Entre las principales ventajas de desalar agua salobre frente a agua de mar cabe destacar:

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Menor coste energético: la utilización de recursos hídricos subterráneos salobres ha evolucionado de forma paralela al desarrollo de la tecnología de membranas de baja presión. Con la aplicación de esta tecnología se requieren entre 0,7 y 1 Kwh por metro cúbico para desalar aguas salobres, mientras que para agua de mar el coste asciende a 3,5 y 4,5 Kwh por metro cúbico. Mejora de la calidad del agua del acuífero: se puede producir una mejora de la concentración de sales disueltas. Utilización de aguas salobres desaladas con fines de regadío: produce una mejora de la productividad agrícola y una más eficiente conservación del suelo con respecto al uso tradicional para regadío de aguas con un contenido demasiado salino.

Entre los inconvenientes de la desalación de recursos salobres subterráneos se puede desatacar:

• • • •

Disponibilidad limitada de aguas salobres debido a los contaminantes hidrogeológicos. Presencia de componentes peligrosos para las membranas (sulfatos, hierro, estroncio, etc.) que puede requerir un pretratamiento que encarezca el coste final del agua producto. Variabilidad de la concentración de sales disueltas, en función de la evolución hidroquímica. Esto requiere llevar un control sistemático de la calidad del agua. El aprovechamiento de acuíferos con aguas salobres puede modificar, además de la calidad, las condiciones de flujo natural del agua del acuífero.

En el número 34 de la revista El Manantial (Centro Canario del Agua, 2007) se publicó un artículo titulado “Sobre la reinyección de aguas depuradas en acuíferos costeros degradados para compensar la sobreexplotación: ¿Utopía o realidad?”. En este artículo se estudian las posibilidades de reinyección de aguas depuradas para la recuperación de acuíferos degradados y el aprovechamiento en los programas de reutilización. El mayor inconveniente de este proceso es la necesidad de contar con un

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agua regenerada de alta calidad, en principio equiparable a urbana (después de una ultrafiltración y desinfección, o en algunos casos, hasta después de una ósmosis). Por otro lado, es necesaria una cierta permeabilidad del acuífero, así como una capacidad de desplazamiento de las masas de aguas subterráneas suficiente para facilitar una reinyección en cantidades que justifiquen los costes de inversión. En este artículo se recoge que la calidad normal de un agua depurada con tratamiento secundario no es suficiente para la reinyección en los acuíferos, pudiendo tratarse, en cambio, mediante reactores biológicos de membranas. Este tratamiento permite obtener un agua de calidad gracias a las membranas de micro o ultrafiltración que disponen. Las aguas obtenidas presentan bajos niveles de sólidos en suspensión, sin bacterias y prácticamente sin virus, así como unos bajos niveles de nitratos. La reinyección de agua depurada después de un reactor de membrana posibilitaría, por otra parte, el almacenamiento de agua en invierno y su reutilización en verano, ya que los proyectos de reutilización de aguas residuales se centran básicamente en emplearla para regadío (demanda estacional) (Centro Canario del Agua, 2007). La desalación seguiría siendo necesaria, aunque puede que se produzca una mejora de la calidad microbiológica por una “geopurificación” natural del agua. En este artículo se concluye que la viabilidad de los proyectos relacionados con la reutilización de aguas depuradas para su reinyección en los acuíferos degradados requiere de un estudio detallado de cada caso, y tener en cuenta todos los factores que intervienen (factores técnicos, ambientales y económicos). Sin embargo, también se señala que debido a los nuevos avances en técnicas de depuración, la reinyección de aguas depuradas se está convirtiendo en una alternativa de interés creciente. Con respecto a los costes de la desalación de aguas salobres, éstos son muy inferiores a los necesarios para desalar agua de mar (Universidad de Zaragoza, 2001), especialmente cuando se emplean tecnologías de membrana. Aunque en esencia la instalación de una estación desaladora de aguas salobres (EDAS) basada en la ósmosis inversa es idéntica a la de una estación de agua de mar (EDAM), los costes que soporta son menores ya que tanto el pretratamiento como el número de módulos, equipos de bombeo, presión de operación y post-tratamiento son menos intensivos. El consumo energético depende de la salinidad del agua bruta, el porcentaje de recuperación deseado, el tamaño de la planta y la calidad requerida. Otro de los factores que influyen en el coste eléctrico del proceso de la desalación de aguas salobres es la profundidad a la que se encuentre el agua, ya que si el acuífero es muy profundo, el coste de su extracción es elevado (Universidad de Zaragoza, 2001). Con respecto a los costes de inversión, al igual que las EDAM, las EDAS sufren una fuerte reducción del precio por m3/día de capacidad. En un estudio realizado por la Universidad de Zaragoza (2001), para instalaciones pequeñas y medianas, el coste de inversión es la tercera parte de los de una EDAM y para grandes instalaciones, sería algo menos de la mitad requerida para desalar agua de mar. Los costes de mantenimiento y personal son similares a los de una EDAM, pero el tamaño medio de las plantas de desalación de aguas salobres es inferior a las de agua de mar. Los costes relacionados con aditivos químicos son muy inferiores al de las EDAM ya que no son necesarios tantos agentes químicos para el tratamiento de las aguas salobres. En el mismo sentido, el precio de las membranas para el tratamiento de aguas salobres es inferior al de las que se emplean para desalar agua de mar, aunque el porcentaje de reposición pudiera ser superior. En el mismo estudio se señala que aunque la tecnología de la electrodiálisis no está tan extendida como la de ósmosis inversa, en el caso de las aguas salobres de salinidad baja (1.000-1.500 STD), esta tecnología puede competir con las EDAS. El consumo

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eléctrico es similar al de la ósmosis inversa para bajas salinidades, y además, necesita menor uso de reactivos. El mantenimiento de la instalación también es más sencillo que una EDAS, aunque supone una inversión inicial ligeramente superior.

Estado actual de la tecnología en Canarias

El estudio general de la Demarcación Hidrográfica de la isla de Tenerife (2008) recoge que, en 2008, la isla contaba con un total de 26 instalaciones de desalación de agua de mar (EDAM) así como 12 estaciones de desalación de aguas salobres (EDAS) encargadas del tratamiento de aguas subterráneas de mala calidad. Además, se dispone de tres EDAS para el tratamiento de aguas regeneradas. En la Figura B27 se muestra un mapa de la isla de Tenerife en el que se señala la localización de las infraestructuras de desalación de aguas salobres y de mar.

Figura B27. Infraestructura de desalación de aguas salobres y de mar. Fuente: Estudio general de la Demarcación Hidrográfica de Tenerife, 2008.

Los beneficios de estas plantas no solo se producen como consecuencia del aumento de la calidad de las aguas que tratan directamente, sino que se trasladan también a otras no tratadas pero que se hacen más utilizables como consecuencia de la mezcla con las primeras. Este aspecto es determinante cuando se considera conjuntamente el tratamiento de aguas de pozo de y de galerías, ya que las segundas, normalmente bicarbonato-sódicas requieren un pretratamiento con ácidos y una calcificación posterior para adecuar el pH a niveles tolerables por los cultivos, lo cual hace más costosa la desalación y conduce a que los rendimientos óptimos hagan recomendables estas mezclas. Por otra parte, en la mayoría de los casos se sitúa la planta en un punto en el que es posible aplicar el tratamiento a una mezcla de aguas con diversos orígenes y varios propietarios, con el fin de obtener economías de escala. La tecnología elegida en la zona norte de la isla de Tenerife, es la electrodiálisis reversible (EDR). Esta elección se realizó, en su momento, atendiendo a las limitaciones de espacio disponible, a los niveles altos de bicarbonatos y sílice existentes y a factores económicos. En la Tabla B21 se recogen las características del agua de alimentación y

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producto final de las dos plantas de EDR situadas en el norte de Tenerife (Centro Canario del Agua, 2006 y GE Water & Process, 2010).

Tabla B21. Calidad del agua antes y después del tratamiento con EDR en dos plantas situadas en la isla de Tenerife (Centro Canario del Agua, 2006).

Calcio Magnesio Sodio Potasio Bicarbonatos Cloruros Sulfatos Nitratos Fluoruros STD Sílice pH

Alimentación (mg/l) Cruz de Tarifes Altos de Icod 15 17 41 64 266 330 68 73 845 1184 21 25 103 63 12 7 5.95 7.0 1362 1770 47 50 8.04 8.12

Producto (mg/l) Cruz de Tarifes Alto de Icod 1 2 4 7 55 73 9 9 171 229 4 4 3 1 5 2 1.10 1.39 253 328 47 50 6.8 6.82

El Estudio General de la Demarcación Hidrográfica de Tenerife señala que pese a las necesidades de tratamiento de algunas aguas subterráneas de mala calidad en el Noroeste y Suroeste de la isla, y a contar con capacidad en las plantas existentes, el volumen de desalación de agua subterránea se encuentra estabilizado debido principalmente al elevado coste del agua tratada, y a la imposibilidad, por su calidad, de llevar a cabo posteriores mezclas cumpliendo los parámetros de calidad que determina la normativa vigente. La producción de agua desalinizada de origen subterráneo se concentra en los municipios del Suroeste (Guía de Isora y Tamaimo) y el valle de Icod (Icod y La Guancha), y en el momento de la publicación del Estudio general de la Demarcación Hidrográfica (2008), se adelantaba la construcción de una planta en la Isla Baja. La desalinización de aguas regeneradas se localiza en los municipios de Arona y Adeje (Estudio general de la Demarcación Hidrográfica de Tenerife, 2008). En la isla de Gran Canaria, el Plan Hidrológico Insular vigente recoge el déficit hídrico, define las masas de agua costeras como zonas en riesgo de sobreexplotación y las zonas altas como zonas de recarga preferente. Además, obliga al uso de fuentes de recursos alternativas a las aguas subterráneas según zonas, cotas o condiciones (Consejo Insular de Aguas de Gran Canaria, 2009). Para alcanzar este objetivo, se plantean las siguientes medidas para la isla de Gran Canaria (Consejo Insular de Aguas de Gran Canaria, 2009):

•

• •

Mejorar el conocimiento: dentro de esta medida se engloban medidas como disponer de los medios técnicos, humanos y económicos para lograr el control efectivo de las captaciones así como del acuífero y de las presiones a las que se ve sometido; confeccionar un inventario de captaciones fiable y actualizado y aumentar el control de caudales y calidad sobre las captaciones de aguas subterráneas. Uso de recursos alternativos: se propone potencial el desarrollo de la desalación de agua de mar y la reutilización de aguas depuradas para disminuir las extracciones de aguas subterráneas. Reducción de la extracción en captaciones salinizadas: disminuir las extracciones y determinar las condiciones óptimas de explotación de las captaciones salinizadas de tal forma que sólo se extraiga agua continental y no mezclada con agua de mar.

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•

Protección de la recarga: fomentar las actuaciones encaminadas a limitar la erosión y arrastre de sólidos y favorecer la recarga del acuífero, fundamentalmente mediante la repoblación forestal y correcciones de cuencas (actuaciones en laderas, bancales, reforestación, reducción de pendientes, azudes de recarga). Limitación y reordenación: la disminución de los volúmenes de extracción implica la prohibición de nuevas captaciones. Por otro lado, la reordenación de captaciones permitiría la reducción de los consumos energéticos, la disminución de los costes de explotación y la mejora de la calidad del agua extraída.

En el resto de las Islas, en las que además la problemática de la salinización de los acuíferos es menor que en Tenerife y Gran Canaria, no está prevista, según los Planes Hidrológicos Insulares vigentes para cada una de las islas, la instalación de plantas de desalación de aguas salobres (EDAS).

Necesidades futuras de investigación

La importante demanda de agua en las áreas costeras supone con frecuencia una intensa explotación de los acuíferos, induciendo la aparición del fenómeno de la intrusión marina, que pone en peligro la sostenibilidad de su aprovechamiento (LópezGeta et al., 2007). Según estos autores, la protección de los acuíferos costeros requiere un conocimiento previo de su funcionamiento hidrogeológico, así como una evaluación de sus recursos. Una vez conocido su comportamiento, los procesos de contaminación que les pueden afectar y los recursos disponibles, la explotación del acuífero se debe planificar cuidadosamente. La Directiva Marco de Aguas de la Unión Europea requiere la recuperación de los acuíferos sobreexplotados y salinizados por la intrusión marina. Cuando la intrusión ya es un hecho, las técnicas clásicas para frenarla o incluso hacer que se invierta pasa por una distribución o disminución del bombeo, la recarga artificial o el tratamiento de desalación de las aguas salobres. Tanto en el caso de la recarga artificial, para lo cual se ha planteado la reutilización de aguas depuradas, como en el caso de los tratamientos de desalación, los avances tecnológicos, especialmente en la depuración con membranas, pueden abrir nuevas posibilidades que requieran consideración.

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SUBPRODUCTOS DE LA DESINFECCIÓN (SPD) 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9.

Introducción Química de los SPD Normativa aplicable Localización en las islas Estado actual de la tecnología a nivel mundial Evaluación de la tecnología Estado actual de la tecnología en Canarias Necesidades futuras de investigación Referencias

1. Introducción La desinfección con cloro de los suministros de agua pública es reconocida como uno de los mayores logros en el campo de la salud pública del siglo XX, eliminando enfermedades abundantes tales como el cólera, fiebres tifoideas y disentería. Sin embargo, actualmente existe una preocupación creciente sobre los efectos adversos de algunos subproductos de la desinfección (SPD), como son los Trihalometanos (THM) y Ácidos Haloacéticos (AHA), entre otros, que pueden incorporarse al agua de consumo durante dicho proceso. Estos compuestos no se forman únicamente durante la etapa de tratamiento del agua sino que también pueden producirse en el sistema de distribución del agua potable. Los Trihalometanos (THM) se forman en el agua de consumo principalmente como consecuencia de la cloración de la materia orgánica presente de forma natural o antrópica en los sistemas de abastecimiento de agua bruta. La tasa y el grado de formación de los THM aumentan en función de la concentración de cloro y de materia orgánica, la temperatura, el pH y la concentración de ión bromuro.

2. Química de los SPD 2.1

Cloración de aguas potables: reacción en el punto de ruptura.

Los procesos habitualmente utilizados para la desinfección química del agua prepotable presentan, en general, el inconveniente de la formación de subproductos, cuya presencia en el agua de consumo puede ser indeseable. Ante la variedad de tratamientos de desinfección y la distinta repercusión de cada uno de ellos en la naturaleza de los subproductos formados, en la confección de esta ficha se ha optado por centrar los comentarios en la desinfección mediante cloración. Cuando el cloro se pone en contacto con el agua, se pueden producir un conjunto de transformaciones químicas, destacando en primer lugar las asociadas a su hidrólisis y dismutación. Por otra parte, si en el agua existen sustancias reductoras, tanto inorgánicas, como Fe2+, Mn2+, H2S, etc., como orgánicas, proteínas, aminoácidos, ácidos húmicos y fúlvicos, etc., pueden reaccionar con el cloro, o las formas procedentes de su hidrólisis, el ácido hipocloroso o el anión hipoclorito, que se comportan como oxidantes. Estas reacciones provocan la formación de los citados subproductos de desinfección, aparte de consumir el cloro, antes de que pueda intervenir como desinfectante. La representación gráfica de la variación de la concentración y del tipo de cloro residual (libre y combinado) cuando reacciona con amoníaco o material orgánico u otros compuestos, se conoce como “curva del punto de ruptura”. En la Figura B28 se muestra un esquema tipo de este tipo de curvas.

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Cloro residual (mg/l)

0.5 0.4 Cloro residual libre

0.3 0.2 0.1

Cloro residual combinado

Punto de ruptura

0 0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1.0

Cloro añadido (mg/l) A: Destrucción de cloro residual por reducción de compuestos B: Formación de compuestos organoclorados y cloraminas C: Destrucción de cloraminas y compuestos organoclorados D: Formación de cloro libre y presencia de compuestos organoclorados no destruidos Figura B28. Evolución de derivados del cloro a lo largo de la cloración.

En general, la presencia en el agua de los productos resultantes de la oxidación de compuestos orgánicos es, como se ha mencionado anteriormente, indeseable. Así, por ejemplo, se pueden formar sustancias organocloradas catalogados como potenciales cancerígenos para humanos y, en otro sentido, cantidades pequeñas de fenoles o aminoácidos, originan subproductos que proporcionan al agua olores y sabores desagradables. En atención a la procedencia y transporte de las aguas subterráneas utilizadas en Canarias para el consumo, es posible establecer que el origen de dichos compuestos en el agua se encuentre en el contacto de las mismas con restos vegetales, desechos de distinto tipo, presencia de biomasa, etc. Entre todos los desinfectantes, la química y la toxicidad de los subproductos de la desinfección (SPD) química del cloro han sido los más ampliamente estudiados. Los SPD del cloro más comúnmente encontrados se pueden dividir en seis grupos: los Trihalomentanos (THM), los ácidos acéticos halogenados, los acetonitrilos halogenados, los aldehídos halogenados (formaldehído), las cetonas halogenadas (cloroacetonas) y los fenoles clorados. También se encuentran entre otros: el hidrato de cloral, la furanona clorada, la cloropicrina, y el cloruro de cianógeno. Los SPD halogenados que están identificados representan sólo una parte de los efectivamente formados. En otro orden de cosas, los procesos de desinfección con cloro también pueden generar la formación de cloraminas. En el agua a desinfectar pueden existir pequeñas cantidades de amoníaco que, al reaccionar con cloro, puede originar monocloro-, dicloro- e, incluso, tricloruro de nitrógeno que, en conjunto constituyen lo que se conoce como cloro combinado. . Estos compuestos son persistentes y también son activos como agentes activos frente a los microorganismos, por lo que pueden actuar a lo largo de los sistemas de distribución de agua. Esta característica de las cloraminas y el que sean considerablemente menos activas que el cloro para reaccionar con materia orgánica, ha llevado a que algunos autores les hayan propuesto para sustituir al cloro como agente de desinfección del agua destinada al consumo humano. Con tal finalidad, la presencia

100

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de cloraminas en el agua se conseguiría por la adición de amoníaco al agua, antes de proceder a su cloración. 2.2

Subproductos de la desinfección.

Hacia la mitad de los años 70, se descubrió que además de desactivar los organismos patógenos, el cloro reacciona con la materia orgánica presente en el agua generando subproductos de desinfección (SPD), específicamente compuestos orgánicos sintéticos como los trihalometanos (Rook, 1974). Posteriormente han identificado otros SPD, tales como los ácidos haloacéticos (Mills et al, 1998). En general, se suele designar como “THM” a la suma de cuatro compuestos: cloroformo (CHCl3), bromodiclorometano (CHBrCl2), dibromoclorometano (CHBr2Cl) y bromoformo (CHBr3). Los “AHA” corresponderían a la suma de varios ácidos haloacéticos; cinco de ellos (llamados en adelante AHA5) son los ácidos monocloroacético (CH2ClCOOH), dicloroacético (CHCl2COOH), tricloroacético (CCl3COOH), monobromoacético (CH2BrCOOH) y dibromoacético (CHBr2COOH). Asimismo, en el agua de consumo se han detectado otros SPD, tales como el dicloroacetonitrilo, tricloroacetonitrilo, bromocloroacetonitrilo, dibromoacetonitrilo, 1,1dicloro-2 propanona, etc. Sobre estos subproductos se hace menor énfasis, ya que los THM, seguidos de los AHA, son los subproductos que se encuentran en mayor cantidad en el agua potable clorada. La utilización de desinfectantes alternativos (cloramina, bióxido de cloro, ozono) también genera SPD. El uso de cloramina está asociado no solo a la formación de THM y de AHA (aunque en menos cantidades que cuando se usa cloro) sino también a la de nitritos, nitratos, haloacetonas y N-Nitrosodimetilamina (NDMA). El bióxido de cloro genera cloritos y cloratos, mientras que la utilización de ozono genera bromatos aldehídos, carbono orgánico biodegradable, ácidos cetoaldehídicos, bromoformos, peróxidos y epóxidos (Vinette, 2001). Además de ser económico, el cloro es un poderoso agente desinfectante. Permite la destrucción de gérmenes patógenos y tiene la ventaja de dejar un residuo activo en la red de distribución, lo que impide la reaparición de estos gérmenes en la red de agua potable. En contraposición, el cloro genera inconvenientes organolépticos evidentes (gusto y olor del cloro), además de que puede producir grandes concentraciones importantes de SPD clorados (Droste, 1997). La cloramina tiene la ventaja de producir menores concentraciones de SPD, pero su efecto bactericida es comparativamente menor que el del cloro (Guay et al, 2005). El bióxido de cloro tiene como inconveniente principal la formación de subproductos tóxicos inorgánicos. Finalmente, el ozono es un agente desinfectante muy poderoso pero no deja residuo dentro de la red de distribución, haciendo necesaria una segunda desinfección o post-desinfección (Oxenford, 1996).

2.3

Mecanismos de formación de los SPD.

La formación de los SPD es el resultado de una reacción entre un agente desinfectante (por ejemplo, el cloro) y la materia orgánica natural (MON) constituída en gran parte por sustancias húmicas y que está presente naturalmente en el agua bruta (sin ningún tratamiento). La reacción entre cloro y MON se inicia desde la adición del desinfectante y se mantiene hasta el agotamiento de los reactantes (Singer, 1999). Rook (1974) propuso un mecanismo de formación de los SPD a partir de moléculas de tipo resorcinol (Figura B29).

101

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Figura B29. Esquema de formación de los SPD. (Fuente: Rodríguez et al, 2007).

La oxidación por el ácido hipocloroso (HOCl) permite una halogenación y la apertura del ciclo aromático. A continuación, una fractura de la molécula (en a) forma los trihalometanos. La fractura por la inserción de un hidróxido (en b) permite la formación de un ácido haloacético mientras que una tercera fractura (en c) forma halocetonas. Los AHA se forman a partir de la materia orgánica durante la cloración del agua. Aunque no se han investigado tan a fondo como los THM, son probablemente los principales subproductos de la cloración del agua. Los ácidos mono, di y tricloroacéticos, así como los ácidos mono y dibromoacéticos, se han medido en agua potable. Si disminuye el pH, la concentración de ácidos acéticos trihalogenados tiende a aumentar y la de ácidos acéticos dihalogenados permanece constante. Los niveles típicos de los ácidos acéticos clorados en los suministros de agua potable varían de 0.03 a 0.15 mg/l (Sánchez-Zafra, 2008).

2.4

Parámetros que afectan a la formación de los SPD.

La reacción de formación de los SPD depende de varios parámetros como la temperatura y el pH del agua, la cantidad de MON presente, la concentración de iones bromuro, la dosis de desinfectante y el tiempo de contacto entre el desinfectante y la MON (tiempo de permanencia del agua en la red de distribución) (Amy et al, 1987a). Estos factores, que afectan a la formación de los SPD, pueden ser reagrupados en dos categorías: los parámetros de calidad del agua, relacionados directamente con las características del agua bruta (MON e iones bromuro) y los parámetros operacionales (pH, temperatura, dosis de desinfectante y tiempo de contacto).

a) Materia orgánica natural (MON). La materia orgánica natural (MON) es el principal precursor de los SPD en el agua potable. Está presente de manera natural en el agua sin tratar pero su cantidad y reactividad varían de acuerdo con las fuentes de agua (lagos, ríos, arroyos, agua subterránea). Resulta principalmente de la degradación total o parcial de la fauna y flora circundantes que conforman el sistema acuífero utilizado para captar el agua, por lo que las características de la MON varían de un curso de agua a otro. Esto implica que sus características químicas difícilmente pueden ser generalizadas y deben determinarse en cada caso. En general, se considera que la materia orgánica está dividida en dos categorías diferentes: la materia hidrófoba (ácidos húmicos y fúlvicos) y la materia hidrófila (proteínas, carbohidratos y aminoácidos), siendo los ácidos húmicos los compuestos de la MON con el mayor peso molecular, debido principalmente a la alta concentración de carbono aromático con relación a la concentración de los ácidos carboxílicos y carbonilos (Krasner et al, 1996). Los ácidos fúlvicos tienen un peso molecular inferior al de los ácidos húmicos y su concentración en carbonos aromáticos es menor. Sin embargo, las concentraciones de grupo carbonilo y ácidos carboxílicos en los ácidos fúlvicos son superiores a las de los

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húmicos (Croué et al, 1993). Los ácidos fúlvicos representan la fracción mayor de la MON (~50%), mientras que los ácidos húmicos son el 5% (Andrews et al, 1996). Los ácidos húmicos favorecen la formación de los SPD por su mayor concentración en carbono aromático (Singer, 1999), pero como los ácidos fúlvicos están presentes en mayor cantidad en la MON, los SPD son formados principalmente por estos últimos. Los indicadores más utilizados para establecer la presencia de MON en el agua son el carbono orgánico total (COT) o el carbono orgánico disuelto (COD), así como la medida de absorción de luz ultravioleta a 254 nm (UV- 254). Los parámetros COT y UV254 son complementarios entre sí; el COT informa sobre la cantidad de MON existente y disponible para la reacción y la UV-254 señala sobre todo su reactividad o tendencia a formar SPD (Amy et al., 1987b), ya que es un indicador de los vínculos aromáticos contenidos en las sustancias húmicas. En los dos casos, su aumento tiende a favorecer la formación de SPD. Por otro lado, para ciertos tipos de agua estos dos parámetros pueden estar estrechamente correlacionados (Rathbun,1996a y b). En general, cuanto mayores sean las concentraciones de COT y el valor de UV-254 de un agua bruta, más importante será la reacción entre la MON y el desinfectante, lo que favorece la formación de una gran cantidad de SPD. La MON está afectada directamente por el tratamiento fisicoquímico aplicado al agua bruta en la planta de tratamiento. El tratamiento permite la disminución de la MON, lo que reduce la formación de los SPD. Tres procedimientos eficaces para esta finalidad son la coagulación mejorada o sobrecoagulación, la filtración con carbón activado granular (CAG) y la filtración a través de membranas (Vinette, 2001). Sin embargo, estas técnicas por sí solas no remueven toda la MON presente en el agua.

b) Iones bromuro. En la formación de THM la presencia de iones bromuro no afecta tanto a la cantidad de los THM formados, como a la proporción relativa de las cuatro sustancias que los componen. En efecto, la presencia de concentraciones importantes de bromuro conduce a que se forme una mayor proporción de THM bromados en relación con los THM totales (Rathbun, 1996c). Las concentraciones de iones bromuro son con frecuencia muy bajas en aquellas regiones cuyo aprovisionamiento se hace con aguas superficiales que no sufren penetraciones salinas provenientes de algún depósito cercano de agua salada. En esas condiciones se formará cloroformo (CHCl3) en mayor proporción. La presencia de iones bromuro afecta también a la velocidad de formación de los SPD (Trussell et al, 1978). Los bromuros son oxidados por el ácido hipocloroso (HOCl) para formar ácido hipobromoso (HOBr), el cual reacciona de inmediato en combinación con el ácido hipocloroso para formar subproductos bromados. El ácido hipobromoso reacciona más fácilmente con la MON que el ácido hipocloroso por ser un agente más eficaz de sustitución halógena (Amy et al., 1991). Estos autores observaron en ensayos de potencial de formación de los THM que, en términos generales, menos del 10% del HOCl estaba incorporado en los THM clorados mientras que para el HOBr ese porcentaje se elevaba a ~50% en los THM bromados.

c) El pH. El pH condiciona las características de las reacciones químicas responsables de la formación de los SPD y puede ser considerado como un parámetro operacional, ya que su valor es susceptible de ser ajustado antes de la desinfección. La reacción responsable de la formación de los THM se lleva a cabo en dos etapas. Por una parte, la cinética de la primera etapa es favorecida por la presencia de la forma no ionizada del HOCl en pH ácido; mientras que, por otra parte, la segunda etapa es

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una hidrólisis catalítica en medio básico, favorecida cuando el pH es más alto. Como al final la determinante es la segunda etapa, la formación de los THM será favorecida a pH elevados (Krasner, 1999). No obstante, el pH afecta de manera diferente a los otros SPD.

d) La temperatura. En el caso de la formación de THM, una temperatura más alta favorece la velocidad de reacción entre el cloro residual y la MON, por lo que las concentraciones de THM en el agua contenida en la red de distribución son mayores en el verano (Williams et al., 1997; Rodríguez et al., 2004). Además de afectar la velocidad de reacción responsable de la formación de los SPD, las condiciones estacionales afectan también la disponibilidad de los precursores (MON) y su composición. Por ejemplo, el régimen térmico de las aguas superficiales, fenómeno típico de la primavera y el otoño, contribuye al aumento de la carga orgánica del agua bruta.

e) La dosis de cloro. La dosis de desinfectante aplicada al agua durante el tratamiento afecta directamente la formación de los SPD, ya que además de favorecer su formación, también influye en sus características específicas y su importancia relativa (Singer, 1994). Por ejemplo, una mayor dosis de cloro favorecerá la formación de AHA en lugar de THM, favoreciendo también la formación de subproductos clorados respecto a la de los subproductos bromados, tanto para los THM como para los AHA.

f) El tiempo de contacto. El tiempo de contacto entre el desinfectante y la MON, que corresponde al tiempo de permanencia del agua tratada en la red de distribución, es un parámetro fundamental de la formación de los SPD (Sérodes et al, 2003). A mayor tiempo de contacto mayor será la concentración de SPD (Rodríguez et al, 2001). En efecto, como la reacción del cloro con los precursores de los THM sigue produciéndose hasta que no quede cloro residual libre en la red de distribución, se formarán más THM en la medida en que el tiempo de permanencia del agua sea mayor (Rodríguez et al, 2005). Sin embargo, la formación de los THM en función del tiempo no es lineal (Urano et al., 1983) pues una cantidad importante se forma en la planta de tratamiento y en el comienzo de la red.

g) El tratamiento del agua. Un elemento determinante para la formación de los SPD es el tratamiento aplicado al agua antes de la desinfección por medio del cloro. Cuando el agua bruta es demasiado coloreada o posee un grado elevado de turbidez se utiliza frecuentemente un proceso de tratamiento físicoquímico previo a la cloración. Un sistema convencional de tratamiento de agua potable está compuesto por las etapas siguientes: tratamiento previo, coagulación-floculación, decantación, filtración y desinfección. El tratamiento previo consiste en la adición de un oxidante (cloro, ozono o permanganato de potasio) a la entrada de la planta, con el fin de reducir la carga bacteriana del agua y facilitar así los tratamientos siguientes. Esta etapa es opcional y depende de la calidad de la fuente de agua. Cuando se utiliza cloro, debe tomarse la precaución de utilizar dosis inferiores a las empleadas en la desinfección final, por lo que no hay formación de THM. En las restantes etapas, aunque previstas con otras finalidades, también se facilita la eliminación parcial de algunos SPD (Morin, 1999).

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Con el paso de los años las investigaciones han permitido desarrollar otros procedimientos encaminados a mejorar tanto la calidad fisicoquímica del agua tratada como su calidad microbiológica. Uno de ellos es la filtración con carbón activado granular (CAG), procedimiento que generalmente sigue a la filtración por métodos convencionales y se utiliza con el fin de remover por adsorción sabores y olores presentes en el agua tratada (Lykins et al., 1988). La filtración por CAG permite asimismo reducir de manera significativa el COT, indicador de la presencia de MON, y en esa forma minimizar la formación de THM (Jacangelo et al., 1995). Por otra parte, el uso de membranas filtrantes permite retirar más del 90% de los precursores de los SPD y la mayoría de los patógenos eventualmente presentes en el agua bruta (EPA, 1992). Sin embargo, estos dos sistemas son costosos y requieren de operadores calificados. Finalmente, la coagulación mejorada consistente en aplicar dosis mayores a las habituales y ha demostrado ser eficaz para disminuir las concentracions de precursores y reducir así la posibilidad de formación de THM (White et al., 1997).

2.5

La toxicidad de los SPD.

La presencia de compuestos halogenados (especialmente cloroformo y otros THM) en el agua de consumo suscita un interés creciente desde la perspectiva de la salud pública. En los últimos años se ha producido una acumulación de datos que permiten asociar la exposición a estas sustancias con un mayor riesgo de cáncer, sobre todo de vejiga, y a trastornos en la reproducción. La exposición de la población a los SPD representa un riesgo para la salud pública ya que son considerados potencialmente cancerígenos para el ser humano (Rodríguez et al, 2007). En la siguiente Tabla B22 se muestra la información toxicológica de los SPD según las categorías de clasificación de la agencia EPA. Tabla B22. Información Toxicológica de los SPD (Fuente: Rodríguez et al, 2007).

Cloroformo

Clasificación EPA B2

Dibromoclorometano

Bromodiclorometano

Bromoformo

Haloacetonitrilo

Tricloroacetonitrilo

Aldehídos halogenados y cetonas Halofenol

Formaldehído

2-Clorofenol Ácido dicloroacético

D B2

Ácido tricloroacético

Clase de SPD

Trihalometanos (THM)

Ácidos Haloacéticos (AHA)

Compuesto

Efectos nocivos Cáncer, hígado, riñón, efectos sobre la reproducción Sistema nervioso, hígado, riñón, efectos sobre la reproducción Cáncer, hígado, riñón, efectos sobre la reproducción Cáncer, sistema nervioso, hígado, efectos sobre el riñón Cáncer, efectos mutagénicos y clastogénicos Mutagénicos (por inhalación)

Cáncer, agente de tumores Cáncer, efectos sobre la reproducción y el desarrollo Hígado, riñón, bazo, efectos sobre el desarrollo Efectos sobre el desarrollo y la reproducción

Compuestos Cloritos D inorgánicos A = Carcinógeno humano B1 = Carcinógeno humano posible (con alguna evidencia epidemiológica) B2 = Carcinógeno humano probable (evidencia de laboratorio suficiente) C = Carcinógeno humano posible D = No clasificable

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Según esta clasificación de la EPA, el cloroformo, el bromodiclorometano y el bromoformo pertenecen al grupo 2B, por lo que se les considera potencialmente cancerígenos para humanos, basándose en evidencias suficientes para animales, y sin datos, o con datos inadecuados, para los humanos. El dibromoclorometano forma parte del grupo C, es decir, se le considera cancerígeno posible para humanos, basado en una evidencia limitada para los animales y sin datos para los humanos. En cuanto a los AHA, se considera al ácido dicloroacético como probablemente cancerígeno para humanos. Ha de tenerse en cuenta que la ingestión de THM por vía oral es consecuencia del consumo de agua potable, de bebidas fabricadas a partir de agua tratada con cloro y de ciertos productos lácteos (Wallace, 1997). La absorción cutánea tiene lugar en piscinas, y las duchas o baños calientes (40ºC) favorecen la absorción del cloroformo por la piel (Levesque et al, 1994). En cuanto a la inhalación respiratoria, los THM, por ser componentes volátiles del agua potable desinfectada con cloro, están presentes en el aire. En cuanto a los AHA, se ha establecido que la principal forma de exposición es la vía oral (Health Canada, 2006). Con respecto a los acetonitrilos halogenados, se han identificado sólo como subproductos de la cloración de aguas superficiales y subterráneas. Los precursores potenciales para la formación de estos compuestos durante la cloración son las algas, las sustancias húmicas y material proteínico: los cuales están presentes de forma natural en el agua. El más abundante es el dicloroacetonitrilo. En varios estudios se encontró este compuesto en los suministros de agua muy clorada, a concentraciones hasta de 0.02 mg/l, pero no se han determinado sus efectos sobre los humanos (Sánchez-Zafra, 2008). Los clorofenoles están presentes en el agua como subproductos de la reacción del cloro con compuestos fenólicos, tales como los biocidas, o como productos de la degradación de herbicidas del grupo fenoxi. Los tres clorofenoles más probables que pueden resultar de la cloración son el 2clorofenol, 2,4-diclorofenol y 2,4,6-triclorofenol. Las concentraciones de estos compuestos en el agua son generalmente inferiores a 1 µg/l. Con respecto a estas sustancias, no se conoce si el consumo en el agua de bebida tiene efectos adversos en la salud humana. Sin embargo, en pruebas de laboratorio con ratas y conejos, se ha concluido que producen un daño significativo en los riñones y cambios histológicos (Sánchez-Zafra, 2008)

2.6

Metodologías de análisis en agua potable.

El análisis de estas sustancias en muestras de aguas se lleva a cabo generalmente mediante cromatografía de gases con alguna etapa de preconcentración. Los sistemas de detección que se emplean con más frecuencia son la espectrometría de masas y captura electrónica. Para la preparación de las muestras, las técnicas más utilizadas son (Pérez-Pavón et al, 2008):

•

Inyección directa de las muestras (medio acuoso): Se emplea como primer paso en el análisis de muestras de agua sin incluir ninguna etapa de preconcentración. Sin embargo, la inyección de agua en el cromatógrafo de gases daña los recubrimientos de las columnas empleadas. Algunos autores han utilizado esta técnica y los límites de detección alcanzados son del orden de 3-5 µg/l. Extracción líquido-líquido: Esta es la técnica más empleada y los límites de detección pueden alcanzar los niveles de 0.003 µg/l utilizando como sistema de detección la espectrometría de masas.

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•

Técnicas de espacio de cabeza: debido a que los THM son compuestos volátiles, las técnicas de espacio de cabeza han sido ampliamente utilizadas como paso previo a su determinación cromatográfica. Utilizando la microextracción en fase sólida en espacio de cabeza, se pueden alcanzar límites de detección de hasta 0.0003 µg/l en muestras de aguas de consumo. Técnicas basadas en membranas: hasta la fecha, estas metodologías se han desarrollado a escala de laboratorio.

3. Normativa aplicable 3.1 Antecedentes de la determinación del valor de referencia para Trihalometanos (OMS). Las Normas Internacionales para el agua potable de la Organización Mundial de la Salud (OMS) de 1958, 1963 y 1971 no hicieron referencia a los trihalometanos. En la primera edición de las Guías para la calidad del agua potable (1984) no se recomendó ningún valor de referencia para trihalometanos distintos del cloroformo, tras una evaluación detallada de los compuestos. Se estableció un valor de referencia basado en efectos sobre la salud de 0.03 mg/l únicamente para el cloroformo, ya que se disponía de pocos datos sobre los demás trihalometanos y, en la mayoría de los sistemas de abastecimiento de agua, el cloroformo era el compuesto del grupo que se detectaba con mayor frecuencia. Se indicó que aunque los datos toxicológicos disponibles en aquel momento resultaban útiles únicamente para establecer un valor de referencia para el cloroformo, también debían reducirse al mínimo las concentraciones de los demás trihalometanos. En varios países se han establecido límites para la suma de las concentraciones de bromoformo, DBCM, BDCM y cloroformo que oscilan entre 0.025 y 0.25 mg/l, lo que representa un equilibrio entre las concentraciones que se puedan alcanzar en determinadas circunstancias y las concentraciones deseables. La segunda edición de las Guías (1993) no estableció ningún valor de referencia para el total de los trihalometanos, aunque sí estableció valores de referencia para cada uno de los cuatro por separado. Estas Guías establecieron valores de referencia basados en efectos sobre la salud de 0.1 mg/l para el bromoformo y el DBCM, y se calcularon valores de referencia de 0.06 mg/l para el BDCM y de 0.2 mg/l para el cloroformo, asociados a un valor máximo de riesgo adicional vitalicio de cáncer de 10-5. El valor de referencia de 0.2 mg/l de cloroformo se mantuvo en el apéndice de la segunda edición de las Guías (1998). En la tercera y última edición de las Guías (2003) se mantuvieron los valores de referencia citados anteriormente: 0.3 mg/l para el cloroformo, 0.1 mg/l para el Bromoformo, 0.1 mg/l para el DBCM y 0.06 mg/l para el BDCM. Con respecto a los AHA, en el año 2001, la EPA ha planteado, como valor guía 0.060 mg/l para los AHA5 y países como Canadá están evaluando la implantación de un valor guía para estas sustancias (Health Canada, 2001).

3.2

Normativa actual.

El Real Decreto 140/2003, de 7 de febrero, establece los criterios sanitarios de la calidad del agua de consumo humano, trasponiendo la Directiva 98/83/CE del Consejo de 3 de noviembre de 1998, relativa a la calidad de las aguas destinadas al consumo humano. La propia norma reconoce que dada la importancia de este tema para la salud humana, es necesario el establecimiento a escala nacional de criterios de calidad del

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agua de consumo humano. En esta normativa, se establece el valor paramétrico de 100 µg/l para la suma de Trihalometanos (BDCM, Bromoformo, Cloroformo, DBCM). En la Tabla B23 se muestran los estándares y valores guía relativos a los SPD en diferentes países. Tabla B23. Estándares y valores guía relativos a los SPD (mg/l) en diferentes países (Fuente: Rodríguez et al, 2007).

Compuesto

Acrónimo

WHO (1993)

US EPA (2001)

Canadá (2001)

Triclorometano TCM 0.200 0.000c Bromodiclorometano BDCM 0.060 0.060c Dibromoclorometano DBCM 0.100 0.000c Tribromometano TBM 0.100 0.000c Total THM TTHM 1 0.080 0.100b Ác. Cloroacético Ác. Dicloroacético DCAA 0.050 Ác. Tricloroacético TCAA 0.100 b AHA AHA5 0.060 Dicloroacetonitrilo DCAN 0.090 Tricloroacetonitrilo TCAN 0.001 Dibromoacetonitrilo DBAN 0.100 b Haloacetonitrilo HAN b Hidrato cloral CH 0.010 Formaldehído 0.900 b Cloritos 0.200 1.000 b Cloruro de cianógeno 0.070 Bromatos 0.010 0.010a 2-clorofenol 2,4-diclorofenol 2,4,6-triclorofenol a Concentraciones provisionales máximas aceptables (en 2007) b En consideración (en 2007) c Meta de nivel máximo contaminante

AustraliaNueva Zelanda (2000)

0.250 0.1500 0.1000 0.1000

Reino Unido (2000)

0.100

0.020 0.500

0.300 0.200 0.020

4. Localización en las islas En las Islas Canarias, la mayor parte del agua procede de captaciones subterráneas hechas mediante galerías y pozos, y posterior transporte, en algunos casos mediante canales abiertos y almacenamiento en charcas o depósitos. La calidad de este agua puede verse afectada por numerosos factores, entre los que destacan los relacionados con la presencia en las mismas de fitoplancton, de microorganismos patógenos (PérezMonteverde et al, 2004) y materia orgánica soluble. Se han realizado trabajos de evaluación de la calidad de las aguas prepotables de origen subterráneo (Pérez-Monteverde et al, 2004) en algunas zonas de Tenerife, tomándose muestras en distintos canales de distribución y charcas de almacenamiento (166 muestras en total), en el período comprendido entre los años 2000 y 2002. Los resultados obtenidos de este trabajo ponen de manifiesto valores medios de 16.5 mg/m3 para la clorofila y 479 ufc/100 mL para las bacterias totales (coliformes fecales, coliformes totales, estreptococos fecales y clostridium sulfito reductores). Estos resultados indican que las aguas disponibles para el abastecimiento de la población en las Islas Canarias pueden presentar elevados contenidos de materia orgánica. En consideración a la presencia de niveles considerables de materia orgánica en las aguas disponibles para suministro a la población y la utilización generalizada de la cloración como sistema de desinfección, es previsible que en Canarias puedan encontrarse aguas de abastecimiento que contengan SPD del tipo de los trihalometanos

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y ácidos haloacéticos. Sin embargo, se han realizado muy pocos estudios encaminados a poner de manifiesto dicha hipótesis y tampoco son abundantes los datos al respecto. Las referencias encontradas acerca del contenido en SPD de aguas en Canarias, se limitan al Proyecto AQUAMAC realizado por el ITC entre 2003 y 2005, a campañas de análisis efectuadas por la Organización de Consumidores y Usuarios en 2002 y en 2006, así como un trabajo publicado por Villanueva et al en 2003. En general, en estos casos solo se hace referencia a los trihalometanos y los valores hallados para su concentración se encuentran por debajo de su límite de detección El estudio realizado dentro del Proyecto AQUAMAC, puso de manifiesto la presencia de trihalometanos en cuatro depósitos ubicados en el municipio del Puerto de la Cruz y en el agua de una galería ubicada en el municipio de Santa Úrsula, observándose, por otra parte, tendencia de correlación entre los niveles de THM detectados en las aguas y su contenido en carbono orgánico no purgable. En el trabajo realizado por Villanueva y colaboradores (Villanueva et al, 2003) se analizaron trihalometanos en 10 muestras de agua de la isla de Tenerife y AHA en tres de ellas. Los resultados obtenidos indicaban que los SPD se encontraban por debajo del límite establecidos en la normativa vigente, con valores comprendidos entre 5.08 y 16.28 µg/l para los THM totales y 1.72 y 4.54 µg/l para los AHA, siendo los compuestos más abundantes el bromoformo, el dibromoclorometano, y los ácidos bromo y dibromoacético.

Estado actual de la tecnología a nivel mundial

Para la eliminación de los subproductos de la cloración se puede proceder de tres formas generales: buscar alternativas al cloro libre y dióxido de cloro, como reactivos para la cloración, eliminación de los SPD una vez formados y eliminar los precursores de los SPD y, en especial, la materia orgánica. A continuación describiremos brevemente cada uno de estos apartados incluyendo la tecnología desarrollada para cada una de las finalidades indicadas. 5.1

Alternativas de la cloración para la desinfección de aguas potables.

La reciente transposición de la Directiva Europea relativa a la calidad de las aguas destinadas a consumo humano exige que el agua sea desinfectada, y fija unos valores o parámetros indicadores de cloro libre y residual en la red de abastecimiento, si se utiliza cloro o sus derivados en el tratamiento de agua (1 mg/l para cloro libre y 2 mg/l para cloro combinado). Además, la Organización Mundial de la Salud indica que no se debe comprometer o dejar en segundo término una correcta desinfección ante los efectos a largo plazo que originarían los SPD. Por lo tanto, una de las tecnologías posibles para la eliminación de los SPD es la búsqueda de una alternativa a la cloración que garantice el cumplimiento de las características microbiológicas fijadas por la legislación vigente. A continuación se citarán las tecnologías desarrolladas a nivel mundial relacionadas con alternativas a la utilización de cloro para la desinfección del agua.

a) Cloraminas. Las cloraminas fueron identificadas como desinfectante en las primeras décadas del siglo XX al comprobarse que la desinfección con cloro tenía lugar en dos fases. En la fase inicial, el cloro al oxidar una serie de sustancias presentes en el agua desaparece rápidamente y en una segunda fase, cuando en el agua hay presente amoníaco, la acción bactericida continúa, a pesar de que el cloro libre hubiera desaparecido, debido precisamente a la acción de las cloraminas formadas (Ramírez-Quirós, 2005).

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La combinación del amoníaco con el cloro en el proceso de tratamiento del agua (cloración) tuvo como primer objetivo aportar al agua un desinfectante residual más persistente que el cloro libre, a la vez que evitar ciertos sabores de algunos compuestos clorados. Más recientemente se extendió su empleo debido a que las cloraminas no forman, o al menos, en menor grado, los conocidos SPD. Al ser más estables que el cloro libre, resultan muy efectivas para controlar el recrecimiento bacteriano en la red y las corrosiones de la misma. La capacidad bacteriana de las cloraminas es atribuida al grado de hidrólisis de éstas y también a la propia cloramina no hidrolizada. La pequeña constante de hidrólisis de las cloraminas sólo permite la formación de una pequeña cantidad de ácido hipocloroso, pero a medida que éste desaparece, la hidrólisis continua de la cloramina proporciona más ácido hipocloroso y amoníaco. La reacción de hidrólisis se muestra a continuación: ClNH2 + H2O ↔ ClOH + NH3 En la formación de cloraminas mediante la reacción del cloro y el amoníaco, la relación óptima cloro/amoníaco más aceptada para la formación de monocloraminas es 1/4 en peso. A su vez, la monocloramina originará menos problemas de sabores y olores que la di y tricloramina, que se formarán a más altas relaciones cloro/amoníaco o más bajos pH. Considerando que la Directiva de la UE limita el contenido de amoníaco a un máximo de 0.5 mg/l y admitiendo que el amoníaco que se encuentra combinado para formar las cloraminas, añadido expresamente para este fin está sometido a esta limitación, el contenido máximo de cloraminas para una relación cloro/amoníaco en peso de 1/4 será de 2 mg/l, que por otra parte es el contenido máximo de cloro residual combinado permitido por la Legislación Española. La concentración a aplicar sería específica de cada abastecimiento, es decir, variaría en función de su extensión, tiempo de retención y evolución del propio sistema. La OMS fija un nivel guía para el amoníaco de 1.5 mg/l y una dosis de aplicación de cloraminas de 3 mg/l. Se han realizado varios estudios encaminados a la evaluación de la cloramina como una alternativa a la cloración (Qi et al, 2004).

b) Ozonificación. Debido a su potencial redox, el ozono es un oxidante químico muy potente, propiedad que puede ser utilizada para la degradación de compuestos contaminantes o para la desinfección del agua. Sin embargo, presenta el inconveniente de ser relativamente inestable en disolución acuosa. La corta vida media del ozono no permite su almacenamiento y distribución como cualquier otro gas industrial, sino que debe generarse in situ. Los métodos de generación de ozono más comunes son: electrolisis, generación fotoquímica y descarga eléctrica de alto voltaje. El incremento del empleo del ozono en el tratamiento de aguas en las últimas décadas está dado por varios factores: a) no se producen compuestos tóxicos con riesgo para la salud como los trialometanos (THM) y permite el control de su formación (Morris et al. 1992, Koivusalo et al. 1994); b) el desarrollo de los equipos ozonizadores (Motret et al. 1998, Bohme 1999, Larocque 1999, Rakness 2007); c) la producción de materiales resistentes al ozono; d) la implementación de sistemas de contacto gaslíquido más eficientes (Martin et al. 1992, Do-Quang et al. 1995, 1999, Murrer et al. 1995, Mazzei et al. 1995, Meyer et al. 1999, Jackson 1999); e) se destaca que el ozono es un excelente desinfectante, capaz de inactivar microorganismos patógenos como quistes de Giardia y Cryptosporidium, resistentes a otros desinfectantes (Rennecker et al. 1999, Finch 2001, von Gunten 2003).

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El tratamiento mediante ozonificación puede realizarse en tres puntos del proceso de desinfección del agua (Rodríguez-Vidal, 2003 y Bataller et al, 2010):

•

Preozonificación. Se aplica en la cabeza del tratamiento para aprovechar la eficiencia del ozono en la eliminación de la materia orgánica y los precursores de los SPD. Asimismo, oxida contaminantes orgánicos, cianuros, sulfuros y nitritos, así como el carbono orgánico disuelto. También favorece la eliminación de Fe y Mn. Ozonificación intermedia. Se realiza antes de la etapa de filtración y permite mejorar su operación con la consiguiente reducción del tamaño de los filtros y el aumento de la velocidad de filtrado, reduciéndose los costes. En este caso se utiliza principalmente para oxidar la materia orgánica natural (MON). Postozonificación. Se aplica al final de la secuencia de tratamiento y garantiza la desinfección y la eliminación del sabor, olor y color, por lo que incide en la calidad organoléptica del agua.

La tendencia actual es que la postozonización se incorpore a la interozonización, seguida de la filtración por carbón activado granular o biofiltración, con el objetivo de remover pesticidas, carbono orgánico disuelto biodegradable y subproductos de la ozonización. Además, como se ha planteado, el empleo de los procesos de oxidación avanzada (POA) ha aumentado, fundamentalmente los procesos que emplean ozono en combinación con peróxido de hidrógeno (Le Pauloue y Langlais 1999, Rice 1999, von Gunten 2003, Beltrán 2004). Las potencialidades analizadas del ozono como oxidante y desinfectante junto a su producción in situ, que excluye el transporte y almacenamiento, permiten asegurar que la ozonización compite con la cloración en todos los aspectos, inclusive cuando más deteriorada esté el agua de abasto. Algunos estudios llevados a cabo a escala de laboratorio han demostrado que el uso de una etapa de desinfección previa con ozono reduce significativamente las cantidades de SPD que se forman en la cloración posterior (Guay et al, 2005). Sin embargo, pueden aparecer compuestos bromados si el agua contuviera bromuros, además de otros productos orgánicos tales como aldehídos o cetonas (USEPA, 1999 y White, 1999).

c) Radiación UV. La radiación UV es un desinfectante natural muy eficiente, que elimina casi todos los microorganismos conocidos, incluyendo las bacterias, virus, hongos y sus esporas, destruyendo de manera permanente su ADN. Su mayor potencia reside en el espectro electromagnético entre 210 y 310 nm aproximadamente. Estas longitudes de onda son las llamadas “bactericidas” (Del Río-Ullate, 2008). La luz ultravioleta provee un método de operación y mantenimiento sencillo, es útil con tiempos cortos de contacto y no genera residuos tóxicos o subproductos. Estos sistemas incorporan una lámpara UV situada en el interior de una camisa protectora de cuarzo que está situada en una cámara cilíndrica de acero inoxidable. El agua que se va a tratar entra por un extremo, y pasa a lo largo de la cámara, para luego salir por el otro extremo, recibiendo en el camino una dosis de energía ultravioleta Entre sus principales limitaciones se encuentran su incapacidad de inactivar protozoos, y su ineficiencia para tratar aguas turbias con sólidos suspendidos, color o materia orgánica soluble (Leal-Ascencio, 2005). En estos casos la radiación será absorbida por estas sustancias y la desinfección se verá seriamente limitada. La efectividad de la radiación ultravioleta para desinfectar agua, depende de la dosis absorbida por los organismos, en función de la intensidad de la lámpara utilizada, y el tiempo de exposición. Si la dosis no es suficiente, el material genético puede verse

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dañado pero no destruido, lo que permitirá el recrecimiento bacteriano una vez que cese el tratamiento (EPA, 1990). Por otra parte, y aunque la luz UV reduce enormemente la cantidad de cloro que se necesita en la desinfección de aguas de consumo, todavía es necesario agregar una pequeña cantidad para lograr una desinfección residual.

d) Desinfección mediante fotocatálisis heterogénea. Se define la fotocatálisis como la aceleración de una fotorreacción mediante la presencia de un catalizador. Tanto la luz como el catalizador son elementos necesarios. El término fotocatálisis incluye un proceso según el cual se produce una alteración fotoquímica de alguna especie química, como resultado de la absorción de radiación por otra especie fotosensible que es, en este caso, el catalizador. El concepto de fotocatálisis heterogénea es simple: se trata del uso de un sólido semicondutor (TiO2, ZnO, etc), en presencia de agua o aire que es estimulado por radiación y produce una reacción química en la interfaz sólido/líquido o sólido/gas. El catalizador utilizado debe de poder ser reutilizado después de actuar en el sistema de oxidación-reducción sin sufrir cambios significativos. El proceso fotocatalítico consta de distintas fases de reacciones químicas que generan especies reactivas (radical hidroxilo, peróxido de hidrógeno, superóxido, electrón de la banda de conducción y hueco de la banda de valencia) que pueden provocar daños mortales sobre diversos microorganismos (Fernández-Ibáñez, 2005). Las especies reactivas con el oxígeno son capaces de romper o dañar células, funciones virales o estructuras de las mismas provocando así la inactivación de numerosos microorganismos. La tendencia actual en este campo se dirige hacia la desinfección con TiO2 de bacterias más resistentes. En cualquier caso, la demostrada capacidad de fotodesinfección del dióxido de titanio aún debe ser implantada y establecida como una técnica de desinfección (Fernández-Ibáñez, 2005). Los dos inconvenientes principales de esta técnica son su falta de efecto residual y su lento comportamiento cinético si se compara con otras técnicas convencionales de desinfección. Aunque como ventajas destacan el aprovechamiento de una fuente de energía renovable, el uso de materiales e instalaciones que pueden llegar a ser muy baratos y la no producción de SPD nocivos.

5.2

Eliminación de los SPD formados.

A pesar de que las técnicas de desinfección para aguas potables citadas anteriormente presentan numerosas ventajas, en la mayoría de los casos resulta muy costoso sustituir un método de desinfección ya implantado en una planta de tratamiento de agua para consumo. En estos casos, lo más adecuado podría ser la adición o modificación de una etapa ya existente para la eliminación de los SPD formados durante el proceso de la cloración del agua. A continuación se enumerarán las tecnologías más empleadas y recientes en la eliminación de estos compuestos.

a) Nanofiltración. Las técnicas de membrana, y entre ellas la nanofiltración, están jugando un importante papel en el tratamiento de aguas para consumo (Agbekodo et al, 1996). Por otra parte, los costes relativos de los procesos de membrana han disminuido debido a los avances tecnológicos, impulsando su utilización como métodos viables y alternativos para el tratamiento de agua frente a los métodos convencionales (Wiesner et al, 1994).

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En algunos trabajos de investigación se indica que la nanofiltración puede ser una técnica adecuada para el control de los SPD en agua de consumo. La mayoría de las membranas para nanofiltración contienen grupos funcionales cargados. Por lo tanto, tanto el tamaño de poro como la superficie cargada de la membrana juegan un importante papel en el transporte de las moléculas de soluto y de agua a través de la membrana (Childress et al, 2000). Estudios previos han demostrado que la nanofiltración es efectiva en la eliminación de contaminantes aniónicos, orgánicos e inorgánicos (Singer, 1999 y Lin et al, 2006). Debido a que existe un amplio abanico de posibles membranas de nanofiltración comerciales, esta técnica se presenta como una prometedora opción para la eliminación de los SPD. Recientemente se han realizado estudios a escala de laboratorio acerca de la aplicación de la nanofiltración en la eliminación de SPD (Uyak et al, 2008 y Chalatip et al, 2009). Un ejemplo de membrana de nanofiltración es la ES 10, la cual muestra una buena eficacia en la eliminación de SPD (AHA en este caso) (Chalatip et al, 2009). Las eficiencias de extracción pueden alcanzar un rango del 90-100% trabajando a una presión de 105 Pa. Otras membranas que han sido evaluadas para la eliminación de SPD a escala de laboratorio son las membranas NF200 y DS5 (Uyak et al, 2008). Ambas demostraron ser efectivas para la eliminación de SPD.

b) Ósmosis inversa. La ósmosis inversa (OI) es una técnica similar a la nanofiltración en el sentido que emplea altas presiones y se utiliza ampliamente en el tratamiento de aguas para consumo. Los materiales más empleados en las membranas de OI son derivados de la celulosa y la poliimida. Muchos de ellos pueden eliminar hasta el 99% de algunos contaminantes presentes en el agua (Mazloomi et al, 2009). A pesar de que las tecnologías basadas en la OI produzcan aguas de consumo con una buena calidad, es necesario un paso previo de cloración, lo que puede dar lugar a la formación de SPD. La calidad del agua se podría mejorar en algunas zonas incluyendo pequeñas instalaciones de OI para eliminar la presencia de algunos compuestos no deseables en el agua de consumo, como pueden ser los SPD (Karakulski et al, 2001).

c) Adsorción. Con respecto a la eliminación de los SPD mediante técnicas basadas en la adsorción, se ha encontrado en la bibliografía un estudio piloto, que además de la eliminación de los THM y AHA, favorece la eliminación del carbono orgánico disuelto del agua (Babi et al, 2007). En este trabajo se desarrolla una metodología de eliminación de estas sustancias mediante la adsorción sobre carbono activado granulado (GAC), basándose en su capacidad para eliminar un amplio rango de compuestos. Los resultados obtenidos de este trabajo son satisfactorios en la eliminación de los SPD, pero las mayores eficiencias se obtienen en la eliminación de materia orgánica. Por otra parte, los estudios realizados para la desorción de estos compuestos en el carbono activado granulado no son suficientes, recomendando los propios autores realizar otras investigaciones en este sentido.

5.3

Eliminación de los precursores de los SPD: Eliminación de la materia orgánica.

Tal y como se ha comentado anteriormente, la materia orgánica natural (MON) presente en el agua es uno de los principales precursores en la formación de los SPD al proceder a la cloración de dichas aguas para su desinfección. Por lo tanto, este apartado

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se ha orientado hacia las técnicas empleadas en la eliminación de dicha materia orgánica con el fin de evitar la posterior formación de los SPD (Tan et al, 2005). La MON plantea un problema en el tratamiento del agua por numerosas razones, entre las que se encuentran, aparte de la formación de los SPD, el color, olor y sabor del agua, el envenenamiento de las membranas y resinas de intercambio iónico, el deterioro de la calidad del agua en los sistemas de distribución debido al crecimiento bacteriano y el aumento en la dificultad para oxidar en sus formas insolubles al hierro y manganeso disueltos (Bolto et al, 2002 y Nkambule et al, 2009). La efectividad de los procesos de tratamiento para la eliminación de la MON varía con la naturaleza de la misma (su peso molecular, densidad de carga, polaridad, etc.) y con las propiedades del agua sin tratar como la turbidez y dureza (Bolto et al, 2002). En algunos casos, los tratamientos convencionales (coagulación con sales metálicas, sedimentación y filtración) no son satisfactorios y se requieren métodos más potentes, como la coagulación con polímeros catiónicos, la adsorción, intercambio iónico o membranas. En la elección de estas metodologías se tiene en cuenta que los componentes de la MON pueden clasificarse como hidrofóbicos (compuestos con alta aromaticidad) e hidrofílicos, definidos por la adsorción sobre resinas XAD (Tan et al, 2005). En la bibliografía se pueden encontrar numerosas referencias sobre métodos para la eliminación de MON que ya están suficientemente estudiados e incluso, establecidos, como por ejemplo, la coagulación, la adsorción sobre carbono activo y los procesos de membrana. Los procesos de membrana que conllevan la aplicación de presión, separan los solutos disueltos de acuerdo con su peso molecular y su carga. Aunque algunos procesos, como la ultrafiltración basados en sus tamaños moleculares, han demostrado ser efectivos en la eliminación de la MON. Estudios previos han revelado que no hay una relación clara entre el tamaño y la formación de los SPD durante el proceso de cloración (Tan et al, 2005). La coagulación con alúmina y la clarificación también han demostrado ser efectivos en la eliminación de los componentes de la MON de alto peso molecular. Sin embargo, los componentes de menor tamaño (aquellos que puedan acceder a los nanoporos) se eliminan mejor mediante carbono activado. Tanto la coagulación con alúmina como la adsorción en carbono activo han demostrado ser efectivos en la reducción de la formación de SPD, al eliminar los componentes aromáticos e hidrofóbicos de la MON. A continuación se citarán algunas de las metodologías más recientes desarrolladas para la eliminación de la MON en aguas destinadas a consumo.

a) Intercambio iónico. En los últimos años se ha incrementado el interés en los procesos de intercambio iónico ya que han demostrado ser una técnica efectiva y alternativa para la eliminación de la MON (Bolto et al, 2002 y Singer et al, 2002). El intercambio aniónico elimina los componentes disueltos de la MON mediante enlace iónico (por ejemplo, al grupo carboxílico), con la hidrofobicidad jugando un papel secundario. Sin embargo, se plantea como una técnica potencial en la eliminación de los componentes más hidrofílicos, que no se pueden eliminar con las técnicas más convencionales (Bolto et al, 2002). Algunos autores (Kim et al, 1991) han encontrado que el intercambio iónico es capaz de eliminar fracciones orgánicas relativamente grandes, consideradas como las mayores precursoras de los SPD. Empleando esta técnica en combinación con otros procesos convencionales, el intercambio iónico puede convertirse en otra estrategia a la hora de reducir la formación de SPD, eliminando un amplio espectro de precursores. Otra de las ventajas que se obtienen en la aplicación de esta técnica es la capacidad de regenerar las resinas después del tratamiento sin emplear ningún proceso térmico, ahorrando energía y prolongando la vida de las resinas. Algunos autores (Heijman et al, 1999) han estimado

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y comparado los costes de los tratamientos mediante óxido de hierro, carbono activado e intercambio iónico a escala de laboratorio. El intercambio iónico resultó ser el método más barato (0.05 €/m3), comparado con el carbono activado (0.11 €/m3) y el óxido de hierro (0.28 €/m3). Entre las resinas de intercambio aniónico estudiadas se encuentran la Marathon A, Dowex 22 y Dowex M-43 (Tan et al, 2005). Más recientemente (Nkambule et al, 2009) se ha estudiado el comportamiento de las resinas XAD-7HP, Diaion-WA-10 y Dowex® 88. Con respecto a esta última referencia, los autores (Nkambule et al, 2009) concluyen que la combinación de un tratamiento de ozonización y las resinas empleadas en su estudio, y citadas anteriormente, producen una reducción en la fracción hidrofílica en un 73%, lo que daría lugar a una disminución en los SPD formados durante la cloración. Estos autores abren una posibilidad en la eliminación de los SPD con los polímeros utilizados en la eliminación de la MON uniendo esta metodología con la ozonización para la desinfección del agua.

b) Nanofiltración. La historia de la nanofiltración data de los años 70, cuando se desarrollaron las membranas de ósmosis inversa que trabajan a bajas presiones, que posteriormente pasaron a denominarse membranas de nanofiltración. Estas membranas han demostrado ser eficaces para la eliminación de la materia orgánica natural. El rechazo de los componentes orgánicos es menor que con las membranas de ósmosis inversa, pero las membranas de nanofiltración son capaces, además, de eliminar la MON y el color. Este hecho cambió ligeramente el propósito de la nanofiltración para la producción de agua potable: desde procesos puramente diseñados para ablandar el agua hasta un proceso combinado para eliminar un amplio rango de compuestos diferentes. La posibilidad de reemplazar muchos procesos diferentes de tratamiento por un solo tratamiento de membrana fue el motor de una intensa investigación y un incremento en el interés de las compañías de producción de agua potable. Se encontraron nuevas aplicaciones, como la desinfección eliminando los virus presentes en el agua, eliminación de pesticidas y otros microcontaminantes. La investigación se centró en la comprensión del mecanismo de transporte de los diferentes compuestos a través de las membranas, en la exploración de las aplicaciones típicas de la nanofiltración (descripción, desarrollo de un modelo y evaluación económica), y en el desarrollo de nuevas aplicaciones. Los estudios llevados a cabo en plantas piloto y a escala máxima han mostrado que la nanofiltración es un proceso fiable para la eliminación combinada de un amplio rango de componentes de las aguas subterráneas y superficiales. Con respecto a la eliminación de compuestos orgánicos, y entre ellos la MON, en aguas subterráneas, se han llevado a cabo estudios en aguas altamente coloreadas que contienen MON (Fu et al, 1994 y 1995). El propósito de estos estudios era eliminar la MON sin eliminar muchos de los componentes inorgánicos presentes en el agua. Los autores concluyeron que las membranas de alta permeabilidad, como la NTR 7450 eran superiores si se comparaban con las membranas de nanofiltración tradicionales. Las membranas posteriores eran más susceptibles al envenenamiento, las permeabilidades eran menores y la eliminación de la parte inorgánica era mayor de lo deseado. En la última década se han llevado a cabo algunos estudios más para eliminar los precursores de los SPD, especialmente la MON, mediante nanofiltración (Escobar et al, 2000; Everest et al, 2000 y Khalik et al, 2000), encontrándose que los mejores resultados se obtenían con la membrana MWCO sobre 200.

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Como conclusión se puede decir que la nanofiltración es un método adecuado para la eliminación de un amplio rango de contaminantes presentes en las aguas subterráneas o superficiales con vistas a la producción de agua potable. La mayor aplicación de esta técnica es en el ablandamiento del agua, pero también se aplica a la eliminación combinada de MON, microcontaminantes, virus y bacterias, nitratos y arsénico, o para una desalación parcial. Las instalaciones a nivel industrial han demostrado la fiabilidad de la nanofiltración en estas áreas (Van der Bruggen et al, 2003). Sin embargo, no se puede obviar que con esta técnica se produce una fracción (aproximadamente el 20% del volumen inicial) altamente concentrada en los contaminantes eliminados.

c) Fotocatálisis Heterogénea para la eliminación de la materia orgánica. Entre las propiedades de la fotocatálisis heterogénea para el tratamiento del agua, recientemente se han realizado estudios sobre los cambios en las propiedades físicas y estructurales de la MON durante el proceso de oxidación fotocatalítica del TiO2 (Liu et al, 2008). La creciente necesidad de mejorar la calidad del agua ha conducido la investigación hacia los procesos de oxidación avanzada, como el ozono y/o el peróxido de hidrógeno, con o sin asistencia de luz UV. Una opción de estos procesos es la aplicación de un tratamiento fotocatalítico con TiO2. La oxidación del TiO2 ha demostrado ser efectiva en la destrucción de la MON. Esta técnica es particularmente atractiva debida al potencial para degradar las macromoléculas orgánicas, en lugar de sólo capturarlas y transferirlas a otra fase, como sucede en la mayoría de los procesos de eliminación convencionales. La mayoría de los estudios fotocatalíticos de la MON han intentado monitorear los cambios en la concentración en el carbono orgánico disuelto y la absorbancia UV a 250 nm (UV250) en el agua. Sin embargo, estas técnicas analíticas no pueden ser adecuadas para comprender completamente el efecto del tratamiento fotocatalítico en la MON ya que son parámetros generalizados para determinar la calidad global del agua de consumo. Los resultados obtenidos indican que se alcanza un mayor porcentaje de la fracción UV250 comparada con la concentración de carbono orgánico disuelto, lo que implica que la pérdida de la aromaticidad y conjugación es más fácil de alcanzar que la mineralización de la MON (Liu et al, 2008). Este es el resultado esperado ya que la MON tiene una compleja y heterogénea composición, y por lo tanto, la oxidación de la MON podría generar una gran cantidad de intermediarios, que podrían tener diferentes reactividades frente a la oxidación, comparados con la MON original. Uno de los atractivos de esta metodología es emplear luz solar de baja energía como fuente de luz y se han encontrado algunas referencias en este sentido (Gil-Pavas, 2002). En base a los resultados obtenidos, se concluye que las tecnologías de detoxificación solar pueden proporcionar a la industria una poderosa herramienta para destruir desechos perjudiciales para el ambiente, haciendo uso de una fuente de energía limpia, como lo es la energía solar. Los resultados obtenidos indican que la técnica de la fotocatálisis destruye los contaminantes presentes en efluentes acuosos, lo la diferencia de otras tecnologías convencionales, en las cuales el contaminante no es destruido, sino que es transferido de una fase a otra.

Evaluación de la tecnología

En este apartado se realiza una evaluación de las principales características de las tecnologías comentadas para sustituir la cloración en la desinfección del agua de consumo, para la eliminación de los SPD una vez formados y, finalmente, para el tratamiento del agua con objeto de eliminar los precursores de los SPD.

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6.1

Tecnologías alternativas a la cloración para la desinfección del agua de consumo.

Entre los agentes químicos de desinfección más utilizados, destacan el cloro elemental gaseoso (Cl2), el hipoclorito (ClO-), la mezcla de cloro con amoníaco (Cl2/NH3) para formar cloramina, el dióxido de cloro (ClO2), el ozono (O3) y el permanganato de potasio (KMnO4). También se utiliza extensamente la luz ultravioleta. Se han desarrollado también métodos modernos que se basan en la generación de oxígeno singlete por absorción de radiación por un colorante, la irradiación con rayos γ y la fotocatálisis heterogénea UV/TiO2. En la Tabla B24 se muestran los efectos bactericidas y remanentes de algunos de los tratamientos de aguas. Tabla B24. Efectos bactericidas y remanentes de algunos tratamientos de aguas. Tipo O3 Cl2 ClO2 Cloraminas UV Colorantes/luz visible Irradiación γ UV/TiO2

Efecto bactericida +++ ++ ++ + ++ + +++ Esterilización

Efecto remanente 0 + + ++ 0 En estudio +++ En estudio

La evaluación de la eficiencia de distintas técnicas para la desinfección y esterilización de efluentes, es decir, para la inactivación de microorganismos, demuestra que cada una de ellas presenta ventajas y desventajas. En la Tabla B25 se muestran una tabla comparativa de las principales características de los desinfectantes que se emplean más frecuentemente en el tratamiento del agua de consumo. Tabla B25. Cuadro comparativo de las principales características de desinfectantes Características

Cloro

Interacción con el material extraño Corrosión Toxicidad formas de superiores Penetración Seguridad Solubilidad agua Estabilidad Toxicidad temperatura ambiente Capacidad desodorizante

6.2

con vida

Radiación UV

Ozono

Absorbancia de radiación UV

Oxida la materia orgánica

Corrosivo

Tóxico

Altamente corrosivo Tóxico

Alta Alta Escasa

Alta Moderada Alta

Moderada Baja -

Alta Moderada Alta

Estable

Debe ser generado

Alta

Escasamente inestable Alta

Alta

Inestable, debe ser generado Alta

Alta

Moderada

Alta

Oxida la materia orgánica Altamente corrosivo Altamente tóxico

Hipoclorito de sodio Oxidante activo

Tecnologías para el tratamiento de agua de consumo.

Los tratamientos para las aguas de consumo están diseñados para asegurar que no contienen microorganismos, parásitos o ninguna otra sustancia que constituya un riesgo potencial para la salud de los consumidores. En la Tabla B26 se presenta un resumen de las principales técnicas empleadas para el tratamiento del agua de consumo (LealAscencio, 2005).

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Tabla B26. Cuadro comparativo de las principales características de las tecnologías convencionales de potabilización de agua y sus limitaciones (Fuente: Leal-Ascencio, 2005). Tecnología Filtros de arena

Aplicación Sedimentos suspendidos, remoción inmediata de bacterias y materia orgánica Remoción de turbiedad y bacterias

Manejo Sencillo

Filtros de carbón activado

Remoción de materia orgánica y bacterias

Sencillo

Costo bajo de inversión, costo medio de mantenimiento

Cloro

Desinfección

Cloramina

Desinfección

Costo bajo de inversión y medio de mantenimiento Costo medio de inversión y de mantenimiento

Ozono

Desinfección

Sencillo con medidas adicionales de seguridad Sencillo con medidas adicionales de seguridad Manejo complejo

Luz ultravioleta

Desinfección

Operación de mantenimiento sencillo

Microfiltración

Remoción de sólidos disueltos, algunas especies bacterianas Remueve virus, bacterias y materia orgánica

Operación sencilla

Costo moderado de inversión y operación

Manejo sencillo, posible automatización

Costo elevado de inversión y operación

Nanofiltración

Remueve virus, bacterias y materia orgánica

Manejo sencillo, posible automatización

Ósmosis inversa

Remueve virus, bacterias, parásitos y materia orgánica e inorgánica

Costo muy elevado de inversión y operación Costo muy elevado de inversión y operación

Filtros de tierra de diatomeas

Ultrafiltración

Sencillo

Costo Costo bajo de inversión en infraestructura y de manejo, costo elevado del terreno Costo bajo de inversión y de manejo

Costo elevado de operación Costo medio de inversión y de operación

Limitaciones Remoción de 8090% de bacterias y 60% de materia orgánica, requiere gran superficie Útiles en caso de poca turbiedad y bajos conteos bacterianos, no retiene materia orgánica Generación de residuos, continua renovación del filtro, no remueve bacterias ni nitrato Generación de subproductos

Poder desinfectante limitado Escaso poder residual No previene el recrecimiento, no genera poder residual Desperdicio de agua, descomposición de la membrana Desperdicio de agua, descomposición de la membrana Desperdicio de agua, descomposición de la membrana Desperdicio de agua, descomposición de la membrana, requiere manejo de salmuera

Estado actual de la tecnología en Canarias

En las Islas Canarias, las principales fuentes de abastecimiento de agua para consumo son las aguas subterráneas y la desalación. Para garantizar la desinfección de esta agua, se recurre a la cloración, por lo que se puede producir la formación de SPD.

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Como alternativas tecnológicas a la cloración, en las Islas Canarias, se han llevado a cabo estudios referentes a la fotocatálisis heterogénea, encontrándose dos principales líneas de investigación:

•

El grupo de investigación “Fotocatálisis y Electroquímica para Aplicaciones Medioambientales, FEAM” de la Universidad de Las Palmas de Gran Canaria (Centro Instrumental Fisicoquímico para el Desarrollo de Investigación Aplicada” tienen una línea de investigación denominada “Fotocatálisis en procesos ambientales” dirigida por el Dr. José Miguel Doña Rodríguez. Los trabajos realizados se han encaminado hacia la mejora del catalizador TiO2 para mejorar el proceso de decantación del mismo para su recuperación y reutilización (Herrera-Melián et al, 2000). Y por otra parte, aprovechar al máximo la luz natural en el proceso de fotocatálisis. El grupo de investigación “Fotoquímica Aplicada, FOTOCAT” de la Universidad de La Laguna, cuyo Investigador Principal es el Dr. Pedro Esparza Ferrera, ha centrado sus investigaciones en la reparacion de nuevos fotocatalizadores usando materiales naturales de origen volcánico como fotocatalizador y como soporte para incorporar TiO2 con aplicación al a degradación de contaminantes acuosos. Se han obtenido buenso resultados en la degradación de la molécula de fenol. Los autores concluyen que estos materiales pueden ser buenos candidatos para ser utilizados como fotocatalizadores en el tratamiento de aguas residuales (Borges et al, 2008).

Necesidades futuras de investigación

La desinfección del agua con cloro en las plantas de potabilización puede dar lugar a la formación de THM y AHA, entre otros, conocidos como subproductos de la cloración. La mayoría de estos compuestos están asociados a efectos adversos para la salud. Es por ello, por lo que hay que profundizar en la investigación sobre metodologías que garanticen la completa potabilización y desinfección de las aguas para consumo sin emplear cloro, o compuestos clorados. Entre las técnicas más novedosas destaca fotocatálisis heterogénea. Otra de las alternativas tecnológicas disponibles es la implantación de nuevas etapas en las plantas de tratamiento de aguas para consumo existentes con el fin de eliminar los precursores de los SPD, especialmente la materia orgánica, y/o los propios SPD ya formados. En este sentido, se hacen necesarios estudios a escala piloto y de larga duración que demuestren la viabilidad técnica y económica tanto de las tecnologías alternativas a la cloración para la desinfección de las aguas para consumo, como la adición de nuevas etapas de tratamiento en las plantas ya existentes y en funcionamiento.

Referencias

Agbekodo K.M., Legube, B., Dard, S., (1996), Atrazine and simazine removal mechanisms by nanofiltration: influence of natural organic matter concentration, Water Research, 30, 2535–2542. Amy, G.L., Chadik, P.A., Chowdhury, Z.K., (1987a), Developing models for predicting trihalomethane formation potencial kinetics, J. AWWA, 79, 89-96. Amy, G.L., Minear, R.A., Cooper, W.J., (1987b), Testing and validation of a multiple non-linear regression model for predicting trihalomethane formation potential, Water Research, 21, 649-659. Amy, G.L.,Tan, L., Davis, M.K., (1991), The effects of ozonation and activated carbon adsorption of trihalomethane speciation, Water Research, 25, 191.

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RADIACTIVIDAD EN AGUAS DE CONSUMO HUMANO 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7.

Introducción Fuentes de contaminación radioactiva Control de la Radiactividad en el agua de consumo humano Aspectos reglamentarios más importantes Localización de fuentes para el suministro de agua en Canarias Estado actual de las tecnologías de eliminación a nivel mundial Estado actual de las tecnologías de eliminación de contenido radiactivo en aguas de consumo humano en Canarias 8. Necesidades futuras de investigación 9. Referencias

1. Introducción En los últimos años ha sido creciente el interés de la población en general, y de las instituciones públicas y privadas respecto al impacto de las radiaciones, en el medio ambiente. La primera sensibilización social sobre la repercusión del uso de la energía nuclear, se produjo en la década de los 40 como consecuencia de las explosiones atómicas en Hiroshima y Nagasaki, y su posterior aplicación en la industria civil y militar, en los años 50. En aquel contexto, en 1955, la asamblea General de la Organización de las Naciones Unidas, creó el comité científico de las Naciones Unidas para el Estudio de los Efectos de las Radiaciones Atómicas. El objetivo de dicho Comité, formado por gurpos de especialistas de varios países, ha sido desde su creación, el de examinar los niveles de radiación a los que está expuesta la población mundial, y el de evaluar los riesgos que entraña la exposición a las radiaciones ionizantes. En las aguas existentes de todo tipo en la superficie y en el interior de la corteza terrestre, se detecta la presencia de isótopos radioactivos. Estos componentes radioactivos pueden ser de origen natural, o bien se han incorporado en el medio acuático debido a la acción del hombre. Como consecuencia del ciclo natural del agua, ambas formas de contaminación radioactiva llegan afectar, prácticamente, a todos los tipos de aguas existentes, incluyendo por consiguiente las aguas de bebida. Las vías de transferencia de los radionucleidos presentes en el medio acuoso hasta el hombre, son muy diversas y complejas. El agua contiene cantidades variables de varios isótopos radioactivos. Sin embargo, las concentraciones de cada uno de ellos y, consecuentemente, de la dosis de radiación que producen son muy dispares. En las aguas naturales los isótopos radioactivos principales son los descendientes del uranio 238 y torio 232. Dentro de la cadena de desintegración de éstos existen varios emisores de radiación alfa y otros tantos de radiación beta y por ello el protocolo normal de medida está basado en la determinación de estas radiaciones. Los factores que determinan la concentración de elementos radioactivos en el agua son numerosos. El valor de la concentración de los diferentes isótopos radioactivos en el agua es el resultado de la interacción entre el agua y las rocas que la rodean teniendo lugar procesos tales como lixiviación, emanación, solución, oxidación, precipitación… La intensidad de estos procesos dependen del flujo de agua y de la temperatura por lo que caben esperarse variaciones dependientes de la época del año y de las condiciones meteorológicas.

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2. Fuentes de contaminación radioactiva. En este apartado se efectúa una descripción de las principales fuentes que contribuyen al fondo radioactivo de las aguas continentales, haciéndose un especial énfasis en la aportación debida a los emisores alfa de las cadenas radiactivas naturales por su mayor contribución a la carga dosimétrica que recibe el organismo humano. Estas fuentes radioactivas pueden ser naturales y artificiales. A continuación se detalla un poco más cada una de ellas.

2.1

Fuentes naturales de radioactividad

Los radionúclidos naturales tienen dos orígenes principales: el derivado de la acción de la radiación cósmica y el debido a la presencia de radioisótopos en la corteza terrestre. Los radionúclidos pertenecientes a las series radioactivas naturales, que dan lugar a las cadenas radioactivas naturales son el 238U, 232Th y 235U. La serie radioactiva del 235U contribuye mínimamente a la dosis total de radiación natural. De todos los radionucleidos presentes en el agua originado en las cadenas naturales, los de mayor incidencia dosimétrica, son los emisores alfa de periodo de semidesintegración elevado. Estos radionúclidos son: - 238U, 234U, 235U - 230Th, 232Th, 228Th - 226Ra, 228Ra - 210Pb, 210Po

2.2

Fuentes artificiales de radiactividad Las Fuentes artificiales radiactivas en el agua pueden resumirse en:

• • • •

Radioisótopos liberados en las explosiones nucleares Residuos radiactivos y posibles contaminaciones procedentes de las instalaciones nucleares y radiactivas. Residuos radiactivos procedentes del uso de radioisótopos, especialmente del uso médico. Accidentes nucleares.

3. Control de la Radiactividad en el agua de consumo humano Los riesgos que plantea la contaminación del agua con sustancias radiactivas dependen del uso del agua y del tipo de radioisótopos presentes en ella. Para la población en general, el riesgo de irradiación externa con aguas contaminadas en prácticamente despreciable. Es la radiación interna, es decir, la resultante de la incorporación de los productos radiactivos al organismo humano, la causa principal que condiciona estos riesgos. Al incorporarse las sustancias radiactivas en las aguas, se convierten en una fuente de irradiación interna para el hombre ya sea, por ingestión o por otras vías. Así, por el riego, el agua, puede contaminar el suelo y por lo tanto los animales terrestres y las plantas y llegar finalmente al hombre. A través del agua también pueden

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contaminarse los animales acuáticos, las plantas, arenas y sedimentos y finalmente actuar sobre el hombre. La radiotoxicidad, o riesgo para la salud, de un emisor radiactivo, dependerá de propiedades tales como la naturaleza química del mismo, la emisión radiactiva y el periodo de la desintegración radiactiva. Este daño, que puede ser más acusado en un órgano determinado del cuerpo humano, es función de la energía depositada en el mismo durante el tiempo de permanencia. La contribución del agua a la dosis natural media por incorporación es, por lo general, pequeña cuando el agua potable tiene su origen en aguas superficiales. Sin embargo, no es excepcional detectar altos índices de radiactividad en aguas minerales y subterráneas que abastecen a la población. Los índices de radiactividad en las aguas de bebida provenientes de pozos subterráneos son muy variados, y pueden alcanzar localmente valores muy elevados que hacen necesario la utilización de tratamientos específicos antes de su consumo. Puede deducirse de lo expuesto que en algunos casos puntuales, la radiactividad del agua puede representar una contribución destacable en la dosis natural que recibe el hombre.

4. Aspectos reglamentarios más importantes 4.1. Comisión Internacional de Protección Radiológica. La publicación 60 de esta Comisión establece los límites siguientes de radiación para el público en general:

• • •

Dosis efectiva anual: 1 mSv/año2 Dosis en cristalino: 15 mSv/año Dosis en piel: 50 mSv/año

La Comisión sugiere estudiar algunas vías de exposición de los humanos a la radiación y en particular la debida a la ingestión de alimentos y agua de bebida.

4.2. Unión Europea La normativa aplicable para la calidad del agua de bebida está recogida en la Directiva 80/778/C.E.E. (CEE 80). En la actualidad está vigente la directiva 98/83/EC en las que establece los siguientes límites para el agua de bebida:

• •

Dosis indicativa total: 0.1 mSv/año (excluyendo la aportación debida al tritio, K-40 y Rn-222). Valor para el tritio de 100 Bq/l.

4.3. Organización Mundial de la Salud Esta organización ha hecho una recomendación en el año 2006 de los siguientes valores máximos para el agua potable desde el punto de vista de la contaminación radiactiva:

• 2

Indice alfa total: 0.5 Bq/l (excluyendo el Rn-222)

mili Sievert en un año

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• •

Indice beta total: 1 Bq/l (excluyendo K-40, H-3 y Rn-222) Dosis indicativa total: 0.1 mSv/año (excluyendo H-3,K-40 y Rn-222)

4.4. Normativa española El R.D. 140/2003 ha establecido los valores de los parámetros radiactivos que no deben superarse para que el agua pueda considerarse apta para el consumo humano:

• • • •

Dosis indicativa total: 0.1 mSv/año (excluyendo H-3,K-40 y Rn-222) Indice alfa total: 0.1 Bq/l (excluyendo el Rn-222) Indice beta total: 1 Bq/l (excluyendo K-40, H-3 y Rn-222) H-3: 100 Bq/l

Definiciones: a) Índice Alfa Total El índice alfa total se utiliza normalmente como un método para establecer la presencia de trazas radioactivas (emisores alfa) en muestras de agua. El Real Decreto 140/2003 establece los criterios sanitarios para aguas de consumo, y en particular establece que la concentración máxima para este parámetro es de 0,1 Becquereles por litro (Bq/l = 100 Bq/m3). Por lo tanto TODA AGUA de CONSUMO que supere este valor de concentración NO será APTA para el CONSUMO HUMANO. El Consejo de Seguridad Nuclear (CSN), máxima autoridad nacional en el ámbito radiológico presente, ha establecido una Guía de seguridad (nº 7.7, 1994). En ella establece que si el índice alfa total determinado en agua supera el valor límite de 0.1 Bq/l, se deberá realizar una investigación para determinar los radionúclidos (emisores alfa) que contribuyen a este índice. Los principales radionúclidos naturales que emiten partículas alfa en el agua son: Po-210, Ra-226, Th-232, Th-230, Ra-224, U-234, U238 y los no naturales Pu-239 y Am-241. Aunque el gas radioactivo radón, comúnmente presente en aguas subterráneas, es también un emisor alfa, el índice alfa total no considera la contribución de este radionúclido. Esto se debe a que el método de preparación de las muestras elimina dicho contenido. La determinación del contenido de radón disuelto en agua requiere la utilización de un método alternativo de medida.

b) Índice Beta Total – índice Beta Resto El índice beta total se utiliza normalmente como un método para establecer la presencia de trazas radioactivas (emisores beta) en muestras de agua. El índice beta resto se define como el índice Beta total menos las concentraciones de 40K y tritio. Al igual que con el índice alfa total, los índices beta total y beta resto no incluyen la contribución del radón (en este caso de sus descendientes de vida corta). Esto es debido al método de preparación de las muestras, el cual elimina cualquier contribución de estos radionúclidos. En el R.D. 140/2003, se establece también una concentración máxima para el índice Beta resto en agua de consumo humano. El valor máximo para este parámetro es de 1Bq/l (1000 Bq/m3). Por lo tanto TODA AGUA de CONSUMO que supere este valor de concentración NO será APTA para el CONSUMO HUMANO. La Guía de seguridad del CSN indica, al igual que con el índice alfa total, que, cuando el índice Beta resto supera la concentración de 1 Bq/l, se debe realizar una investigación para determinar el contenido de aquellos radionúclidos (emisores beta) que contribuyen a dicho índice. Los principales radionúclidos naturales que emiten

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partículas beta en el agua son: 3H, 40K, 210Pb y los no naturales 90Sr, 89Sr, 131I, 134Cs, 137Cs, 60Co y 58Co. c) Dosis Indicativa Total (TID) Otro parámetro radiológico de gran importancia recogido y regulado por la legislación vigente en relación con el consumo de agua es la Dosis Total Indicativa (TID). Este parámetro corresponde a la dosis efectiva resultante de una incorporación, durante un año, de todos los radionúclidos naturales y artificiales detectados en una distribución de agua, excluyendo el radón y sus descendientes de vida corta. Según la Guía nº 7.7 del CSN, el nivel de investigación corresponde al valor de concentración de radionúclidos que diese lugar a una dosis efectiva de 0.05 mSv/año por ingestión de agua (estimando un consumo de 730 litros/año). Si la ingestión de agua ocasionara una dosis superior a 0.5 mSv/año, se deberá notificar a la autoridad competente de ello. Si se alcanzara el valor de 1 mSv/año (límite máximo establecido por el R.D. 140/2003), se deberían adoptar medidas correctoras (CSN 1994), ya que esta dosis significa un aumento en el riesgo de desarrollar cáncer o defectos congénitos severos de 1/10000 para toda la población (Guidelines for drinking-water quality, WHO 2006).

d) Índice alfa y beta total Para la determinación de estos parámetros se utilizan los procedimientos establecidos por el Consejo de Seguridad Nuclear, los cuales están publicados en la Colección de Informes Técnicos 11.2004 y 11.2005. En resumen, los índices alfa y beta total se determinan preparando las muestras por evaporación del agua en medio ácido en planchetas de acero inoxidable. Una vez pasados un mínimo de 4 días tras la preparación, se miden las muestras en las planchetas preparadas con un contador proporcional de bajo fondo con flujo de gas. Seguidamente, se determina nuevamente el índice alfa total en las planchetas, pero esta vez con un detector de centelleo sólido de SZn, el cual proporciona resultados más precisos cuando las actividades son bajas (<50 Bq/l).

e) Índice beta resto Siguiendo los protocolos del CSN (Procedimiento del Consejo de Seguridad Nuclear publicado en la Conexión de Informes Técnicos 11.2004 y 11.2005), el índice beta resto se calcula substrayendo el contenido de 40K al resultado obtenido para el índice beta total. El contenido de 40K se calcula, por ejemplo, determinando el contenido de potasio en el agua por Espectrometría de Absorción Atómica de Llama.

f) Uranio Las concentraciones de los isótopos de uranio se determinan por espectrometría alfa después de realizar la purificación de las muestras, mediante el uso de resinas de intercambio iónico. Se utiliza un patrón certificado de U-232 como trazador radioquímico. Los volúmenes de agua que se utilizan para la determinación de los distintos radionúclidos son, de promedio:

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Tabla B27. Volúmenes de agua utilizados en la determinación de radionúclidos. Determinación Índices alfa total, beta total y beta resto U y Th Volumen total utilizado

Volumen utilizado (l) 0.2-0.5 1.00 1.5

5. Localización de fuentes para el suministro de agua en Canarias El agua para consumo humano en Canarias se obtiene, por orden de mayor a menor importancia de las siguientes fuentes:

• • • •

Galerías subterráneas Pozos Plantas desalinizadoras Agua de lluvia

La localización geográfica de estas fuentes se encuentra accesible a través de los informes de los Consejos Insulares de Aguas.

6. Estado actual de las tecnologías de eliminación a nivel mundial Las tecnologías para la eliminación de emisores radiactivos en aguas de forma que puedan alcanzarse valores de los parámetros radiológicos del agua inferiores a los establecidos en la reglamentación vigente, se centran en el uso de procedimientos físico-químicos. La presencia de sustancias radiactivas es una de las causas de que las aguas de consumo no alcancen los estándares de calidad establecidos. El Consejo de Seguridad Nuclear propone en un informe sobre potabilización radiológica de aguas la aplicación, cuando sea necesario, de una serie de procedimientos de eliminación de radionucleidos compatibles con las tecnologías empleadas actualmente para realizar la potabilización del agua que se suministra a los núcleos urbanos. Los rendimientos alcanzables en la eliminación varían entre el 70 y el 100% dependiendo del radionucleido considerado y la técnica utilizada. El exceso de radiactividad es una de las causas de que las aguas de consumo no alcancen los estándares de calidad establecidos. Tal exceso puede ser resultado de la presencia en cantidades anómalas de tanto radionuceidos naturales como artificiales. Las aguas que presentan este estado pueden ser utilizadas sin embargo tras un proceso de separación de radionucleidos, también denominado potabilización radiológica. La propuesta del Consejo de Seguridad Superior es abordar la potabilización radiológica mediante una serie de modificaciones fácilmente incorporables a los principales tipos de procedimientos de potabilización existentes. Se persigue mejorar la capacidad que los procedimientos de potabilización poseen en sus condiciones óptimas de trabajo, para producir la eliminación de los radionucleidos naturales existentes disueltos en los recursos hídricos así tratados o de los potencialmente incorporables a las aguas, para el caso de los de origen artificial. Como resultado de los tratamientos se buscan rendimientos en la separación tan altos como sean posibles, o al menos que reduzcan la presencia de radionucleidos que conviertan al agua tratada en apta para el consumo humano, tanto desde el punto de vista radiológico, como por lo que a sus otros parámetros físicoquímicos y organolépticos se refiere. Se proponen una serie de posibles actuaciones que deben ser rápida y fácilmente implementables en las estaciones de tratamiento de aguas potables, en el supuesto de

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que se detecte que el agua bruta utilizada contiene una concentración radiactiva superior a los niveles señalados por la autoridad sanitaria. Las propuestas de actuación descritas son las siguientes: En el caso de aguas que contienen actividades significativas para el uranio y/o el radio, se propone un tratamiento de potabilización, calificable de estándar, en el que controlando las condiciones en las que éste se efectúa, se obtienen unas aguas, que además de ser química y organolépticamente potables, han reducido notablemente su contenido radiactivo natural, de forma que se produce una disminución media en la dosis debida a su ingesta del 90%. En el caso de aguas que contienen actividades significativas para radionucleidos artificiales, se propone así mismo un tratamiento de potabilización, calificable de estándar, en el que controlando las condiciones en las que éste se efectúa, se obtienen unas aguas, que además de ser química y organolépticamente potables, pueden llegar a reducir notoriamente dichas actividades. Concretamente, se deduce, a partir del estudio efectuado para el americio, que los transuránicos son eliminados del agua en su práctica totalidad para un amplio rango de condiciones en las que llevar a cabo los tratamientos de potabilización. Por su parte, la eliminación conjunta de los productos de fisión presentes, centrando la atención al respecto en este estudio en el cesio y el estroncio, requiere controlar las condiciones en las que se efectúa dicho tratamiento, siendo finalmente eliminables en el proceso de filtración y obteniendo soluciones calificables de excelentes con el uso de filtros bicapa. Dado los buenos resultados obtenidos, tanto para radionucleidos de origen natural como artificial al aplicar los tratamientos propuestos, se produce un desplazamiento de dichos contenidos radiactivos, desde las aguas a los fangos generados durante los citados tratamientos, de forma tal que éstos últimos pueden incorporar concentraciones radiactivas tales que no es posible gestionarlos de manera tradicional. Por este motivo, se han identificado las formas químicas en las que en cada caso se alojan los diferentes radionucleidos en los fangos producidos, posibilitando el deducir el método menos agresivo por el que éstos pueden ser extraídos, para su posterior concentración y adecuada gestión y en consecuencia, para poder aplicar a la fracción remanente de los fangos los usos tradicionales de gestión. Sin embargo, debe señalarse que con las soluciones encontradas no se cubre la totalidad de la problemática existente relativa a la presencia radiactiva en las aguas de consumo, ya que no todos los abastecimientos disponen de una planta para el tratamiento del agua antes de su consumo. En particular, en muchas zonas con contenidos elevados de radionucleidos naturales en sus suelos, existen con frecuencia un significativo número de pequeñas poblaciones dispersas, en las que no existen plantas de tratamiento de las aguas para su potabilización y, en el mejor de los casos, las tratan con una simple cloración antes de su consumo. Por ello, recientemente se ha abordado este problema, analizando cuál sería el medio más adecuado para realizar la descontaminación de las aguas en tales supuestos. Por otra parte, hasta la fecha tampoco se ha podido desarrollar la tecnología específica necesaria para la implementación de los procedimientos desarrollados en plantas reales de tratamiento del agua bruta.

7. Estado actual de las tecnologías de eliminación de contenido radiactivo en aguas de consumo humano en Canarias En Canarias, hasta el momento presente (Septiembre de 2010) no se ha instaurado ningún procedimiento para proceder a la reducción del contenido radiactivo en las aguas de consumo humano. En el informe perteneciente a la colección de Informes técnicos del Consejo de Seguridad Nuclear núm 18.2007 titulado “Potabilización radiológica del agua de

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consumo humano” se indican los métodos apropiados a seguir, según el organismo regulador, para alcanzar el objetivo de que las aguas usadas para consumo humano que vengan afectadas desde su producción por contenidos radiactivos que les hagan superar los límites establecidos puedan bajar hasta los valores aceptables para el consumo humano.

8. Necesidades futuras de investigación Dada la situación anterior, se comprende que es necesario poner en marcha procedimientos basados en la investigación para hacer que pueda utilizarse como agua de consumo las obtenidas en fuentes que ocasionan, naturalmente, unos valores de parámetros radiológicos superiores a los permitidos en la legislación actualmente vigente para el agua de consumo humano.

9. Referencias Informe número 11.2004 del Consejo de Seguridad Nuclear (Colección de Informes Técnicos): “Procedimientos de determinación de los índices de actividad beta total y beta resto en aguas mediante contador proporcional”. (2004) Informe número 11.2009 del Consejo de Seguridad Nuclear (Colección de Informes Técnicos): “Procedimiento para el muestreo, recepción y conservación de muestras de agua para la determinación de la radiactividad ambiental” (2009). Guía de Seguridad nº 7.7 del Consejo de Seguridad Nuclear: “Control radiológico del agua de bebida” (1990). Informe número 18.2007 del Consejo de Seguridad Nuclear (Colección de Informes Técnicos): “Potabilización radiológica del agua de consumo humano” (2007). R.D. 140/2003, de 7 de febrero por el que se establecen los criterios sanitarios de la calidad del agua de consumo humano. B.O.E. núm 045 de 21/02/2003. Directiva 98/94/CE del Parlamento Europeo y del Consejo de 20 de noviembre de 1998. Organización Mundial de la Salud: “Guidelines for drinking water Quality” (2006).

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BORO 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9.

Introducción Química del Boro Normativa aplicable Localización en las islas Estado actual de las tecnologías de eliminación a nivel mundial Evaluación de las tecnologías de eliminación Estado actual de la tecnologías de eliminación en Canarias Necesidades futuras de investigación Referencias

1. Introducción Actualmente existe una preocupación creciente por la obtención de agua potable, lo que se debe a que en muchas comunidades el crecimiento de la población y la consecuente demanda excede notablemente los recursos hídricos disponibles. Además, los recursos considerados como convencionales (lagos, ríos o aguas subterráneas) son normalmente sobreexplotados y, como consecuencia, tanto la disponibilidad como la calidad de estos recursos disminuyen con el tiempo. En este contexto, la desalinización de agua de mar ha llegado ser un recurso alternativo de gran importancia para la producción de agua, desarrollándose el proceso de desalinización térmica en los últimos 60 años y aplicándose procesos de separación con membranas desde hace 40 años. Dentro de los procesos de separación por membrana, la ósmosis inversa es la tecnología más utilizada, alcanzando en la actualidad un 44% de producción mundial de agua desalinizada y representando la tecnología implantada en el 80% de las instalaciones (Greenlee et al., 2009). Actualmente, las membranas de ósmosis son capaces de retener más del 99% de las sales (Bates y Cuozzo, 2000; Brehant et al., 2003; Reverter et al., 2001); e incluso bajo condiciones normales de operación (32,000 mg/l NaCl, 5.5 MPa, 25 ºC, pH 8,8) pueden alcanzar retenciones del 99,7-99,8% (Hydranautics, 2007). Sin embargo, existen algunos componentes del agua de mar para los cuales la tasa de retención no es tan elevada. Este es el caso del boro, una molécula inorgánica que puede presentar efectos nocivos sobre el hombre y los cultivos (Desotelle, 2001; Magara et al., 1998). La normativa sobre calidad de aguas de abastecimiento a las poblaciones, en lo referente al boro, es cada vez más restrictiva (Glueckstern y Priel, 2003, 2007; SauvetGoichon, 2007). La Organización Mundial de la Salud (OMS) ha establecido recientemente como valor guía provisional una concentración de boro de 2,4 mg/l en aguas para abastecimiento a la población (OMS, 2009). En el caso de la normativa nacional (RD 140/2003), que es transposición de la europea (Directiva 98/83/CE del Parlamento Europeo y del Consejo sobre agua destinada al consumo humano), se recoge un valor paramétrico de 1 mg/l. Asimismo, es ampliamente conocido en efecto tóxico del boro sobre los cultivos, donde la tolerancia suele estar comprendida entre 0,3 y 4 mg/l según el tipo de cultivo, lo que puede condicionar el uso de aguas con un alto contenido en boro para el riego agrícola. El boro, en el agua de mar, suele estar presente como ácido bórico B(OH)3 y típicamente se encuentra en una concentración comprendida entre 4,5 y 6 mg/l, dependiendo de la situación geográfica y de las condiciones ambientales (Gaid y Treal, 2007; Glueckstern y Priel, 2003; Magara et al., 2000). En las aguas del archipiélago Canario estos valores están normalmente comprendidos entre 4,5 y 5 mg/l. Debido a su relativamente alto valor de pKa (9,2 para agua potable; 8,5 para agua de mar), no se

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disocia en iones a valores de pH ácidos o neutros. Como consecuencia, la tasa de eliminación mediante el proceso de ósmosis inversa no es suficientemente elevada.

2. Química del Boro El boro es un elemento que está presente en más de 80 minerales, constituyendo el 0.001% de la corteza terrestre y ocupando el puesto 51 en la lista de los elementos más comunes de la corteza terrestre. El boro se encuentra en el ambiente combinado principalmente con oxígeno, en compuestos llamados boratos. Algunos boratos comunes son: el ácido bórico, el tetraborato de sodio (bórax) y el óxido de boro. Está presente en rocas ígneas (granito, pegmatita, basaltos), sedimentarias y metamórficas (esquistos). Generalmente, en el agua, el boro se encuentra como ácido bórico en forma no disociada. Las emisiones volcánicas son ricas en ácido bórico y trifluoruro de boro, por lo que las aguas de zonas volcánicas presentan concentraciones más elevadas. De forma natural, está presente en el agua de mar entre 4,5 y 6 mg/l. Los compuestos de boro, principalmente el ácido bórico y el borato sódico, se utilizan en la elaboración o preparación de desinfectantes, medicamentos, vidrio, esmaltes, cosméticos, papel, cuero, telas, pintura, detergentes, ablandadores, etc., y en industrias de procesado de la madera. Ambos compuestos se utilizan como insecticidas, fertilizantes de suelo y fungistáticos en vegetales. Además, el bórax se emplea como agente blanqueante. Para entender el comportamiento del boro en disolución acuosa, es suficiente con considerar el siguiente equilibrio: B(OH)3 + H2O ↔ B(OH)4- + H+ con un pKa ≈ 9,2

[11]

El agua de mar presenta habitualmente un pH entre 7 y 8, y en este rango habrá en el medio acuoso mayor presencia de la especie no disociada, B(OH)3. A pH<7 el equilibrio antes indicado se ve desplazado hacia la izquierda, siendo la especie predominante el B(OH)3 en su forma molecular. Debido a la ausencia de cargas iónicas, el hidróxido bórico no tiende a rodearse de moléculas de agua, lo que se traduce en un tamaño menor de molécula, y por lo tanto, un menor rechazo por parte de la membrana de ósmosis. El B(OH)3 pasa con facilidad a través de las membranas de ósmosis inversa formando puentes de hidrógeno con los grupos activos de la membrana, difundiéndose de forma similar al ácido carbónico o el agua. En condiciones básicas, a pH>8, los equilibrios se desplazan hacia la derecha, con un aumento de las formas ionizadas. La forma disociada se encuentra completamente hidratada, presentando un radio mayor y más carga negativa, lo que se traduce en un rechazo mayor por parte de la membrana.

2.1

La toxicidad del boro.

Hasta 1980 no se consideró al boro como un elemento esencial. Investigaciones realizadas a partir de ese año indicaban que lo era, relacionándolo con el metabolismo del calcio, fósforo, magnesio y colecalciferol y, por lo tanto, se le adjudicó un papel potencial como inhibidor de la osteoporosis. Los pocos estudios sobre personas que se han realizado han mostrado que una exposición a corto plazo al boro puede causar irritación en los ojos, las vías respiratorias

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superiores y de la nasofaringe (EPA, 2008). Sin embargo, esta irritación desaparece cuando cesa la exposición. Los estudios de exposición al ácido bórico o bórax a corto y a largo plazo, realizados en animales de laboratorio, han demostrado que el aparato reproductivo masculino se ve afectado por la toxicidad del mineral, observándose lesiones testiculares en ratas, ratones y perros (NTP, 1987; Ku et al., 1993). No obstante, los ensayos de mutagenicidad realizados ponen de manifiesto que ni el ácido bórico ni el bórax son genotóxicos (NTP, 1987). Igualmente, en estudios a largo plazo en perros y ratas no se ha detectado un incremento en la incidencia de tumores. El boro está presente en los alimentos, siendo las principales fuentes el café, el vino, las manzanas, las peras, la mantequilla de maní, el maní, las uvas, el jugo de naranja, las ensaladas, los plátanos y el brócoli. La ingesta diaria admisible (IDA) se estima en 0,2 mg/kg de masa corporal. Si se asigna una contribución, por parte del agua del agua de consumo, al IDA en un 40% y se asume un adulto de 60 kg que consume 2 litros de agua por día, el valor guía es 2,4 mg/l (OMS, 2009).

2.2

Metodologías de análisis de boro.

La normativa nacional vigente sobre calidad de aguas de consumo (RD 140/2003) no determina un método de análisis específico. No obstante, se dispone que el método para la determinación de boro tenga como mínimo un límite de detección de 0,1 mg/l y sea capaz de medir concentraciones iguales al valor paramétrico (1 mg/l), con la exactitud y precisión especificadas (0,1 mg/l). En la Tabla B28 se muestra un resumen de las metodologías de análisis empleadas para la determinación de boro en muestras de agua potable. Tabla B28. Comparación de los métodos de análisis de boro (De la Fuente-García-Soto, 2000) Método Espectrofotometría Cúrcuma Carmín

Sensibilidad

Rango (mg/l)

Selectividad

Precisión

Alta

0,1-1

Media

2-4%

Media

0,1-10

Alta

Costes MedioBajo MedioBajo Bajo MedioBajo

Azometina H

Alta

0,02-5

Alta

1-4%

Azul de metileno

Alta

0,02-0.8

Alta

Ác. cromotrópico

Alta

0,001-1

Alta

Rojo de alizarina

Alta

0,02-1

Alta

1-3%

Baja Baja

2-400 0,010

Alta Alta

5-15% -

Medio Alto

Fluorimetría

Absorción atómica Llama Electrotérmica Espectrofotometría de emisión ICP-OES, ICP-MS Espectrometría de masas

MedioAlto MedioAlto

Media

1-50

Alta

3-10%

Medio

Muy Alta

0,005-50

Alta

<1%

Alto

Alta

0,06

Alta

Alto

ICP-OES: espectroscopia de emisión óptica de plasma acoplado inductivamente ICP-MS: espectroscopia de masas de plasma de acoplado inductivamente

De todos los métodos enumerados en la tabla anterior, solamente la espectrofotometría con curcumina y la ICP (plasma acoplado por inducción) son considerados métodos normalizados para el análisis del boro en agua.

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Para la determinación de boro en agua potable, la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos (EPA) ha publicado el Método 200.7 para la determinación de elementos traza en agua potable mediante espectroscopia de emisión óptica de plasma acoplado inductivamente, ICP-OES (EPA, 2003). En España se ha desarrollado la norma UNE-EN-ISO 11885:2010, aplicando esta misma metodología para la determinación de boro en muestras de agua. Este método se basa en la vaporización, disociación, ionización y excitación de los diferentes elementos químicos presentes en una muestra en el interior de un plasma. El límite de detección del método alcanzado con esta metodología para el boro es de 0,3 µg/l. Esta metodología es la que se aplica con mayor frecuencia en los laboratorios acreditados para el análisis de agua potable ya que además de presentar una alta sensibilidad, no presenta interferencias con otros elementos presentes en las muestras de agua. Otros métodos que tradicionalmente se han empleado para la determinación de boro en muestras de agua potable son los métodos espectrofotométricos basados en las reacciones colorimétricas del boro con la azometina H, la cúrcuma y el carmín. Por lo general, estas metodologías presentan menor sensibilidad y selectividad que los métodos basados en la ICP. El método de la espectrofotometría con cúrcuma presenta algunas interferencias con el NO3- y Ca2+.

3. Normativa aplicable El Real Decreto 140/2003, de 7 de febrero, establece los criterios sanitarios de la calidad del agua de consumo humano, trasponiendo la Directiva 98/83/CE del Consejo de 3 de noviembre de 1998. La propia norma reconoce que dada la importancia de este tema para la salud humana, es necesario el establecimiento a escala nacional de criterios de calidad del agua de consumo humano. El parámetro boro no se considera excepcionable, por lo que es de obligado cumplimiento su adecuación al valor de 1 mg/l, ya que no se consideran las solicitudes de excepción derivadas de la inadecuada gestión o ejecución de los procesos de producción de agua destinada al consumo humano, o las relativas a incumplimientos de los valores paramétricos de compuestos que puedan ser corregidos optimizando dichos procesos. En la Tabla 29 se muestran los valores de referencia para los niveles de boro en aguas de consumo en las directrices de calidad de los países y organizaciones que se indican a continuación. Tabla B29. Valores de referencia para la contaminación de boro en aguas de consumo. Valor 2,4 mg/l 1 mg/l 4 mg/l 5 mg/l

Tipo de valor Valor Guía Valor máximo Valor máximo Valor máximo

Referencia OMS, 2009 Real Decreto 140/2003 Australia, 2004 Canadá, 1990

4. Localización en las islas 4.1

Antecedentes en Canarias.

No se disponen de antecedentes relativos al boro en el agua de consumo humano en la Comunidad Autónoma de Canarias, ya que no era un parámetro de obligada determinación (no se disponía de concentración máxima admisible) según la derogada Reglamentación Técnico Sanitaria para el abastecimiento y control de calidad de las aguas potables para el consumo público (RD 1.138/1990 de 14 de Septiembre).

136

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4.2

Localización en las Islas Canarias.

A pesar de que Canarias sea una zona volcánica, no se tiene conocimiento de la presencia de un exceso de boro en las aguas subterráneas de las islas. En cambio, tal y como se ha comentado anteriormente, la otra fuente de agua de consumo que poseen las islas procede de la desalinización de agua de mar. En la Tabla 30 se presentan los datos de la demanda de agua para abastecimiento público (urbano y turístico) en las distintas islas. Los datos se han agrupado en función del origen del recurso (subterránea, superficial y desalada). Tabla B30. Demanda de agua para abastecimiento público (urbano y turístico) en función del origen del recurso. Aguas para abastecimiento público (incluyendo uso turístico) Aguas Aguas Aguas desaladas subterráneas superficiales Referencia Volumen Volumen Volumen % % % 3 3 3 (hm /año) (hm /año) (hm /año)

Isla

Fuerteventura

5,44

100

EGDHF, 2008

Lanzarote

10,22

100

EGDHL, 2008

18,4

2,2

55,9

EGDHGC, 2009

Gran Canaria Tenerife

[1]

100,4

87,4

0,14

0,1

14,33

12,5

EGDHTF, 2008

La Palma[2]

67,9

4,2

EGDHLP, 2009

El Hierro[3]

1,21

0,35

PHIH, 1999

La Gomera[4]

11,1

76,6

3,4

23,4

DMAC, 2005

[1] [2] [3] [4]

Incluyendo en abastecimiento: urbano-turístico, industrial y otros usos. Se incluye el agua destinada a riego, estimada en 63,2 hm3/año. Previstos en el Plan Hidrológico de 1999 para el 2006. Se incluye el agua destinada a riego, estimada en 8,7 hm3/año.

De manera general, la distribución por origen se ha realizado en función de los datos que aparecen en los respectivos Estudios Generales de Demarcación Hidrográfica de las distintas islas. Para el caso del Hierro se ha acudido a los datos recogidos en el Plan Hidrológico Insular. Los datos de la Tabla 30 muestran el conocido papel primordial de las aguas de mar desaladas en las islas orientales (Fuerteventura, Lanzarote y Gran Canaria), donde aportación de este tipo de agua a la demanda global de abastecimiento supone más de 70%. En estas islas es donde la problemática del boro tendrá una importancia capital y se requieren actuaciones correctoras para poder ajustarse a la normativa vigente. Por el contrario, en las islas de Tenerife y el Hierro, el problema aparece en aquellas zonas concretas abastecidas con aguas de mar desaladas. Normalmente estas zonas no se abastecen únicamente con este recurso (se suele suministrar mezclas con aguas subterráneas) por lo que normalmente la concentración de boro en el agua de abasto no suele ser importante. Finalmente, las islas de la Palma y la Gomera, al no tener aguas desaladas, no presentan este problema. Hasta la fecha, el episodio más conocido sobre la contaminación de boro en el agua de consumo tuvo lugar en el año 2009 en Las Palmas de Gran Canaria. Según el comunicado de la empresa responsable (EMALSA, 2009), el nivel de boro en el agua de consumo alcanzó valores de 1,9 mg/l en el año 2006 y con la infraestructura de tratamiento que se disponía en esos momentos no era posible reducir la concentración de boro dentro de los límites establecidos por el RD 140/2003. Estos niveles han ido disminuyendo con el tiempo a medida que la empresa suministradora ha modificado

137

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parte de su tecnología principalmente la sustitución de membranas por otras específicas para el boro (Manantial, 2009). 5.

Estado actual de la tecnología a nivel mundial

Entre las diversas tecnologías existentes para la eliminación de boro, cabría destacar: la coagulación/electrocoagulación (Yilmaz et al., 2005; Yilmaz et al., 2007a; Yilmaz et al., 2007b), la adsorción (Öztürk y Kavak, 2003), el intercambio iónico (Beker et al., 1996), la diálisis Donan (Ayyildez y Kara, 2005), la electrodiálisis (Yazicigil y Öztekin, 2006) y la ósmosis inversa (Özturk y Kavak, 2008). Como se ha visto previamente, la problemática relacionada con la presencia de boro en aguas para consumo humano y para riego está asociada normalmente al proceso de desalinización de agua de mar. Por ello, entre las tecnologías de eliminación, este informe se centrará en la ósmosis inversa, en sus posibles configuraciones, y en el acoplamiento de un proceso de afino (se estudiará la aplicación de las resinas de intercambio iónico) como postratamiento del agua producto de la ósmosis inversa. El proceso de ósmosis inversa (OI) consiste circular agua salada a una presión superior a la presión osmótica generada por las sales presentes en el agua. La diferencia de presión lleva al agua a pasar a través de la membrana en sentido opuesto a fenómeno natural de ósmosis (movimiento de las moléculas de agua de una solución de baja concentración a una de alta concentración), mientras que las sales son retenidas y concentradas. Las condiciones normales de operación, los tipos de configuraciones del proceso, los consumos y los costes de esta tecnología han sido descritos en numerosos estudios (por ejemplo, Greenlee et al., 2009) Dado el creciente interés originado por la presencia de boro en las aguas de abastecimiento o de riego, en los últimos años se han publicado diversos trabajos que analizan los factores que afectan a la eliminación de boro por las membranas de OI. Es particularmente interesante el estudio realizado por el Instituto Tecnológico de Canarias (ITC) (Rodrigo y Peñate, 2007), el cual se ha desarrollado posteriormente de forma conjunta con la Universidad de Las Palmas de Gran Canaria (ITC y ULPGC, 2009), presentando diferentes alternativas tecnológicas para disminuir la concentración de boro en el agua obtenida mediante OI. El problema de la eliminación de boro reside en que las membranas de ósmosis convencionales sólo retienen el 75-80% del boro durante una operación normal. Para una concentración inicial de 4,5 mg/l en el agua de mar, con una tasa de eliminación del 80% y una recuperación del 45%, el boro presente en el agua producto será de 2,0 mg/l. Esta concentración es del doble de la permitida en la mayoría de las normativas de calidad (0.3–1.0 mg/l). Es cierto que al aumentar el pH se alcanza una mayor retención de boro, pudiéndose llegar a un 98-99% a pH 11 (Glueckstern y Priel, 2003; Magara et al., 1998). Sin embargo, este aumento de pH puede ocasionar la precipitación de sales y fenómenos de incrustaciones en la membrana (deposición de precipitados de sales en la superficie de la membrana). Como consecuencia, una de las posibles soluciones es la eliminación de boro mediante un proceso de ósmosis inversa de varios pasos, donde en el primero se eliminen las sales (a bajo valor de pH) y en un segundo paso (a mayor pH) se alcance una elevada eliminación de boro (Glueckstern y Priel, 2003; Sauvet-Goichon, 2007; Wilf y Bartels, 2004). En los últimos años, las compañías suministradoras de membranas han desarrollado membranas de ósmosis inversa con un grado de retención de boro de 9095%. Sin embargo, la mayoría de las plantas han tenido que modificar el proceso para obtener una mayor eliminación de boro mediante un postratamiento del permeado con resinas de intercambio iónico o la adición de sucesivos pasos (2 o 3) de filtración, en ocasiones, con ajuste del pH, a una parte del permeado.

138

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5.1

Membranas de alto rechazo al boro.

En la Tabla 31 se recoge un resumen de las características técnicas de las membranas comerciales de alto rechazo que habitualmente se emplean para la eliminación del boro en el agua de mar. Tabla B31. Características técnicas de las membranas de alto rechazo de boro en agua.

Producto FILMTEC SW30XHR-440i FILMTEC SW30HRLE-440i FILMTEC SW30XHR-400i FILMTEC SW30HR-370/34i TORAY TM820V-400 TORAY TM820S-400 HYDRANAUTICS SWC4B MAX HYDRANAUTICS SWC4B

Área nominal (m2) 41 41 37 34,4 37,2 37,2 40,8 37,2

Caudal de permeado (m3/d) 25 31 23 24 28,3 28,3 24,6 27,6

Rechazo de sales (%) 99,82 99,80 99,80 99,75 99,5 99,5 99,8 99,8

Rechazo de B (%) 93 92 93 91 92 90 95 95

Los nuevos estudios sobre membranas se fundamentan en diferentes aspectos: reducir la afinidad de la membrana con el boro, estrechar la estructura molecular (poros menores) para la expulsión por tamaño de la molécula de ácido/hidróxido bórico y obtener un mayor flujo.

5.2

Diseño de varios pasos de ósmosis inversa con agua de mar.

La recuperación de agua en el proceso de ósmosis inversa se maximiza operando con único paso, obteniéndose para unas condiciones típicas de operación un 30-45% (Greenlee et al., 2009). Sin embargo, en las ocasiones en las que se requiere una mayor calidad en el permeado, como el caso de una mayor eliminación de boro, es necesario añadir sucesivos pasos. En estos pasos de afino se opera con porcentajes de recuperación superiores (85-90%), por lo se disminuye ligeramente el porcentaje de recuperación global respecto al proceso en un único paso (Sanz et al., 2007). Existen diferentes opciones de diseño de un proceso “multi-paso” de ósmosis. El más simple consiste en el de dos pasos donde en el primero se opera a alta presión con membranas de ósmosis para tratamiento de agua de mar (SW), seguido de varias etapas de afino a baja presión y con membranas de aguas salobres (BW). La planta de Fujairah3, en Arabia Saudita, opera con esta configuración obteniendo una recuperación global en planta del 41% (43% en primer paso y 90% en segundo paso) tratando una alimentación con 38,000-38,500 mg/l STD4 y obteniendo un permeado con 75-120 mg/l STD (Sanz et al., 2007). En las Figuras B30 y B31 se muestran un diagrama de flujo simplificado de la planta y dos fotografías de la planta, respectivamente.

La planta de Fujairah es una planta híbrida que combina la tecnología de evaporación multietapa (62,5% de producción) y la ósmosis inversa (37,5 %). La parte de ósmosis tiene una capacidad de 170.500 m3/d. Fue inaugurada a finales de 2001. 4 STD: Sólidos totales disueltos

139

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Permeado STD: 75-120 mg/l SWRO 43%

20%

80% Alimentación STD: 38.500 mg/l

Recuperación global 41% BWRO 90%

BWRO 90%

Rechazo

STD: 65.200 mg/l

SWRO: OI con membranas de agua de mar; BMRO: OI con membranas de aguas salobres.

Figura B30. Diagrama de flujo de la planta de ósmosis inversa de Fujairah, en Arabia Saudita (adaptado de Greenlee et al., 2009). Cada bloque representa un paso de OI.

Figura B31. Fotografías de la planta de ósmosis inversa de Fujairah, en Arabia Saudita (Sanz et al., 2007).

Se pueden encontrar otros diseños multi-paso más complejos, como es el de la planta de Ashkelon5, en Israel. Esta planta utiliza cuatro pasos (configuración en cascada) para tratar agua del mar Mediterráneo con una concentración de STD de 40.700 mg/l (Sauvet-Goichon, 2007). La planta está diseñada para obtener un permeado con una concentración de boro inferior a 0,4 mg/l. Para ello, se modifica el pH del agua entre los distintos pasos. En la Figuras B32 y B33 se muestran un diagrama de flujo simplificado y unas fotografías de la planta, respectivamente. En el primer paso se obtiene una recuperación del 45% con una operación a pH neutro. Además, en este paso se aprovecha la variación en la concentración de STD a lo largo del bastidor, desde la entrada hasta la salida. De esta manera, se recoge como agua producto el permeado obtenido en la zona intermedia del bastidor, mientras que el permeado obtenido en la parte final del bastidor se lleva a los siguientes pasos. En el siguiente paso se aumenta el pH del agua para alcanzar un alto rechazo en boro y se opera a una recuperación del 85%. El rechazo de este paso se lleva a un tercero que también opera una recuperación del 85% pero a bajo pH. El objetivo de este paso es obtener una alta recuperación sin precipitación de sales. No obstante, en este tercer paso la recuperación de boro es mínima, por lo que en un cuarto paso (alto pH, 90% recuperación) se trata el permeado obtenido en el tercer paso. En conjunto, la recuperación global es del 44% y se hace uso de 25.600 membranas de SW y 15.100 membranas de BW, todas de la marca comercial FILMTEC (Sauvet-Goichon, 2007). Este diseño está patentado por IDE Technologies.

La planta de Ashkelon tiene una capacidad de 320.000 m3/d. Fue construida por el consorcio VID Desalination Company compuesto por las empresas IDE Technologies (Israel), Veolia (Francia) y Elran Infraestructures (Israel) e inaugurada a finales de 2005.

140

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SWRO 45%

Alimentación STD: 40.700 mg/l

Permeado STD: <80 mg/l

BWRO 85%. Alto pH

Recuperación global 44% Concentración boro <0,4 mg/l

BWRO 85%. Bajo pH

Rechazo

BWRO 90%. Alto pH

STD: 72.600 mg/l

SWRO: OI con membranas de agua de mar; BMRO: OI con membranas de aguas salobres.

Figura B32. Diagrama de flujo de la planta de ósmosis inversa de Ashkelon, en Israel (adaptada de Greenlee et al., 2009).

Figura B33. Fotografías de la planta de ósmosis inversa de Ashkelon, en Israel (SauvetGoichon, 2007).

5.3 Diseño de dos procesos combinados: OI + Resina de intercambio iónico selectiva. Una alternativa eficaz para la eliminación de boro es la combinación de una primera etapa de ósmosis inversa y una segunda de afino con resinas de intercambio iónico. La eliminación de boro con resinas iónicas específicas se empezó a desarrollar en la década de los setenta, en la eliminación de boratos de los rechazos de procesos en la industria cerámica (Jacob, 2007). El principio del mecanismo de separación consiste en la formación de complejos de boro con alcoholes polihidroxílicos (polioles) para formar ésteres (reacción [12], donde R representa un grupo hidrocarburo). Estos ésteres se

141

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disocian rápidamente adicionando protones al medio, de esta manera, la acidificación producida en el medio permite seguir el avance de la reacción (Power y Woods, 1997).

B(OH)3 + 3ROH ↔

B(OR)3 + 3H2O

[12]

Las resinas utilizadas son de naturaleza catiónica débil, con una N-metil-Dglucamina como grupo funcional, que es extremadamente selectiva al boro por un mecanismo quelante (Figura B34). El grupo posee una amina terciaria cuya función es neutralizar el protón producido en la formación del complejo de tetraborato. Esta neutralización es fundamental para evitar el descenso de pH. En lo referente a los hidroxilos, el grupo funcional posee 5, lo que facilita la formación del complejo y, una vez formado, aumenta su estabilidad. Estas resinas tienen una capacidad teórica de retención de boro en torno a los 0,7-0,7 eq/l. Generalmente eliminan el boro a niveles menores a 0,1 mg/l independientemente de las variaciones de temperatura, de pH o de salinidad. Algunas de las resinas comerciales más empleadas en el mercado se presentan en la Tabla B32.

Tabla B32. Resinas comerciales selectivas al boro. Grupo funcional

Marca Nombre Estructura del polímero comercial Amberlite

PWA10 IRA743

Diaion

CRB01 CRB02

Dowex

BSR-1

Purolite

S108 S110

Poliestireno macroporoso Poliestireno macroporoso Poliestireno macroporosoDVB Poliestireno macroporoso-DVB Poliestireno macroporosoDVB Poliestireno macroporosoDVB Poliestireno macroporoso-DVB

N-metilglucamina N-metilglucamina

Diámetro medio (µm) 300-1200 500-700

N-metilglucamina N-metilglucamina

300-1200 300-1200

>1,2 >0,9

N-metilglucamina

550 ± 50

0,7

N-metilglucamina N-metilglucamina

650 ± 70 600 ± 100

0,6 0,8

Capacidad (eq/l) >0,7 0,7

DVB: Divinil benceno

Esta opción es más habitual en el tratamiento de aguas salobres donde se requiera una elevada eliminación de boro. Glueckstern y Priel (2007) han propuesto un posible diseño para el proceso basado en un diseño de ósmosis inversa en tres etapas (Figura B35). En este diseño una parte del permeado de la segunda etapa y todo el permeado de la tercera se pasan a través de la resina de intercambio.

Figura B34. Complejo formado entre el ácido bórico y el grupo N-metil-D-glucamina de la resina (Jacob, 2007).

La primera planta que ha utilizado resinas de intercambio está situada en el desierto de Negev, Israel, y se inauguró en mayo de 2006 (Jacob, 2007).

142

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SWRO

BSR BSR

BWRO

SWRO: Ósmosis inversa con membranas de agua de mar. BMRO: Ósmosis inversa con membranas de aguas salobres. BSR: Resinas de intercambio iónico.

Figura B35. Posible diseño de un proceso híbrido de OI y resinas de intercambio para la eliminación de boro (adaptado de Greenlee et al., 2007).

Generalmente, la regeneración consiste en dos etapas básicas: la recuperación de boro mediante ácidos (HCl o H2SO4) y la neutralización usando un reactivo básico (típicamente NaOH). El coste de la instalación dependerá del volumen de resina necesario por columna, el número de columnas y las necesidades de regeneración (número de regeneraciones por año y la cantidad de reactivo de regeneración). En una planta de moderada-elevada producción se suelen poner 5-9 líneas y la relación entre líneas operativas/en regeneración suele estar entre 4/1 y 8/1 (Rodrigo y Peñate, 2007).

Evaluación de la tecnología

La mejor tecnología a emplear en cada caso específico debe ser el resultado de un análisis tecnológico y económico. Ese análisis debe contemplar parámetros básicos como la composición del agua de entrada y la concentración de boro requerida en el agua producto. A continuación se valoran los principales esquemas de tratamiento propuestos. Redondo et al. (2003) analizaron, desde un punto de vista económico y técnico, 4 posibles configuraciones (Tabla B33). De los resultados obtenidos se concluye que los costes de desalinización varían en función de la concentración de boro requerida en el permeado; para obtener un agua producto con una concentración de 0,6-1 mg/l el coste se estima en 0,38-0,5 $/m3, mientras que para alcanzar una concentración de 0,3-0,5 mg/l los costes aumentan hasta 0,47-0,6 $/m3.

143

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Tabla B33. Procesos de eliminación de boro en la desalinización de agua de mar (concentración de boro en agua de mar 4-5 mg/, temperatura 18-26 ºC) (adaptado de Redondo et al., 2003). Configuración

Concentración Coste

Diagrama SWRO

1 paso OI

0,8-1,0 mg/l (0,38-0,52 $/m3)

SWRO

2 pasos OI (aumento pH)

0,4-0,5 mg/l (0,45-0,55 $/m3)

BWRO

aumento pH

SWRO

2 pasos OI y resinas

BSR

< 0,4 mg/l (0,50-0,55 $/m3)

BWRO

SWRO

BWRO

Diseño en cascada

< 0,4 mg/l (0,47-0,52 $/m3)

BWRO

SWRO: Ósmosis inversa con membranas de agua de mar. BMRO: Ósmosis inversa con membranas de aguas salobres. BSR: Resinas de intercambio iónico.

Glueckstern y Priel (2003) optimizaron 8 posibles diseños del proceso para minimizar los costes de eliminación de boro. Los menores costes se alcanzan para un proceso híbrido de ósmosis inversa y resinas de intercambio iónico. Sin embargo, esta configuración puede no ser viable en algunas aplicaciones, debido al relativamente elevado contenido en sales del agua producto respecto a un proceso de ósmosis inversa con dos pasos. En un estudio realizado por Bush et al. (2005) se expone una comparación de costes6 entre los sistemas de eliminación de boro en agua de mar. Entre los sistemas estudiados se comparó la utilización de una segunda etapa de ósmosis inversa con membranas de aguas salobres (BW) y la aplicación de resinas de intercambio iónico. El análisis de costes de operación7 mostró unos costes energéticos superiores en la OI (un 6

El modelo de coste asume 20 años de vida útil del proyecto y un interés fijo del 6%. Excluye costes de obra civil, instalación mecánica y eléctrica, gastos de personal y generales, así como seguros. 7

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26% superior) y unos mayores costes de reactivos en proceso con resinas (un 21% superior). En la Tabla B34 se muestran las ventajas y limitaciones de ambos procesos (Bush et al., 2005) Tabla B34. Ventajas y limitaciones de las segundas etapas de tratamiento más habituales para la eliminación del boro (Bush et al., 2005) 2ª Etapa de OI Ventajas

Producto con menor salinidad (STD)

Limitaciones Mayor concentración de salida, necesita mayor tratamiento del permeado Influenciado por la temperatura del agua Pérdidas de recuperación de la primera etapa Operación más complicada: multietapas, dosis ácidas/básicas/antiincrustantes y control hidráulico más complejo Ajuste de pH y coste de antiincrustante Coste energético elevado

Resina selectiva de boro Ventajas Concentración de boro de salida muy baja que permite mezclas con el permeado de la primera etapa Mayor recuperación del permeado de la primera etapa Menor corriente de residuos Independiente de la temperatura del agua No libera tanta basicidad, menor alcalinización Menor consumo de energía Funciona como un filtro de seguridad Limitaciones Manejo de dos tecnologías diferentes en la instalación

Frecuencia de regeneración alta Costes de los químicos de regeneración

Faigon y Hefer (2008), en estudios a escala industrial, han comparado los costes entre un diseño con en dos pasos de OI con recirculación y un diseño en cascada. Los resultados mostraron que el diseño en cascada tiene un menor coste de operación (13% menor, incluyendo consumo energético y coste de reactivos) y una mayor flexibilidad para ajustarse a los cambios temporales de la planta.

Estado actual de la tecnología en Canarias

Como se ha indicado, hasta la entrada en vigor del RD 140/2003 la presencia del boro en las aguas de consumo de Canarias no había sido estudiada ni recopilada, debido a que en la normativa anterior (RD 1.138/1990) no era un parámetro de obligada determinación. A partir de ese momento, todas las plantas de ósmosis inversa que operaban en Canarias comenzaron a aplicar diversas medidas correctoras para obtener un agua producto que cumpliera con los requisitos legislativos. Dentro de las posibles medidas, la mayoría de empresas explotadoras han optado por la sustitución de las membranas convencionales por otras de alto rechazo a boro. Esta medida correctora, si bien no es la mejor desde un punto de vista económico, es la más sencilla desde el punto de vista de operación y mantenimiento. Una de las opciones más interesantes es la utilización de resinas de intercambio, sin embargo, por lo que tienen conocimiento los autores, no hay ninguna planta en Canarias que las utilice. Esto se debe a lo complejo del proceso que implica la construcción y el mantenimiento de los depósitos de almacenamiento de reactivos, la instalación de los sistemas de dosificación y la gestión de los residuos generados. Hay que indicar que para regenerar las resinas es necesario añadir 4 veces el volumen del lecho de resina de una disolución de 0,25 M de HCl y otro volumen igual de 0,25 M de

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NaOH. De esta manera, para un lecho de 10 m3, utilizado para tratar 3.800 m3 de agua con 5 mg/l de B, se necesitan 40 m3 de HCl y 40 m3 de NaOH (Simonnot et al., 2000).

Necesidades futuras de investigación

En la actualidad, la eliminación de boro en las aguas de mar desalinizadas por ósmosis inversa sigue siendo un problema que no está totalmente resuelto. A continuación se detallan algunas de las tecnologías de eliminación, analizando el grado de desarrollo tecnológico y las necesidades de investigación futuras. 8.1. Sucesivos pasos de ósmosis inversa Este proceso está totalmente implantado a escala industrial y la mayoría de los estudios de investigación se han centrado en la influencia de los distintos parámetros de operación sobre la eliminación de boro. Los aspectos más estudiados han sido el efecto del pH o la temperatura sobre la retención de boro por las membranas (Pastor et al., 2001; Taniguchi et al., 2004). También se ha estudiado y optimizado la configuración del sistema y el número de pasos de OI necesarios (Faigon y Hefer, 2008). Asimismo, se han desarrollado modelos matemáticos que permiten analizar la influencia de los principales parámetros de operación (presión, temperatura y pH) sobre la eliminación de boro (Hyung y Kim, 2006). En paralelo a los estudios sobre eliminación se han desarrollado estrategias de operación que permitan reducir los consumos energéticos (Busch et al., 2004; Perov et al., 2003). Sin embargo, existen otros aspectos sobre los que apenas se tiene información como son la influencia de los diferentes tipos de membranas, el estado de envejecimiento de la membrana o la salinidad del agua de alimentación (Oo y Ong, 2010). Como se ha podido observar, se ha realizado un gran esfuerzo para establecer las mejores condiciones de operación y/o configuración del proceso. Sin embargo, el principal inconveniente sigue estando en los elevados costes de operación. Una línea de investigación de gran interés sería el desarrollo de membranas de ósmosis inversa que permitan, en un único paso, la eliminación de sales y boro en las aguas de mar.

8.2. Resinas de intercambio iónico. Este proceso está completamente desarrollado y son varias las resinas comerciales específicas para la eliminación de boro (Dowex, Amberlite, Diaion o Purolite). Las líneas de investigación se han centrado principalmente en cuatro campos: síntesis de resinas, estudios de capacidad de intercambio, análisis del efecto de los parámetros de operación y estudios de regeneración.

a) Síntesis de resinas. A nivel estructural, la eficacia de las resinas depende del tipo de soporte polimérico y de los grupos funcionales. Existen algunos estudios que han demostrado que la modificación del soporte polimérico puede tener un efecto significativo sobre las capacidad de regeneración de la resina (Bicak et al., 2001) o sobre la cinética de intercambio (Wang et al., 2007).

b) Capacidad de intercambio. La cantidad óptima de resina necesaria para la eliminación de boro depende de la capacidad de intercambio en equilibrio. Esta capacidad depende a su vez de la

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concentración de boro en el agua de alimentación y del tipo de resina. Ozturk y Kose (2008) recogieron en sus estudios que la cantidad de boro intercambiada (mg B/g resina) aumentaba con la concentración de boro en el agua de alimentación. Los resultados mostraron que la cantidad de boro retenida en el equilibrio aumentaba desde 5 hasta 15,5 mg B/g resina al aumentar la concentración desde 100 a 1000 mg B/l. En este estudio se propone la utilización de la isoterma empírica de Langmuir para describir el equilibrio del proceso entre la resina y la fase líquida. En relación a la cinética del proceso, se han realizado numerosos estudios proponiendo diferentes modelos empíricos (Kabay et al., 2007; Kabay et al., 2008; Boncukcuoglu et al., 2004). Otros autores han analizado las distintas etapas teóricas que intervienen en el mecanismo global de intercambio, determinando aquella que es las más lenta, y por lo tanto, la que controla la cinética del proceso (Ozturk y Kose, 2008).

c) Parámetros de operación. Boncukcuoglu et al. (2004) investigaron el efecto de algunas variables experimentales de operación sobre la eliminación de boro utilizando la resina Amberlite IRA743 en ensayos en tanque agitado. Los parámetros estudiados fueron la relación resina/solución, el pH, la velocidad de agitación y la temperatura. Los resultados mostraron que al aumentar la relación resina/solución aumentaba capacidad y la velocidad de eliminación de boro. De igual manera, la temperatura aumenta ligeramente la capacidad de intercambio y la velocidad de reacción. El rango óptimo de pH se estableció entre 9 y 9,5. En el estudio no se encontró efecto significativo de la velocidad de agitación sobre el intercambio de boro. Otro parámetro de interés el tamaño de partícula de la resina; al disminuir éste aumenta la eliminación de boro (Kabay et al., 2008). Este resultado se debe al aumento de la velocidad de difusión al aumentar el área superficial de contacto entre la resina y la fase líquida. También se han realizado estudios para establecer la influencia de los parámetros de operación en dispositivos experimentales de lecho fijo en columna. En estos ensayos, el factor que se analiza y que indica la eficacia del proceso es el punto de rotura, que se relaciona directamente con la capacidad de intercambio de la resina. En la Tabla B35 se recoge un resumen de los principales estudios realizados hasta el momento actual. Tabla B35. Efecto de distintos parámetros de operación sobre la eliminación de boro (adaptado de Hilal et al., 2010). Parámetro Aumento de pH

Eliminación B Sin efecto Aumenta

Aumento de caudal

Disminuye

Aumento de temperatura

Aumenta Sin efecto Disminuye Aumenta

Aumento de la fuera iónica Aumento de la relación (H/D)

Referencia

Resina

Simonnot et al., 2000 Yan et al., 2008 Kabay et al., 2008 Yan et al., 2008 Ozturk et al., 2008

Amberlite IRA743 XSC-800 Diaion CRB02; Dowex XUS 43594.00 XSC-800 Dowex 2x8 XSC-800 Amberlite IRA743 XSC-800 XSC-800

Yan et al., 2008 Simonnot et al., 2000 Yan et al., 2008 Yan et al., 2008

H/D: relación altura/diámetro en la columna.

El aumento del caudal de alimentación produce un descenso en el punto de rotura debido a la consecuente disminución del tiempo de contacto entre la resina y la fase líquida (Kabay et al., 2008; Yan et al., 2008). De la misma manera, el aumento de la

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relación altura/diámetro en la columna de lecho aumenta el tiempo de contacto y mejora la distribución de flujo en la columna (Yan et al., 2008). En lo referente al efecto de la fuerza iónica de la solución sobre la eliminación de boro, se encuentran estudios con resultados dispares. Yan et al. (2008) observaron un descenso en la eliminación de boro al aumentar la fuerza iónica de la solución de alimentación, mientras que Simonnot et al. (2000) no observaron efecto significativo. La explicación podría estar en las diferentes condiciones experimentales de pH y de NaCl añadido. d) Estudios de regeneración. Como es conocido, uno de los principales problemas de este proceso es la gran cantidad de reactivos que son necesarios para la regeneración de las resinas. Simonnot et al. (2000) realizaron ensayos con distintos reactivos ácidos para producir la recuperación de boro de la resina. Encontraron que la regeneración se podía hacer con un ácido débil (CH3-COOH) pero el volumen necesario era 10 veces superior al necesario para un ácido fuerte (HCl). Además, se puede reutilizar el ácido de regeneración para disminuir el consumo total de ácido. En este caso, la eficacia de regeneración disminuye desde un 94% hasta un 78% cuando la concentración de ácido bórico en la solución de regeneración aumenta desde 0,1 hasta 0,5 mg/l. Otro resultado de interés en este estudio está relacionado con la elección del reactivo básico, encontrándose que el efecto de sus características químicas es mucho menos importante debido a su única función de neutralización. De todo lo indicado previamente se puede concluir que la eliminación de boro mediante la tecnología de resinas de intercambio iónico es una opción de gran interés. No obstante, se hace necesario encontrar protocolos de regeneración que disminuyan los consumos de reactivos, a la vez que aumenten la capacidad de intercambio de las resinas. En lo relativo a las condiciones de operación, de forma general, se encuentran estudios con resultados similares. Sin embargo, no existen estudios en los que se comparen distintos tipos de resinas en las mismas condiciones experimentales.

8.3. Intercambio iónico-filtración con membranas Un proceso que ha despertado un gran interés en los últimos años es la combinación de resinas de intercambio iónico y la filtración con membranas. Actualmente está en fase desarrollo pero tiene un gran potencial de aplicación. La principal ventaja de este proceso híbrido es la posibilidad de utilizar las resinas con pequeño tamaño de partícula. Como se ha indicado previamente, al disminuir el tamaño, aumenta la cinética del proceso y la eliminación de boro. Como consecuencia, se disminuye la cantidad de resina necesaria. Kabay et al. (2006) han propuesto un esquema de tratamiento que consiste en 5 etapas (Figura B36):

• • • • •

Retención de boro en las resinas de intercambio Separación con membranas de la resina saturada en boro de la solución Recuperación del boro mediante adición de ácido Separación con membranas de la resina limpia de la solución de regeneración Regeneración de la resina mediante adición de una base

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SW+B BSR Regeneración

Intercambio BSR-B + SW

BSR BSR-B

Separación con membranas

BSR +B Recuperación de B

Separación con membranas B

SW: Agua de mar. BSR: Resinas de intercambio iónico.

Figura B36. Diagrama de flujo del proceso híbrido intercambio iónico-filtración con membranas

Este proceso se ha ensayo a escala laboratorio bajo diferentes condiciones experimentales. En la primera fase del proceso (retención de boro por la resina y separación de ésta mediante membranas) se ha experimentado con las resinas Diaion CRB02 y Dowex43594.00, encontrándose mayores velocidades de intercambio para la primera (Kabay et al., 2006; Yilmaz et al., 2006). Con respecto a las membranas, se han utilizado diversas configuraciones: membranas planas (Kabay et al., 2006), de fibra hueca (Yilmaz et al., Blahusiak et al., 2009) y capilares (Blahusiak et al., 2009). Además, el proceso de filtración está limitado por el ensuciamiento de la membrana, el cual se ha encontrado que aumenta significativamente a concentraciones de resina superiores al 47% p/v, dependiendo del tipo de membrana. Para la fase de regeneración de la resina (recuperación de B y separación con membranas) se requieren membranas que permitan operar a pH muy ácidos. Onderkova et al. (2009) han utilizado membranas cerámicas tubulares Membralox. En ese estudio se observó un descenso moderado de la permeabilidad para concentraciones en el rango 4-16% p/v. Bryjak et al. (2008) desarrollaron un modelo matemático a partir del estudio del efecto de distintos parámetros de operación (caudal de alimentación, concentración de resina, adición de reactivos de regeneración, reemplazo de resina) sobre la eficacia del proceso. Como consecuencia de los mostrado, las líneas futuras de investigación se deberían centrar en el estudio del comportamiento de la membrana (en su diversos modos de operación: a presión o a vacío), el ensuciamiento producido o los protocolos de limpieza de la membrana. También se hace necesario el estudio, en ensayos de larga duración, de las propiedades reológicas de la suspensión de resina.

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REMINERALIZACIÓN DE LAS AGUAS DESALINIZADAS 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9.

Introducción Química del agua desalinizada Normativa aplicable Localización en las islas Estado actual de las tecnologías de remineralización a nivel mundial Evaluación de las tecnologías de remineralización Estado actual de las tecnologías de remineralización en Canarias Necesidades futuras de investigación Referencias

1. Introducción El agua de mar desalinizada se ha convertido en las últimas décadas en un recurso hídrico ampliamente utilizado en numerosas zonas del planeta. Dentro de las tecnologías más utilizadas aparecen dos grandes grupos de procesos: térmicos y de membranas. En la década de los años cuarenta la desalinización térmica constituía la principal tecnología, especialmente en los países de Oriente Medio. Sin embargo, a partir de la década de los sesenta los procesos con membranas se han desarrollado rápidamente (Gleick, 2006) y actualmente superan a los procesos térmicos en el número de instalaciones. En 2001, el 51% de la capacidad de desalación en las nuevas plantas instaladas utilizaba ósmosis inversa y actualmente esta capacidad alcanza el 80% (Greenlee et al., 2009). En la Figura B37 se puede observar las previsiones de crecimiento en la capacidad de desalación en diversas zonas del planeta (GWI, 2005).

Capacidad de desalación (Hm3/d)

80 70 60 50 40 30 20

Crecimiento 101%

2015 2010 2005

Crecimiento 179% Crecimiento 76% Crecimiento 90%

Crecimiento 94%

10 0 América

Asia

Mediterránea

Oriente Medio

Total

Figura B37. Expectativas de crecimiento en la capacidad de desalación en el mundo (GWI, 2005)

Figura B38. Detalle del bastidor de membranas de ósmosis inversa. IDAM Las Palmas III (Martel y Peñate, 2008)

El agua obtenida en la ósmosis inversa (permeado) debe ser acondicionada antes de su distribución. En algunas ocasiones, para cumplir con los requisitos normativos sobre las calidades de agua para abastecimiento, se suele mezclar con otro tipo de aguas (subterráneas o continentales). Sin embargo, estos requisitos se pueden alcanzar también con una correcta remineralización del agua, aumentando los valores de alcalinidad, dureza y pH. La dureza es necesaria para alcanzar el sabor característico del agua de consumo y prevenir la corrosión. Por su parte, el carácter corrosivo tiende a disolver el carbonato cálcico de las tuberías de fibrocemento, debilitando las paredes y generando una elevada turbidez en el agua. En el caso de tuberías de aleaciones de hierro que carezcan de protección de CaCO3, éstas sufren una corrosión importante, dando color y turbidez al agua. Finalmente, la alcalinidad (carbonatos y bicarbonatos) actúa como estabilizador del pH durante la distribución y uso del agua.

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Entre las técnicas más comunes de remineralización se encuentran la adición de lechada de cal (Ca(OH)2) o el paso a través de lechos de calcita (CaCO3). En ambos casos, la remineralización se completa con la dosificación de CO2 para alcanzar la alcalinidad requerida. Estas técnicas están ampliamente desarrolladas e implantadas a nivel internacional (Greenlee et al., 2009). Analizando cada una de las técnicas en detalle parece que la utilización de los lechos de calcita implica un menor consumo de CO2 y resulta ser un proceso más simple (Hernández, 2010).

2. Química del agua desalinizada El agua desalinizada por ósmosis inversa presenta un composición variable según el tipo de instalación y el modo de operación. Un aspecto relevante es la adición de ácidos o bases como parte del pretratamiento de la ósmosis, lo que modifica de manera importante el contenido en CO2 en el permeado. Además, el tipo de membrana y su estado pueden modificar el grado de rechazo de sales y, consecuentemente, la composición del agua desalinizada. En la Guía de remineralización de aguas desaladas (Hernández, 2010) se presenta un estudio de las principales características de aguas procedentes de 4 plantas de OI, 2 situadas en la costa mediterránea y otras 2 en la costa atlántica. Los valores promedio de los principales parámetros y su desviación estándar se recogen en la Tabla B36. Tabla B36. Composición media de las aguas desalinizadas (adaptada de Hernández, 2010) Parámetro pH Conductividad eléctrica HCO3Temperatura CO2 Ca2+ Mg2+ Na+ K+ ClSTD Turbidez Índice Langelier Índice de absorción de sodio SAR

Unidades µS/cm mg/l ºC mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l NTU -

Media 5,66 535,28 6,59 22,63 36,07 1,43 2,39 72,79 3,56 135,82 279,61 0,21 -4,87 8,96

sd 0,62 209,14 2,35 0,8 25,21 0,34 0,32 32,04 1,59 62,12 98,69 0,05 0,41 3,33

En datos reflejados en la Tabla B36 se puede observar que la composición media del agua desalada tiene una concentración de STD8 de 280 mg/l, con un contenido mayoritario en iones Na+ y Cl- (72%). La concentración de HCO3- es muy baja (6,5 mg/l), así como la de Ca2+ y Mg2+. El pH está comprendido entre 5,3 y 6,6, y la concentración de CO2 entre 1,5 y 50 mg/l. La turbidez debe tener un valor medio de 0,2 NTU, considerándose un valor superior como indicador de problemas en las instalaciones. Con esta composición, se obtienen unos índices de Langelier negativos (4,87 ±0,41), indicadores de un alto potencial corrosivo. Otro factor a destacar es elevado valor del SAR (8,96 ±3,33), lo que indica que el agua puede producir daños importantes en los suelos si es utilizada con fines agrícolas. En el mismo estudio se indica la modificación en su composición que experimenta este tipo de aguas después de un determinado tiempo de contacto con la atmósfera. Según los resultados obtenidos, las aguas desalinizadas tienden a equilibrar su contenido en CO2 con el de la atmósfera en pocas horas. A partir de las 24-36 horas de

STD: sólidos totales disueltos

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exposición, la concentración de CO2 se estabiliza en 1-1,5 mg/l, lo que provoca una variación del pH hasta 6,9-7 y un índice de Langelier de aproximadamente -3.

2.1

Determinación de los índices de corrosión

La estabilidad y el potencial de corrosión del agua desalada se pueden caracterizar a través de diversos índices que estiman su capacidad para precipitar el carbonato cálcico o identifican la tendencia a la corrosión de algunos componentes específicos en el permeado. Los índices que se basan en la estabilidad del carbonato cálcico incluyen el índice de saturación de Langelier (LSI), el potencial de precipitación del carbonato cálcico (CCPP) y el índice de agresividad (AI). Por su parte, la índice de Larson-Skold es un índice de corrosión que presenta una relación entre las concentraciones molares de cloruros y sulfatos, y la concentración de bicarbonatos/carbonatos.

a) Índice de saturación o de Langelier (LSI) El índice de saturación de Langelier permite predecir la estabilidad del carbonato cálcico en agua. El método de cálculo se basa en la determinación del pH de saturación del agua con el carbonato en unas condiciones dadas. El índice LSI se expresa como la diferencia entre el pH actual del agua y el pH de saturación: LSI=pH-pHsat. El cálculo de pHsat se realiza considerando el equilibrio de precipitación en solución acuosa del carbonato cálcico y el equilibrio de los carbonatos/bicarbonatos. El método numérico fue desarrollado por Larson y Buswell (1942). Sin embargo, este método es empírico y no considera algunos aspectos sobre la termodinámica de los equilibrios. Por ello, en la mencionada Guía de remineralización (Hernández, 2010) se recomienda el uso del procedimiento que aparece en los métodos estandarizados para el análisis de aguas publicados por la Asociación Americana de Salud Pública (APHA, 2005), el denominado SM2330. Con este método se obtienen valores inferiores del pHsat en aproximadamente en 0,2 unidades respecto al método simplificado.

b) Potencial de precipitación del carbonato cálcico (CCPP) Es un índice que cuantifica la cantidad de carbonato cálcico que se disuelve o precipita. Es uno de los índices más utilizados en el control de corrosión y el desarrollo de los postratamientos del aguas desalinizadas. Valores positivos del CCPP indican que la concentración de carbonato cálcico excede las condiciones de saturación y los valores negativos muestran la cantidad de carbonato cálcico a disolver para alcanzar las condiciones de saturación. El CCPP depende de la alcalinidad y su definición y método de cálculo se puede encontrar en detalle en la bibliografía (Rossum y Merrill, 1983; Seacord et al., 2003). El rango de CCPP que se recomienda para un agua desalinizada está comprendido entre 4 y 10 mg CaCO3/l.

c) Índice de agresividad (AI) El índice de agresividad se desarrolló para tuberías de cemento-amianto en un rango de temperaturas comprendido entre 4 y 27ºC. Se calcula en función del pH, la concentración de calcio y la alcalinidad (Schock, 1991). Las aguas con un valor inferior a 10 se consideran muy agresivas; con un AI entre 10 y 12, moderadamente agresivas; y con valores superiores a 12, no corrosivas. El AI tiene algunas limitaciones debido a que es una aproximación del LSI y no indica el potencial real de precipitación del carbonato cálcico.

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d) Índice de Larson-Skold Los estudios realizados por Larson (1970) demostraron que los cloruros (Cl-) y los sulfatos (SO42-) pueden incrementar la corrosión y, consecuentemente, la concentración de hierro en el agua cuando está se transporta en tuberías de aleaciones de hierro. El índice se calcula como la relación, en moles por litro, de sulfatos (SO42-) y cloruros (Cl-), y la alcalinidad (en la forma de bicarbonatos/carbonatos): Índice de Larson-Skold = [Cl-]+ 2*[SO42-]/[HCO3-+CO32-] Si los valores son inferiores a 0,8 los cloruros y sulfatos no interfieren en la formación de película protectora de la tubería. Para valores comprendidos entre 1 y 1,2 los iones interfieren en la formación de la película y aparecen fenómenos de corrosión. Para valores superiores a 1,2 el potencial corrosivo es elevado y aumenta con el valor del índice. Es de interés considerar el efecto de los cloruros en el diseño de los procesos de desalinización, debido a que las tuberías de la instalación deben ser resistentes a altas concentraciones de dicho ión. Típicamente se utilizan tuberías de PVC para las conducciones a baja presión y de aleación de acero con molibdeno (6-8% o superior) para los servicios de alta presión. No obstante, la corrosión no sólo se puede evitar con una correcta selección de los materiales y es necesario un correcto proceso de postratamiento.

3. Normativa aplicable Como se indicado previamente, el objetivo principal de la remineralización es disminuir el potencial de corrosión y mejorar el sabor y salubridad de las aguas desalinizadas. El criterio que se contempla en la normativa (en el Anexo 1, Tabla C: parámetros indicadores en las redes de distribución) es que “el agua en ningún momento podrá ser no agresiva ni incrustante y el resultado de calcular el índice de Langelier debería estar comprendido entre +/-0,5”. En este contexto, es de interés analizar con detalle las técnicas utilizadas debido a que éstas adicionan algunos iones al agua, especialmente calcio y magnesio. Aunque la normativa nacional, el RD 140/2003 del 7 de febrero (BOE, 2003), que establece los criterios sanitarios de la calidad del agua de consumo humano, no indica valores máximos para calcio y magnesio, las concentraciones recomendadas por la OMS para aguas remineralizadas se establecen en 10 mg Mg2+/l y 30 mg Ca2+/l (OMS, 2007). Teniendo en cuenta estas recomendaciones, es de interés destacar que en los procesos comunes de remineralización no se añade Mg2+, manteniendo una concentración típica de 3-4 mg/l. Se ha publicado que las bajas concentraciones de Mg2+ pueden estar implicados en diversas enfermedades como la hipertensión, enfermedades coronarias, diabetes mellitus de tipo 2 y síndrome metabólico (OMS, 2006). Además, si el destino final del agua es el riego agrícola, el agua deberá contener unas concentraciones mínimas de Mg2+ (Tisdale et al., 1993). Asimismo, se establece que los reactivos utilizados en el tratamiento de aguas de consumo deben cumplir las normas UNE-EN que le afecten. Para los reactivos más habituales utilizados en la remineralización serían: carbonato cálcico (UNE-UN 1018:1998); cal (UNE-UN 12518:2000); y dióxido de carbono (UNE-UN 936:1998).

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4. Localización en las islas Es ampliamente conocido el papel prioritario de la desalación en Canarias, donde la producción de aguas desaladas se estima en 579.882 m3/día, de las cuales aproximadamente un 85% utilizan el proceso de ósmosis inversa (FCCA, 2006). Como consecuencia de la sencillez de los procesos de remineralización y el elevado nivel de desarrollo tecnológico, la mayoría de grandes plantas de las islas posee estos tratamientos (Tabla B37), no detectándose, en la actualidad, problemas significativos de corrosividad (bajos valores de LSI) en las aguas de abastecimiento a población.

Figura B39. Desaladora de Roque Prieto (ETIGC, 2009).

Tabla B37. Principales plantas de desalación por ósmosis inversa en Canarias. Planta Las Palmas III Sureste de Gran Canaria Maspalomas II Adeje-Arona Lanzarote IV Santa Cruz de Tenerife Telde Fase II Arucas y Moya Boca Barranco Roque Prieto Gáldar

Remineralización s s s s s s s s

Capacidad ( m3/d) 82.000 33.000 25.200 20.000 20.000 20.000 16.000 15.000 10.000 5.000 3.500

(s) Sí dispone de tratamiento de remineralización. (-) No se dispone de información al respecto.

5. Estado actual de las tecnologías de remineralización a nivel mundial En la literatura especializada existen algunos estudios que analizan detalladamente los principales métodos de remineralización de las aguas desalinizadas (Withers, 2005; Hasson y Bendrihem, 2006). Tomando como base esos estudios, en las próximas líneas se resumen algunos de los métodos más aplicados.

5.1

Remineralización con Ca(OH) y CO2

La remineralización se realiza añadiendo hidróxido de cal y dióxido de carbono, dando lugar al bicarbonato de calcio según la siguiente reacción: 2CO2 + Ca(OH)2

Ca(HCO3)2

[13]

En la Figura B40 se representa la respuesta del agua a la adición de cal para distintas concentraciones de CO2.

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Figura B40. Relación entre la dosificación Ca(OH)2 y el aumento de pH en aguas desalinizadas para tres concentraciones de CO2 (Hernández, 2010).

Asimismo, en la Figura B41 se muestran los elementos típicos del proceso. El CO2 se inyecta directamente en el depósito de al-macenamiento del agua desali-nizada previo a la adición de la cal. El tiempo de contacto debe ser suficiente para permitir una reacción completa. A continuación, el agua se mezcla con una lechada de cal de concentración comprendida entre el 4 y el 11% en Ca(OH)2. Finalmente, la mezcla se lleva a un decantador (denominado saturador) para eli-minar las impurezas. La adición de cal hidratada con una pureza inferior al 96% produce en el agua producto una turbidez residual de 5 NTU, la cual no cumple la normativa de calidades de agua para consumo.

Figura B41. Proceso de remineralización con Ca(OH)2 y CO2 (Adaptada de Fritzmann, 2007)

158

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5.2

Remineralización con CaCO3 y CO2

Este es método más utilizado para la remineralización, el cual utiliza carbonato cálcico y CO2 de acuerdo con la siguiente reacción: CaCO3+ CO2 + H2O

Ca(HCO3)2

[14]

El método produce agua con un pH igual al de saturación. Teóricamente sólo es necesaria la mitad de CO2 que en el método de adición de cal debido al carbonato que contiene la calcita. Sin embargo, debido a las bajas velocidades de reacción, normalmente no se alcanza una conversión completa y el CO2 sólo se reduce en un 1535% (Withers, 2005). La calcita que se utilice debe tener un pureza de 99% y una granulometría de 1-4 mm. El CO2 residual debe ser neutralizado con NaOH o Na2CO3. Para el caso de plantas grandes, se ha indicado la posibilidad de la desgasificación y recuperación del CO2 en lugar de la neutralización (Fritzmann, 2007), aunque el proceso resulta más caro. En la Guía para la remineralización de las aguas desaladas (Hernández, 2010) se explican con detalle los distintos tipos de configuraciones y condiciones de operación en los lechos filtrantes (sentido de filtración, frecuencia y modo de limpieza, velocidad de filtración, tiempo de contacto…) Las mayores ventajas del proceso residen en los menores costes del carbonato frente a la cal y en el menor requerimiento de CO2. Además, el proceso resulta más sencillo en su operación. En la Figuras B42 y B43 se muestran distintas vistas de una planta de calcita de flujo ascendente y altura constante (Hernández-Suárez, 2003; FCCA, 2010a).

5.3

Remineralización con CaCO3 y H2SO4

El uso de un ácido fuerte como el H2SO4 para aumentar la velocidad de disolución de la calcita es una práctica sencilla y barata. Por ello, esta técnica se eligió en el diseño inicial del postratamiento de la planta de Ashkelon, Israel9. La reacción característica es la que se muestra a continuación: 2CaCO3 + H2SO4

Ca(HCO3)2 + Ca(SO4)

[15]

159

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Figura B42. Proceso de remineralización de calcita de flujo ascendente y altura constante (Adaptado de Hernández-Suárez, 2003)

Figura B43. Distintas vistas de una planta de calcita de flujo ascendente y altura constante (FCCA, 2010a).

La mayor ventaja de esta técnica se debe a la rápida disolución de la calcita, por lo que necesita sólo remineralizar una fracción del agua desalada (entre 18 y 30 %, típicamente un 25%), lo que disminuye significativamente las dimensiones del lecho filtrante. Un inconveniente importante que presenta este proceso es la incorporación de SO42-, lo aumenta el potencial corrosivo del agua desalinizada. Otro aspecto de interés es que en este proceso se obtiene una relación de concentraciones de calcio a alcalinidad igual o superior a 2-1 (en unidades equivalentes) mientras que el proceso alternativo (con dosificación de CO2) se obtiene una relación 1-1 (Lahav y Birnhack, 2007a). En algunas normativas, como es el caso de la de Israel, se exige una relación Ca2+/alcalinidad comprendida entre 1 y 1,2; relación que no se puede obtener con este proceso.

160

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5.4

Otros métodos de remineralización

En la bibliografía se pueden encontrar otros procesos de remineralización cuya aplicación está menos extendida: a) Adición de dolomita y CO2. La reacción característica del proceso es la siguiente: MgOCaCO3 + 3CO2+ 2H2O

Mg(HCO3)2 + Ca(HCO3)2

[16]

b) Adición de cloruro cálcico y bicarbonato sódico. Este método, debido a los elevados costes de preparación de los reactivos, sólo se aplica a plantas de pequeña capacidad. La reacción característica es: CaCl2 + 2NaHCO3

Ca(HCO3)2 + 2NaCl

[17]

Esta técnica aumenta la concentración de cloruros, lo que incrementa la corrosividad del agua. Además, es necesario un posterior ajuste del pH. Todo ello hace que este método sólo se utilice para producción de agua para usos industriales y no para la obtención de agua para consumo (Withers, 2005).

c) Dosificación de cal y carbonato sódico. Este método se suele utilizar para aguas naturales con cierta alcalinidad y CO2 disuelto. En esas condiciones, se produce la cristalización de carbonato cálcico de acuerdo con: Na2CO3 + Ca(OH)2 + H2O

CaCO3 + 2NaOH

[18]

Este método no se aplica en grandes instalaciones debido a los elevados costes de operación asociados al carbonato sódico (Withers, 2005).

6. Evaluación de las tecnologías de remineralización En un estudio de la Fundación Centro Canario del Agua se analizan las tecnologías disponibles para la remineralización de las aguas desalinizadas en términos económicos10 (FCCA, 2010b). En la Tabla B38 se resumen los consumos de reactivos químicos y los costes específicos de las distintas técnicas de remineralización (Hernández, 2010; FCCA, 2010b). Tabla B38. Consumo de reactivos químicos e incremento iónico de los principales procesos de remineralización (Adaptada de Hernández, 2010) Proceso CO2 + CaCO3 CO2 + Ca(OH)2 H2SO4 + CaCO3 1

Consumo de químicos por 61 mg HCO350,1 mg CaCO3 (100%) 22 mg CO2 37,1 mg Ca(OH)2 (100%) 44 mg CO2 100,1 mg CaCO3 (100%) 49 mg H2SO4 (100%)

Incremento iónico por 61 mg HCO3-

Coste de agua1

20 mg Ca2+

0,014 €/m3

20 mg Ca2+

0,023 €/m3

40,1 mg Ca2+ 48 mg SO42-

0,021 €/m3

Para una capacidad de 10.000 m3/d

Se incluye el coste de alquiler del depósito y los costes de reactivos.

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En los datos recogidos en la Tabla 38 se puede observar que los costes son inferiores para los procesos en los que se aplica un lecho de calcita, reduciéndose el consumo del carbonato cuando de adiciona junto a CO2. Como conclusión se puede indicar que la selección de la tecnología de remineralización es una decisión que depende de muchos factores en los que se incluye el coste del reactivo, el coste de inversión, los costes de operación y mantenimiento, etc. Sin embargo, parece que el proceso más rentable económicamente es el de calcita y dióxido de carbono aunque este proceso no está tan extendido como el de lechada de cal y dosificación de dióxido de carbono.

7. Estado actual de las tecnologías de remineralización en Canarias La mayoría de las principales plantas de ósmosis inversa de las islas poseen un proceso de remineralización para que el agua producida se ajuste a los requerimientos de calidad recogidos en el RD 140/2003 (BOE, 2003). En referente a las técnicas, se utilizan tanto la aplicación de lechada de cal como la filtración en lecho de calcita, siendo esta última la más utilizada (Tabla B39). Tabla B39. Técnicas de remineralización en las principales plantas de ósmosis inversa en Canarias. Planta Las Palmas III Sureste de Gran Canaria Maspalomas II Adeje-Arona Lanzarote IV Santa Cruz de Tenerife Telde Fase II Arucas y Moya Boca Barranco Roque Prieto Gáldar (1)

Explotación ELMASA/ Acciona Aguas Acciona Aguas GE & Water Process GE & Water Process INALSA Acciona Aguas Acciona Aguas Acciona Aguas Acciona Aguas Acciona Aguas Acciona Aguas

Tecnología CaCO3 +CO2 (1) Ca(OH)2 + CO2 Ca(OH)2 + CO2 CaCO3 +CO2 Ca(OH)2 + CO2 CaCO3 +CO2 CaCO3 +CO2 CaCO3 +CO2

Capacidad ( m3/d) 82.000 33.000 25.200 20.000 20.000 20.000 16.000 15.000 10.000 5.000 3.500

Previsto remineralización con lechos del calcita (PGO LPGC, 2009)

8. Necesidades futuras de investigación Uno de los principales problemas asociados a la remineralización es la deficiencia en iones Mg2+ que presentan las aguas obtenidas. Como se ha indicado previamente, la presencia de estos iones es muy importante tanto si el destino final es el consumo humano (Kozisek, 2003; OMS, 2006) o como si lo es el riego agrícola (Tisdale et al., 1993). Las soluciones prácticas incluyen la dosificación de reactivos químicos o la disolución de dolomita. La adición directa de reactivos es una alternativa relativamente cara y normalmente da lugar a un aumento no deseado de aniones (por ejemplo, los cloruros). La utilización de dolomita se encuentra limitada por la baja velocidad de disolución, mucho menor que la de la calcita (Liu et al., 2005). Algunos autores han propuesto la sustitución de los cationes calcio en exceso en el proceso convencional de calcita y ácido sulfúrico por iones magnesio mediante resinas de intercambio iónico (Birnhack y Lahav, 2007b). En una primera etapa los iones Mg2+ son separados del agua de mar en una resina específica para iones divalentes (Ca2+ y Mg2+). En una segunda, la resina cargada se pone en contacto con el efluente del tratamiento de remineralización de CaCO3 y H2SO4. Como consecuencia, el exceso de Ca2+ en el agua disminuye y la concentración de Mg2+ aumenta. Otras líneas de investigación se centran en el desarrollo y optimización de los sistemas de dosificación de CO2 tanto en depósitos como en tuberías. La complejidad del

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proceso reside en la multitud de factores que intervienen en el equilibrio de disolución del CO2 en el agua, que incluyen la presión, la temperatura, el pH o las sustancias presentes en el agua. Actualmente, los diseños aplicados tienen una consiguen una eficacia del 70% (FCCA, 2008).

9. Referencias APHA, (2005). Standard methods for the examination of water and wastewater. Method 2330: Calcium carbonate saturation. 21st ed. ISBN 0-87553-047-8. BOE, (2003). Real Decreto 140/2003, de 7 de Febrero, por el que se establecen los criterios sanitarios de calidad de consumo humano. BOE (21 de Febrero), 45, 72287238. FCCA, (2006). Desalación en Canarias. El agua en Canarias. Fundación Centro Canario del Agua. http://www.fcca.es/ (acceso 15.05.2010). FCCA, (2008). El Manantial. Año IX. Diciembre 2008. Fundación Centro Canario del Agua. http://www.fcca.es/ (acceso 15.05.2010). FCCA, (2010a). DrintecTM Limestone contactors. Productos. Fundación Centro Canario del Agua. http://www.fcca.es/ (acceso 15.05.2010). FCCA, (2010b). Documentación por temas. Desalación. Postratamiento. Fundación Centro Canario del Agua. http://www.fcca.es/ (acceso 15.05.2010). Fritzmann, C., Löwenberg, J., Wintgens, T., Melin, T., (2007). State-of-the-art of reverse osmosis desalination. Desalination 216, 1-76. Gleick, P.H., (2006). The World’s Water 2006–2007, The Bienal Report on Freshwater Resources. Island Press, Chicago. GWI, (2005). Desalination markets 2005–2015, a global assessment & forecast, Global Water Intelligence. Hasson, D., Bendrihem, O., (2006). Modeling remineralization of desalinated water by limestone dissolution, Desalination, 190, 189–200. Hernández-Suárez, M., (2005). Short guideline for limestone contactor design for large desalination plants. http://www.bvsde.paho.org/bvsacd/cd27/short.pdf Hernández, M. (2010). Guía de remineralización de las aguas desaladas. Editado por Fundación Centro Canario del Agua. Santa Cruz de Tenerife, España. Kozisek, F., 2003. Health significance of drinking water calcium and magnesium. http://www.midasspringwater.com/typed%20documents/HealthSignificance.pdf (acceso 15.05.2010). Lahav, O., Birnhack, L., (2007a). Quality criteria for desalinated water following post treatment. Desalination 206, 286-303. Lahav, O., Birnhack, L., (2007b). A new post-treatment process for attaining Ca2+, Mg2+, SO42- and alkalinity criteria in desalinated water. Water Research 41, 39893997. Larson, T. (1970). Corrosion by Domestic Waters, Illinois State Water Survey, Bulletin 56. Urbana, IL. Larson, T.E., Buswell, A.M., (1942). Calcium carbonate saturation index and alkalinity interpretations. J. Am. Water Works Assoc. 34 (11). Liu, Z.H., Yuan, D.X., Dreybrodt, W., (2005). Comparative study of dissolution ratedetermining mechanisms of limestone and dolomite. Environ. Geol. 49 (2), 274– 279. Martel, G., Peñate, B., (2008). Canarias: agua e innovación para la sostenibilidad. Ambienta. http://www.mma.es/secciones/biblioteca_publicacion/publicaciones/revista_ambien ta/n77/pdf/66canariasagua772008.pdf (acceso 15.05.2010). OMS, (2006). World Health Organization. Expert Committee Meeting on Health Effects of Calcium and Magnesium in Drinking-water. Washington, 27–28 April, 2006. Printed by the WHO Document Production Services, Geneva, Switzerland. PGO LPGC (2009). Plan general de Ordenación de Las Palmas de Gran Canaria. Adaptación Plena al TR-LOTCENC y las Directrices de Ordenación (Ley 19/2003). Abril 2009. http://geoportal.laspalmasgc.es/pgo/ (acceso 15.05.2010).

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SALINIDAD DE LAS AGUAS 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9.

Introducción Consideraciones sobre la salinidad de las aguas Efectos agronómicos y medioambientales de la salinidad de las aguas Normas y recomendaciones internacionales para evaluar la calidad de las aguas Criterios para la correcta aplicación de aguas salobres en riego agrícola Evaluación de las tecnologías de eliminación de salinidad Análisis de la situación en Canarias Necesidades futuras de investigación Referencias

1. Introducción El agotamiento y la contaminación de los recursos hídricos convencionales, así como la competitividad que se establece en la demanda de agua entre sectores como la agricultura, la industria y el abastecimiento a poblaciones, limita no sólo la expansión, sino la propia sostenibilidad del riego de cultivos. Por ello, se hace indispensable una aplicación más intensiva de recursos como el agua dulce, el agua salada o las aguas residuales depuradas. Desde un punto de vista económico, tanto el agua dulce como el agua de mar desalinizada no son asequibles para la mayoría de los cultivos; sólo pueden ser aplicados a cultivos de gran valor o cuando institucionalmente se subvencionan los costes del agua. Como las aguas salobres (algunas aguas subterráneas, las aguas depuradas y las aguas de drenaje) contienen menos sal que el agua de mar, se prefiere desalinizar aquellas para su utilización en regadío agrícola. En este contexto, los programas de desalinización deberán estar integrados en una ordenación de los recursos hídricos en la que se apliquen las mejores prácticas de gestión del agua (grado de desalinización, necesidades de lixiviación de suelos, métodos de riego mejorados) y se seleccionen cultivos apropiados resistentes a la salinidad. La fuente más común de aguas salobres son las aguas subterráneas. En muchas áreas costeras, cuando se extrae más agua subterránea de la que se infiltra, el resultado neto es un descenso en el acuífero a niveles inferiores al mar. Como consecuencia, se produce un flujo de agua salada desde el mar hacia el pozo. Es lo que se llama intrusión marina. Otra fuente importante de agua salina es el drenaje de efluentes de las zonas de regadío. Su aplicación está bastante extendida en algunas zonas de Egipto (Abu-Zeid, 1988) y en California (Rhoades et al., 1977). Una tercera fuente de aguas salobres son las aguas depuradas (después de un tratamiento secundario convencional). Sin embargo, su composición y naturaleza es muy distinta a las de las subterráneas y de drenaje, lo que implica una mayor complejidad en su gestión, así como la existencia de normativa específica que la regula su aplicación. Dada la complejidad de este tipo de aguas, con una entidad propia como recurso hídrico, su estudio queda fuera del objeto de la presente ficha. El uso directo de aguas salobres con fines agrícolas se ha considerado durante las últimas décadas como una alternativa de gran interés (Rhoades et al., 1992; Tanji, 1990; ICID, 2003). En países como EE.UU., Israel, Túnez o Egipto es una práctica muy utilizada y se tiene una amplia experiencia. No obstante, la aplicación prolongada de aguas salobres lleva necesariamente asociado un volumen suplementario de agua para evitar la salinización de suelos. En algunas ocasiones, la aplicación de este volumen en exceso, denominado requerimiento de lixiviación, no es ni económicamente ni medioambientalmente viable.

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Actualmente, las tecnologías más utilizadas a nivel mundial para la desalinización de aguas salobres son las de separación por membranas: ósmosis inversa y electrodiálisis reversible. Estas tecnologías tienen un alto nivel de implantación en España, que ocupa el primer lugar en el mundo en volumen de agua desalinizada para fines agrícolas. Prueba de ello, son las más de 300 plantas en operación, con capacidades entre 150 y 30.000 m3/d. En las islas Canarias, con excepción de las islas más orientales (Lanzarote y Fuerteventura), el mayor recurso hídrico son las aguas subterráneas. Sin embargo, a pesar del importante peso de este recurso en el conjunto de las islas, durante las últimas décadas se ha experimentado un descenso importante tanto en la cantidad como la calidad de estas aguas. Este hecho se ha debido principalmente a dos fenómenos: la sobreexplotación de los acuíferos y la infiltración de vertidos derivados de la actividad humana. Como consecuencia, el contenido en sales de aguas ha aumentado notablemente, siendo necesario en muchas ocasiones un tratamiento de desalinización previo a su uso en riego. La información recogida en esta ficha se centra en establecer unos criterios de gestión y uso de las aguas subterráneas salobres para riego agrícola en Canarias. Para ello, se resumen los principales efectos de la salinidad del agua sobre los suelos y plantas, se presentan las recomendaciones internacionales para clasificar los distintos tipos de aguas salobres y los criterios para una correcta aplicación en riego. Asimismo, se analizan desde un punto de vista técnico y económico las tecnologías de desalinización y se proponen algunas posibles líneas de investigación futuras.

2. Consideraciones sobre la salinidad de las aguas En general, el término salinidad de las aguas se refiere a la concentración de los principales iones inorgánicos (Na+, Ca2+, Mg2+, K+, HCO3-, SO42- y Cl-). Por razones de conveniencia analítica, es habitual la utilización de un índice representativo de la salinidad, la conductividad eléctrica (EC), expresado en unidades de deciSiemen por metro (dS/m). Además de la concentración total de sal, el sodio y el pH pueden limitar la aplicación del agua para fines agrícolas. Niveles altos de sodio, en relación a los cationes divalentes (magnesio y calcio) en la solución del suelo, producen que los minerales de arcilla de los suelos tiendan a hincharse y dispersarse, especialmente en condiciones de baja concentración de sales totales y el pH alto. Así, la permeabilidad del suelo al agua se puede reducir drásticamente por una concentración excesiva de sodio. Dado que la alta concentración de sales totales tiende a aumentar la estabilidad de un suelo con respecto a la agregación y la permeabilidad, se puede distinguir entre suelos salinos y suelos sódicos. En este caso, se aplica el índice de adsorción de sodio11 (SAR) para cuantificar el posible efecto del sodio sobre el suelo. Otro efecto significativo de este tipo de aguas salinas es que ciertos iones pueden ser específicamente tóxicos para las plantas si están presentes en concentraciones excesivas. Esos elementos incluyen boro, selenio, arsénico y molibdeno. En la Tabla B40 se muestra una clasificación de las aguas en función de la concentración de sales totales.

El SAR se calcula según la ecuación: [Na+]/(([Ca2+]+[Mg2+])/2)1/2

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Tabla B40. Clasificación de la salinidad del agua (CEDEX, 1995) Denominación Aguas dulces Aguas salobres Aguas salinas Aguas de mar Salmueras

Concentración de sal (mg/l) <1.000 1.000-15.000 15.000-30.000 ± 35.000 >35.000

Generalmente, las aguas para riego no superan los 1.400 mg/l y sólo los cultivos muy tolerantes pueden ser regados con aguas que superan los 7.000 mg/l. Las aguas de drenaje, incluyendo las aguas subterráneas poco profundas que subyacen bajo las tierras de regadío, con un rango de concentraciones de 1.400-7.000 mg/l, son particularmente interesantes por su amplio potencial en la producción de determinados cultivos, sin embargo, en la actualidad su aplicación es limitada.

3. Efectos agronómicos y medioambientales de la salinidad de las aguas 3.1.

Efectos agronómicos

La salinidad afecta al crecimiento y producción de los cultivos, disminuyendo la disponibilidad de agua y creando un desequilibrio nutritivo debido a la elevada concentración iónica (Na+, Cl-), que puede interferir con la nutrición mineral y el metabolismo celular (Leidi y Pardo, 2002). Es importante indicar que rendimiento de los cultivos bajo distintas condiciones de la salinidad es complicado de predecir con exactitud, ya que la respuesta real a la salinidad varía con las demás condiciones de crecimiento, incluyendo las variedades de cultivos, condiciones climáticas y edáficas, agronómicas y de gestión del riego, etapa de crecimiento, etc. (Rhoades et al., 1992). En los últimos años se ha despertado un gran interés por mejorar la tolerancia de los cultivos a la salinidad, empleando métodos de mejora y selección tradicionales o producción de organismos modificados genéticamente. Para conseguir la adaptación a las condiciones salinas, se debe incidir en dos mecanismos: por una parte aumentar la capacidad de obtener y/o retener agua, y por otra parte restituir la homeostasis iónica (Leidi y Pardo, 2002).

3.2.

Efectos medioambientales

Dos de los principales problemas derivados de la aplicación de aguas con un alto contenido salino son los procesos de salinización y alcalinización de suelos. Estos procesos provocan, entre otros fenómenos, la disminución en el desarrollo y producción de algunos cultivos, especialmente los sensibles, como el aguacate o los frutales. La salinización es un proceso de acumulación de sales en el suelo y/o en las aguas subterráneas debido a causas naturales o inducidas por la actividad humana. En la Figura B44 se representa la distribución a nivel mundial de los suelos afectados por salinización. Se estima que aproximadamente el 25% de las zonas de regadío del planeta están afectadas (Postel, 1990).

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Figura B44. Distribución de mundial de suelos afectados por salinidad (Sparks, 1995)

Los problemas de salinización secundaria (inducida por el hombre) son importantes en las zonas de regadío por uso de agua en exceso, ya sea por sistemas de riego poco eficientes, sistemas de distribución defectuosos o malas prácticas de riego. Con frecuencia, menos del 60% del agua aplicada se emplea en transpiración del cultivo (Jensen et al., Figura B45. Salinización severa del suelo en Dasht-e-Kavir, 1990). Se estiman en 75 Irán (Farifteh, 2007) los países que tienen problemas importantes de saliniza-ción, entre los que se incluyen Australia, China, Egipto, India, Irak, Méjico, Pakistán, las repúblicas de la antigua Unión Soviética, Siria, Turquía y Estados Unidos. La Tabla B41 muestra la superficie afectada por la salinización secundaria de los cinco países/zonas con mayor volumen de riego. Tabla B41. Superficie de regadío afectada por salinización de los cinco países con mayor riego y la estimación mundial (Postel, 1990)

País China India Estados Unidos Pakistán Ex-Unión Soviética Total Mundial

Superficie regada afectada por salinidad (MHa) 6,7 20,0 5,2 3,2 2,5 37,9 45,4

Relación de superficie afectada a superficie total 15,0 36,0 27,0 20,0 12,0 24,0 24,0

Por su parte, la alcalinización está asociada a la sodicación de los suelos, en los que el sodio desplaza al calcio y al magnesio del complejo arcillo-húmico, provocando así la dispersión de las partículas del suelo. Los efectos nocivos están asociados al aumento

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del nivel de sodio cambiable y la reducción de la capacidad de infiltración del suelo. Las aguas alcalinas se caracterizan por una elevada relación del catión sodio frente a los cationes calcio/magnesio. La aplicación prolongada de este tipo de aguas lleva al desmoronamiento de la estructura porosa de los suelos arcillosos, provocando así la dispersión de las partículas del suelo (Richards, 1954). Como consecuencia, se produce una “corteza” superficial en el suelo que actúa como barrera al paso del agua y el crecimiento de brotes. Asimismo, el aumento del pH del suelo (valores superiores a 8,5) reduce la disponibilidad de numerosos nutrientes como el nitrógeno, zinc, hierro… Por su parte, se produce una precipitación de los iones calcio y magnesio como carbonatos, aumentando la concentración de sodio en la solución del suelo hasta niveles tóxicos y contribuyendo a aumentar a su vez la toxicidad de otros elementos (boro, molibdeno, flúor…) (Rhoades et al., 1992).

4. Normas y recomendaciones internacionales para evaluar la calidad del agua La idoneidad de un agua salina para el riego depende de diversos factores, entre ellos, cabría destacar las condiciones de uso, tipo de cultivos, clima, suelo, método de riego y prácticas de gestión. Por ello, las clasificaciones de calidad del agua no deben ser el único criterio para evaluar la idoneidad de un tipo de agua para el riego. Sin embargo, con el fin de identificar los niveles de salinidad, en la literatura se encuentran algunas clasificaciones que recogen los valores guía:

• • •

Directrices FAO de calidad del agua para el riego (Tabla B42) Normas Riverside (Tabla B43 y Figura B46) Normas Wilcox (Figura B47)

Tabla B42. Valores guía para evaluar la el potencial de salinización y alcalinización de las aguas de riego (Ayers y Wescot, 1985). Problema asociado al riego Salinización ECw TDS Alcalinización SAR = 0 – 3 =3–6 = 6 – 12 = 12 – 20 = 20 – 40

Unidades dS/m mg/l

ECw

= = = = =

Grado de restricción de uso Ninguno Suave-Moderado Severo < 0,7 < 450 > > > > >

0,7 1,2 1,9 2,9 5,0

0,7 – 3,0 450 – 2.000 0,7 1,2 1,9 2,9 5,0

– – – – –

0,2 0,3 0,5 1,3 2,9

ECw: Conductividad eléctrica; TDS: Sólidos totales disueltos; SAR: Índice de adsorción de sodio

169

> 3,0 > 2.000 < < < < <

0,2 0,3 0,5 1,3 2,9

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Tabla B43. Clasificaciones de las aguas según las normas Riverside.

Tipos C1 C2

C4 C5 C6 S1

Calidad y normas de uso Agua de baja salinidad, apta para el riego en todos los casos. Pueden existir problemas sólo en suelos de muy baja permeabilidad. Agua de salinidad media, apta para el riego. En ciertos casos puede ser necesario emplear volúmenes de agua en exceso y utilizar cultivos tolerantes a la salinidad. Agua de salinidad alta que puede utilizarse para el riego de suelos con buen drenaje, empleando volúmenes de agua en exceso para lavar el suelo y utilizando cultivos muy tolerantes a la salinidad. Agua de salinidad muy alta que en muchos casos no es apta para el riego. Sólo debe usarse en suelos muy permeables y con buen drenaje, empleando volúmenes en exceso para lavar las sales del suelo y utilizando cultivos muy tolerantes a la salinidad. Agua de salinidad excesiva, que sólo debe emplearse en casos muy contados. Agua de salinidad excesiva, no aconsejable para riego. Agua con bajo contenido en sodio, apta para el riego en la mayoría de los casos. Sin embargo, pueden presentarse problemas con cultivos muy sensibles al sodio. Agua con contenido medio en sodio, y por lo tanto, con cierto peligro de acumulación de sodio en el suelo, especialmente en suelos de textura fina (arcillosos y franco-arcillosos) y de baja permeabilidad. Deben vigilarse las condiciones físicas del suelo y especialmente el nivel de sodio cambiable del suelo, corrigiendo en caso necesario Agua con alto contenido en sodio y gran peligro de acumulación de sodio en el suelo. Son aconsejables aportaciones de materia orgánica y empleo de yeso para corregir el posible exceso de sodio en el suelo. También se requiere un buen drenaje y el empleo de volúmenes copiosos de riego. Agua con contenido muy alto de sodio. No es aconsejable para el riego en general, excepto en caso de baja salinidad y tomando todas las precauciones apuntadas.

Figura B46. Normas de Riverside (Blasco y de la Rubia, 1973)

170

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Figura B47. Normas de L.V. Wilcox (Cánovas, 1986).

5. Criterios para la correcta aplicación de aguas salobres en riego agrícola La posible aplicación de aguas salobres al riego se debe se realizar atendiendo a las condiciones específicas de uso, incluyendo el tipo de cultivo, propiedades del suelo, gestión del riego, prácticas culturales y los factores climáticos. 5.1.

Cantidad de agua utilizada

En el riego de cultivos, especialmente con aguas salobres, es fundamental la aplicación de la cantidad estrictamente necesaria de agua que permita el normal desarrollo de la planta y que evite la acumulación de sales en el suelo. Una cantidad insuficiente limita el crecimiento de los cultivos, mientras que una cantidad excesiva induce a la salinización de suelos, inhibe la aireación, produce la lixiviación de nutrientes y contamina los acuíferos. Las necesidades de agua dependen del tipo de cultivo, el periodo de crecimiento de la planta y las condiciones climáticas. En todos los casos, la cantidad de agua necesaria coincide con la evapotranspiración de la planta. Además, se requiere una cantidad adicional para la lixiviación del suelo. La evapotranspiración se puede estimar en función de datos meteorológicos. Las recomendaciones para el cálculo están recogidas en un documento de la FAO (Doorenbos y Pruitt, 1994). Asimismo, en la página web de la FAO se puede obtener el programa CROPWAT para determinar los requerimientos de agua.

171

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5.2. Criterios de calidad de agua De acuerdo con Ayers y Westcot (1985), las aguas de más de 3 dS/m están restringidas para su uso en riego. Sin embargo, en numerosos lugares de todo el mundo se están utilizando de manera productiva aguas con una composición salina cercana a 8 dS/m (6.000 mg/l de STD) en condiciones muy diferentes de suelo, clima, riego y tipo de cultivo. La calidad del agua debe ser analizada en base a criterios indicativos de su potencial para crear las condiciones nocivas para el crecimiento del cultivo (o para los animales o los seres humanos que consumen esos cultivos). Estos criterios son fundamentalmente tres (Rhoades et al., 1992):

• Permeabilidad y friabilidad del suelo, evaluados mediante la conductividad eléctrica y el SAR. Los efectos nocivos se manifiestan en el desmoronamiento de estructura porosa, la formación de una “costra” superficial y una baja infiltración del agua. • Salinidad, evaluada como concentración de TDS, conductividad eléctrica y concentración de cloruros. El efecto general de sales se manifiesta en la reducción de la transpiración y el consecuente retraso del crecimiento, y la producción de plantas más pequeñas, con menos hojas y de menor tamaño. • Toxicidad y desequilibrio nutricional, evaluado en función de la concentración de los distintos iones, especialmente las de cloruro, sodio y boro. Estos efectos se evidencian en el quemado de las hojas y la defoliación. Como se ha comentado en apartado anterior (4. Normas y recomendaciones internacionales para evaluar la calidad de las aguas) el agua para riego se puede clasificar en distintos grupos atendiendo a los problemas asociados a su uso y la capacidad para desarrollar los cultivos normalmente. Sin embargo, no dejan de ser unos valores guía con carácter general y deben ser contemplados otros factores como las condiciones climáticas, las propiedades físicas y químicas de los suelos, la tolerancia salina del cultivo y las prácticas de gestión.

5.3.

Selección del método de riego

El sistema de riego ideal debe proporcionar agua casi de manera continua, no en exceso, según sea necesario para mantener la humedad del suelo en la zona radicular. Así, tanto el tiempo como la cantidad de agua aplicada deben ser cuidadosamente controlados para conseguir un uso eficiente del agua y aumentar el rendimiento del cultivo. Los principales sistemas de riego son las inundaciones de cuencas, el riego por surcos, la aspersión, el riego subterráneo y el riego por goteo. El riego por inundación es buen sistema para el control de la salinidad cuando se utilizan las aguas salobres, siempre que el terreno sea llano, aunque pueden darse problemas de aireación y formación de costras. Estos problemas se reducen al mínimo mediante riego por surcos, pero las sales tienden a acumularse en las camas. En el caso de darse una acumulación excesiva de sal, sería necesaria una rotación de cultivos y el Figura B48. Riego por aspersión en riego por aspersión (Figura B48) o la inundación Cape Town, Sudáfrica. periódica del terreno. El riego por aspersión puede dar un mejor control de la cantidad y distribución de agua, sin embargo, se suele aplicar muy poco y la lixiviación de sales más allá de la zona radicular es complicada. En este sistema, durante la germinación, se puede mantener una baja salinidad en la cama de

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siembra, pero la formación de costra puede ser un problema. En general, el riego subterráneo con agua salina no es aconsejable, a menos que el suelo sea periódicamente lavado de las sales acumuladas por la lluvia o por la aplicación en superficie de agua de baja salinidad. Finalmente, el riego por goteo (Figura B49), si se diseña correctamente, es el más recomendable, ya que minimiza la salinidad en la zona radicular, a pesar de que las sales se acumulan en la periferia de la zona húmeda. La principal ventaja de este sistema es que puede ser aplicado a cualquier tipo de suelo y topografía sin una preparación especial del terreno. Además, este sistema obtiene una mayor eficiencia en el uso del agua y permite altos niveles de salinidad en el agua de riego en comparación con otros métodos. El principal inconveniente reside en el bloqueo de los orificios (0,1-2 mm) por la presencia de sólidos en suspensión o por la precipitación de sales de Ca2+ o Fe2+.

5.4.

Figura B49. Riego por goteo en Israel

Selección del tipo de cultivo

No todos cultivos responden de igual manera frente a la salinidad; algunos pueden tener una aceptable producción incluso a concentraciones elevadas de sal. Esto se debe a que estos cultivos tienen una mayor capacidad para ajustarse a los cambios osmóticos, obteniendo una mayor cantidad de agua del suelo salino. El conocimiento de la capacidad de los cultivos para tolerar la salinidad es de gran interés. Existen, en la literatura especializada, numerosos estudios sobre la tolerancia a la salinidad de los cultivos, los que han permitido establecer una clasificación en cuatro grupos de cultivos (Tabla B44) y unos criterios de uso de aguas salobres con distinto grado de salinidad para esos grupos (Tabla B45).

173

174

Judías

Cultivos vegetales

Sésamo Ricino Limo

Arroz Girasoles

Coliflor Apio Pepino Berenjenas Coles rizadas

Pimiento Papas Rábano Espinacas Tomate Nabo

Guisante

Sandía

Repollo

Melón

Cebolla

Col de Bruselas

Lechuga

Brócoli

Cacahuetes

Maíz

Haba

Caña de azúcar

Cultivos moderadamente sensibles

Zanahoria

Cultivos de azúcar y semilla

Cultivos sensibles

Calabaza

Remolacha roja

Alcachofa

Trigo

Soja

Sorgo

Centeno

Avena

Cártamo

Caupí

Cultivos semitolerantes

Espárragos

Remolacha azucarera

Algodón

Cebada

Cultivos tolerantes

Tabla B44. Clasificación de los cultivos en función de su tolerancia a la salinidad (Ayers y Wescot, 1985; Pescod, 1992)

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Ciruela

Fresa

Mandarina

Lima

Níspero

Mango

Chirimoya

Cereza

Grosella

Pomelo

Limón

Pera

Aguacate

Frambuesa

Melocotón

Albaricoque

Caqui

Fruta de la pasión

Manzana

Mora

Naranja

Almendra

Cultivos frutales

Cultivos sensibles

Uva

Cultivos moderadamente sensibles

Tabla B44. Continuación.

Granada

Piña Papaya

Higo

Cultivos semitolerantes

Dátiles

Cultivos tolerantes

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176

Cultivos semitolerantes

Cultivos tolerantes

III

Sin limitación de uso Sin reducción de productividad

Cultivos Sin limitación de uso moderadamente Sin reducción de sensibles productividad

Sin limitación de uso Sin reducción de productividad

<0,7

ECw (dS/m)

Cultivos sensibles

<500

STD (mg/l)

No salina

Tipo

Sin limitación de uso Sin reducción de productividad

Ligera restricción de uso Hasta 20% de reducción de productividad

Ligera-media restricción de uso Hasta 50% de reducción de productividad

0,7-3,0

500-2.000

Ligera salinidad

Sin serias limitaciones de uso Sin reducción de productividad

Ligera-media restricción de uso Hasta 20-40% de reducción de productividad

Moderada restricción de uso Hasta 50% de reducción de productividad

Restricción de uso Más de 50% de reducción de productividad

3,0-6,0

2.000-4.000

Moderada salinidad

Ligera-media restricción de uso Hasta 20-40% de reducción de productividad

Moderada restricción de uso Hasta 40-50% de reducción de productividad

Restricción de uso Más de 50% de reducción de productividad

No se recomienda su uso para este tipo de cultivos

6,0-14,0

4.000-5.000

Salina

Restricción de uso Más de 50% de reducción de productividad

No se recomienda su uso

<14

<9.000

Alta salinidad

Tabla B45. Clasificación y uso de aguas salobres para riego (Mass et al., 1977; Mass et al., 1984; Van Genucheten et al., 1994; Meiri, 1984; Abrol et al., 1988)

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Es importante considerar que la tolerancia a la salinidad depende del sistema y la frecuencia de riego. Los datos que aparecen en la Tabla B45 se refieren a sistemas de riego superficiales. En el suelo, la concentración de sal varía con la profundidad y el tiempo. Por ello, la concentración de sal debe ser medida en la zona radicular de la planta.

5.5.

Criterios prácticos de riego

En el caso de que las sales acumuladas no se eliminen de la zona radicular por una correcta lixiviación y un efectivo drenaje, aparecen rápidamente los problemas de salinización de suelos. Para evitar la acumulación excesiva de sal en la zona radicular, se debe aplicar un exceso de agua (podría ser agua de lluvia). Esta cantidad se denomina agua de lixiviado y se expresa como la fracción de lixiviación (LF, la fracción de agua infiltrada que debe pasar a través de la zona radicular para mantener la salinidad dentro de niveles aceptables). Las necesidades de lixiviación (LR) se pueden estimar en función de la conductividad del agua de riego (ECw) y la tolerancia del cultivo a la salinidad (ECe): LR =

EC w 5(EC e ) − EC w

[19]

Por tanto, la cantidad total de agua necesaria para el desarrollo del cultivo y la lixiviación del suelo se puede estimar mediante la ecuación [20]: Aw =

ET 1 − LR

[20]

donde: Aw: el volumen de agua aplicado LR: es el requerimiento de lixiviación ET: es la demanda anual del cultivo De todo lo indicado se deduce que a medida que aumenta la salinidad del agua lo hace la fracción de lixiviación, por lo que la cantidad de agua a aplicar al terreno será superior. En el caso de zonas con elevadas precipitaciones, éstas deben ser consideradas en los cálculos de lixiviación. Para impedir el anegamiento y la salinización secundaria, se debe disponer un drenaje eficiente que elimine el agua de riego que excede a la demanda de cultivos. Además, el drenaje debe eliminar las sales que se acumulan en la zona radicular para evitar la salinización excesiva del suelo, y debe mantener la tabla de agua12 lo suficientemente profunda como para permitir el desarrollo radicular adecuado, evitando el ascenso de agua subterránea salina a la zona radicular por las fuerzas capilares. Se pueden instalar sistemas de drenaje artificial en el caso de ausencia de un drenaje natural adecuado.

5.6.

Algunos casos prácticos

El documento publicado por la FAO “The use of saline waters for crop production” (Rhoades et al., 1992) recoge un amplia documentación sobre el uso de aguas salobres en EE.UU., Israel, Túnez, India y Egipto.

La tabla de agua es la superficie del agua subterránea saturada donde la presión es igual a la atmosférica

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Son particularmente interesantes los estudios realizados en los EE.UU., donde, en varias zonas del sureste (Arkansas, Arizona, Nuevo Méjico y oeste de Texas), se llevan aplicando desde hace 75-100 años aguas salobres (1.426-4.850 mg STD/l) al riego de cultivos. Los principales cultivos en estas áreas son el algodón, la remolacha azucarera y la alfalfa. Un ejemplo significativo es el del Valle de Pecos, en el oeste de Texas, donde la precipitación anual es inferior a 300 mm. Los principales cultivos son el algodón, sorgo, cereales de grano pequeño y alfalfa. Los suelos son calizos con bajo contenido en materia orgánica y tienen unas tasas de infiltración promedias de 0,5 cm/h. Los suelos tienden a la formación de una corteza después de las lluvias. La conductividad eléctrica en la zona radicular no es más de 2-3 veces la de la solución de riego. Las aguas subterráneas tienen una concentración de STD de 2.000 mg/l, en ocasiones hasta 6.000 mg/l. En estas condiciones, se ha regado de manera sostenible un área de 81.000 hectáreas con agua procedente de pozos. Paliwal (1972) da un número importante de ejemplos de riego continuado en India con aguas de salinidad relativamente alta. Shalhevet y Kamburov (1976) en su sus estudios sobre el riego y la salinidad sugieren que las aguas de hasta 6.000 mg/l se consideran como aceptables en numerosas zonas del planeta y, de hecho, se aplican frecuentemente. Pillsbury y Blaney (1966) concluyeron que el límite superior de salinidad para un agua de riego es de unos 7,5 dS/m. Frenkel y Shainberg (1975) y Keren y Shainberg (1978) han indicado en sus respectivos estudios que el algodón que se cultiva comercialmente en Israel es regado con agua con una conductividad eléctrica de 4,6 dS/m.

6. Evaluación de las tecnologías de eliminación de salinidad La desalación parcial o total de aguas salobres procedentes de acuíferos salinizados se presenta como una alternativa de gran interés para satisfacer la gran demanda de agua en el sector agrícola. La elección de un sistema de tratamiento estará condicionada por factores tan diversos como la calidad requerida en el agua, el sistema de riego, el tipo de cultivo o los posibles efectos nocivos sobre el suelo. Dentro de las tecnologías de eliminación existentes, las más aplicadas son las tecnologías con membranas: la electrodiálisis reversible (EDR) y la ósmosis inversa (OI). En general, durante el tratamiento de desalinización de aguas salobres, el principal problema es la gestión de la corriente de rechazo (salmuera). Además, se presentan problemas asociados a la variabilidad en la calidad de agua salobre, con problemas específicos como la alta concentración de sólidos suspendidos y/o materia orgánica, alta la salinidad, los sulfatos, la sílice, etc., y por ello se requiere una especial atención en el diseño del pretratamiento. Finalmente, el agua producto debe ser iónicamente equilibrada (relación SAR adecuada) y tener bajas concentraciones de algunos iones tóxicos (especialmente el boro) para poder ser aplicada con éxito al riego agrícola. En España, en la península ibérica, entre 1995-2000 se estima que se construyeron más de 200 plantas de desalinización para fines agrícolas con capacidades comprendidas entre 5.000 y 10.000 m3/d (Zarzo et al., 2009). En el año 1998, la capacidad de desalación de salmuera se estimó en 126,57 hm3/año, utilizándose un 46,7% para fines agrícolas (Torres y Medina, 1999), que se aplicaron a una superficie de unas 9.000 ha.

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Figura B50. Fotografía de la planta de OI en Cuevas de Almanzora, Almería (Zarzo et al., 2009).

La mayor parte de las plantas se ha decantado por la ósmosis inversa. En un estudio publicado por Zarzo et al. (2009) se analiza el comportamiento de 3 plantas de OI con capacidades medias comprendidas entre 6.000-25.000 m3/d (Drenajes, Cuevas de Almanzora y Mazarrón), con alimentaciones con una concentración de 9.000-20.000 mg STD/l. En general, con un pretratamiento convencional (tratamiento físico/químicofiltro de arena-filtros de cartuchos), se obtienen unos consumos energéticos de 1,2 Kwh/m3 y unos costes de operación de 0,25-0,3 €/m3. En la asignación de costes, la energía eléctrica supone la mayor incidencia en el precio final, situándose en torno al 50-60% del coste total, en segundo lugar la reposición de membranas y mantenimiento puede estimarse en torno al 15-25% del coste total, los reactivos del 10-20%, y el resto en consumibles y otros gastos. A estos costes hay que añadir los de impulsión del agua desde los pozos, que pueden suponer un coste significativo. Respecto a la electrodiálisis reversible, en las islas Canarias, concretamente en la isla de Tenerife, existe una amplia experiencia en su utilización. Su implantación a principios de la década de los noventa se debió principalmente a las limitaciones de espacio disponible, a los niveles altos de bicarbonatos (>1.000 mg/l) y sílice existentes (>60 mg/l), y a factores económicos principalmente asociados a Figura B51. Fotografía de la planta de EDR en la gestión de la salmuera. Las plantas la isla baja, Tenerife. tienen capacidades comprendidas entre 2.000 y 12.000 m3/d, con un rechazo medio de un 15,8%, un consumo promedio de 0,8-1,1 Kwh/m3 y unos costes de operación de 0,10-0,20 €/m3 (DT_PHTF, 2008).

7. Análisis de la situación en Canarias 7.1.

Desalinización de aguas salobres

La sobre explotación del recurso hídrico tradicional de las islas, aguas subterráneas, ha llevado a la progresiva salinización de los acuíferos costeros debido a la intrusión marina y a la extracción de aguas subterráneas fósiles de alta salinidad. Todas las islas, en mayor o menor grado, presentan problemas de salinidad en las subterráneas situadas del litoral. Como resultado, en las islas donde el balance hídrico natural es

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positivo (La Palma, el Hierro y La Gomera), con unos recursos superiores a la demanda, no se extrae agua de los acuíferos salinizados. Por el contrario, las islas deficitarias en recursos (Tenerife, Gran Canaria, Lanzarote y Fuerteventura) han instalado plantas de desalinización que permitan la utilización, principalmente con fines agrícolas, de este recurso.

Isla de Fuerteventura En la Isla de Fuerteventura, parte de la demanda del sector agrícola, principalmente la relativa a la explotación de tomate, se cubre mediante aguas salobres desalinizadas. Actualmente hay instaladas unas 25 plantas de pequeña capacidad de producción (capacidad total de 6.200 m³/d), ubicadas principalmente en el término municipal de Tuineje (CIAF, 2010).

Isla de Tenerife En la isla de Tenerife las aguas subterráneas suponen el mayor recurso hídrico (en 2005 un 87% de los recursos totales, 190,7 hm3/año). Sin embargo, la calidad química de las aguas subterráneas es deficiente, con un elevado contenido en sodio (Figura B52) y en sales (Figura B53 (DP_PHTF, 2008).

Figura B53. Conductividad en las aguas subterráneas de la isla de Tenerife (DP_PHTF, 2008).

Figura B52. Contenido en sodio en las aguas subterráneas de la isla de Tenerife (DP_PHTF, 2008).

De estos recursos totales, un 39% (85,1 hm3/año) se destinan al sector agrícola, en cultivos situados en todas las vertientes y mayoritariamente a cotas inferiores a 300 m (EGDHTF, 2008). Los cultivos que tienen una mayor demanda hídrica son el plátano (60% del consumo hídrico agrícola global; 50,75 hm3/año), el tomate, las papas y las hortalizas. Como consecuencia de lo indicado, la isla dispone de varias estaciones de tratamiento de aguas salobres (13 desalinizadoras con una capacidad total de 7,71 hm3/año), algunas de ellas destinadas a producir parcial o totalmente agua para fines agrícolas (Cruz de Tarifes, Aripe, Isla Baja, etc.).

Isla de Gran Canaria En la isla, la demanda hídrica total del sector agrícola es de 70,5 hm3/año. Esta demanda se satisface principalmente con la aportación de aguas subterráneas (68%, 47,7 hm3/año). Como en el caso de Tenerife, en general, la calidad de las aguas subterráneas es pobre, con un contenido elevado en sodio y conductividad (Figuras B54

180

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y B55, respectivamente). Este hecho ha llevado a la construcción de casi 100 plantas desalinizadoras, normalmente de pequeña capacidad y operación estacional (coeficiente de utilización medio del 20%), que aportan al balance hídrico insular 6,9 hm3/año. Las desalinizadoras se sitúan fundamentalmente en las de las zonas costeras norte-noreste, sur-sureste y oste (La Aldea); zonas con predominio de cultivos de plátanos (Norte) y hortalizas (sureste y La Aldea).

(en mg/l) menos de 50 50-100 100-200 200-300 500-100 1000-2000 más de 2.000

Figura B54. Contenido en sodio en las aguas subterráneas de la isla de Gran Canaria (EGDHGC, 2009).

(en mg/l) menos de 500 500-1.000 1.500-2.500 2.500-5.000 5.000-10.000 10.000-25.000 más de 25.000

Figura B55. Conductividad de aguas subterráneas de la isla de Gran Canaria (EGDHGC, 2009).

En lo referente a la tecnología de desalinización más utilizada, por su mayor versatilidad, se ha optado por la ósmosis inversa (EGDHGC, 2009).

7.2.

Salinización de suelos

La intensificación de la agricultura en las islas, especialmente en algunos cultivos como los plátanos, tomates y papas, requiere la utilización de grandes cantidades de fertilizantes inorgánicos, lo que ha producido un incremento considerable de la salinización de los suelos de regadío de las islas. Asimismo, la utilización de aguas de pozos con un relativamente alto contenido en sales (como consecuencia de la intrusión marina en los acuíferos costeros), ha contribuido notablemente a la alcalinización de los suelos. Las lluvias y los sistemas tradicionales de riego, que utilizan grandes volúmenes de riego, favorecen el lavado (eliminación de sales) de los suelos. Sin embargo, en aquellas zonas áridas del archipiélago (Lanzarote, Fuerteventura, sur de Gran Canaria, Tenerife y La Gomera) con bajas precipitaciones, largas de horas de exposición solar y vientos que favorecen la evaporación, junto con la baja permeabilidad de los suelos de esas regiones, se disminuye de manera importante el lavado de sales. Por otra parte, el uso generalizado de sistemas de riego intensivo que requieren menores volúmenes de agua, no favorece la eliminación de sales de los suelos. En la Tabla B46, se puede observar que aproximadamente el 60% de los suelos de regadío están afectados por fenómenos de salinización-alcalinización (Rodríguez et al., 1998).

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Tabla B46. Superficie regada afectada por salinidad (ECes>2 dS/m) Isla La Gomera Gran Canaria Tenerife La Palma El Hierro Total

Superficie regada afectada por salinidad (Km2) 1,6 10,5 25,3 14,5 0,15 52,0

Relación de superficie afectada a superficie total 70,2 67,0 59,0 49,3 39,5 57,4

8. Necesidades futuras de investigación Desde el punto de vista de las tecnologías de desalinización, uno de los mayores problemas de la desalinización de aguas es el impacto medioambiental de la salmuera. Las posibilidades más estudiadas incluyen la descarga a las redes de saneamiento (con el consiguiente impacto en las Estaciones de Tratamiento de Aguas Residuales), la inyección en pozos profundos, las tecnologías de evaporación-cristalización o mezcla con otros vertidos (aguas residuales). Sin embargo, el problema no está totalmente resuelto y se hace necesaria una mayor profundización. Por otra parte, la cuantificación y la evaluación del origen de la salinidad en los acuíferos es de vital importancia la planificación hídrica de las islas. Tradicionalmente, se ha citado la intrusión marina como el fenómeno responsable de la salinización de los acuíferos de Tenerife, La Palma, La Gomera, Gran Canaria, Fuerteventura y el Hierro; así viene recogido en los respectivos Estudios Generales de Demarcación Hidrográfica (EGDHTF, 2008; EGCHLP, 2009; EGCHG, 2009; EGDHGC, 2009; EGDHF, 2009; EGDHH, 2009). Sin embargo, el fenómeno debe ser estudiado en cada zona, ya que se pueden estar produciendo fenómenos de aridificación de la recarga, explotación de aguas fósiles salobres, contaminación por retornos de riego, etc. Es necesario indicar que un estudio detallado de las zonas costeras presenta múltiples dificultades debido a la notable complejidad geológica-litológica y la naturaleza de las captaciones (Cabrera, 1997). En Canarias se han realizado estudios con isótopos estables para dilucidar el origen de la salinidad de las aguas subterráneas. En este sentido, han sido de gran interés los estudios de la División de Medio Ambiente de Instituto Tecnológico de Energías Renovables de Canarias (ITER) sobre el origen de la salinidad en los acuíferos costeros de isla de La Palma (Pérez et al., 1994; Pérez et al., 1998).

9. Referencias Abrol, I.P., Yadav, J.S.P., Massoud, F.I., (1988), Salt affected soils and their management, FAO Soils Bulletin, 39. Abu-Zeid, M., (1988), Egypt’s policy to use low-quality water for irrigation. Proc. Symp. Reuse of low-quality water for irrigation. Water Research Centre, Cairo. Ayers, R.S., Westcot, D.W., (1985), Water quality for agriculture. Irrigation and Drainage Paper 29, Rev. 1. FAO, Rome. Blasco, F., de la Rubia, J., (1973). Guía para la clasificar las aguas en relación con su calidad para el riego. Instituto para la Reforma y Desarrollo Agrario (IRYDA). Madrid. Cabrera, C., (1997) Problemas actuales y futuros de salinidad y calidad del agua subterránea en Canarias y su incidencia en la planificación hídrica y en las actuaciones. http://acceda.ulpgc.es/bitstream/10553/1128/1/8.pdf (consultado 04/09/10). Cánovas, J., (1986), Calidad agronómica de las aguas de riego. Publicaciones de Extensión Agraria. Madrid.

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CONTAMINANTES EMERGENTES-DISRUPTORES ENDOCRINOS 1. 2. 3. 4.

Introducción Contaminantes Emergentes Disruptores Endocrinos Contaminantes Emergentes con características de Disruptores Endocrinos (CE-DE) 5. Origen y destino. Presencia de los CE-DE en medios acuáticos 6. Metodologías de análisis 7. Normativa aplicable 8. Estado actual de la tecnología a nivel mundial 9. Evaluación de la tecnología 10. Estado actual de la tecnología en Canarias 11. Necesidades futuras de investigación 12. Referencias

Introducción

Las sustancias presentes en el agua abarcan un amplio espectro de productos químicos naturales y antropogénicos. Durante mucho tiempo, numerosas sustancias consideradas actualmente como contaminantes, han permanecido ignoradas y, en consecuencia, sus efectos sobre las personas y los ecosistemas no han podido evaluarse. Sólo cuando los conocimientos científicos han ido evolucionando, se ha podido tomar conciencia de los graves problemas que pueden ocasionar en los seres vivos. Por otra parte, cuando la implantación de nuevas metodologías analíticas, ha ido permitiendo establecer la presencia de muchas de las referidas sustancias en distintos tipos de muestras, casi siempre a niveles traza, han ido “emergiendo” contaminantes que ahora sabemos que pueden estar presentes en las aguas y en organismos acuáticos. Su origen es múltiple, siendo habitual que:

•

En el agua de consumo se encuentren productos que tienen su origen en las aguas subterráneas y superficiales de las que proceden, así como en los materiales empleados para fabricar recipientes utilizados en su almacenamiento o transporte. Se incorporen a las aguas residuales, por ejemplo, a través de los vertidos de productos de limpieza urbana o industrial, vertidos de aguas con productos de limpieza domiciliaria o de aseo personal, fármacos y metabolitos excretados, etc. Su presencia en el medio marino se asocie al vertido de aguas residuales urbanas e industriales, con o sin depuración. En este caso, la incorporación a la cadena trófica pasa a convertirse en una vía por la que dichos productos se convierten en una amenaza para la especie humana.

Por otra parte, en los últimos años, se ha concentrado un considerable interés en los contaminantes que pueden limitar la acción de sustancias naturales presentes en los organismos vivos, como sucede con ciertas hormonas y, en consecuencia, pueden perturbar procesos bioquímicos que ocurren en los organismos y que afectan al crecimiento, a la reproducción, etc. de los mismos. Estas sustancias, a las que se conoce como disruptores endocrinos, pueden manifestar sus efectos a concentraciones extremadamente bajas. El elevado número de sustancias que pueden englobarse bajo la denominación de contaminantes emergentes, aconseja limitar el contenido de esta ficha a algunos que puedan considerarse más representativos. Por tal motivo, se ha decidido tomar en consideración aquellos que se comportan, o que se sospecha que pueden actuar, como

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disruptores endocrinos. Entre los mismos se prestará atención preferente a los que por sus características o aplicaciones, son candidatos a encontrarse en medios acuáticos. La información incluida en esta ficha se refiere principalmente a los tipos de sustancias clasificables como CE-DE (contaminantes emergentes con características de disruptores endocrinos), a su forma de actuar y fuentes habituales, en relación con su presencia en el agua. Así mismo, se tomarán en consideración aspectos normativos, referidos principalmente a la Unión Europea, y a determinadas cuestiones técnicas, como las referidas a metodologías analíticas aplicables para establecer, de forma fiable, su presencia en distintos tipos de muestras, y a las tecnologías para el tratamiento de las aguas, que permitan eliminar o reducir la presencia de los CE-DE en los medios acuáticos.

2. Contaminantes Emergentes La proliferación continua de productos químicos antropogénicos de interés, incluidos fármacos y productos de uso personal, medicamentos veterinarios, etc., plantea desafíos importantes y quizás insuperables para su regulación y control, desde el punto de vista de su evolución y del diseño de sistemas viables para su aplicación. Por otra parte, la investigación y el desarrollo de compuestos bioactivos evoluciona rápidamente y, en muchos casos, los mecanismos de acción son nuevos para los sistemas biológicos, por lo que las consecuencias en el medio ambiente son inciertas. Por estos motivos, la información disponible sobre los impactos potenciales de muchas de esas sustancias es limitada, aunque hay evidencias de que algunas de ellas causan efectos adversos en la salud humana y en el medio ambiente. En todo caso, es habitual que la toxicidad que se asocia a una muestra medioambiental se debe asociar con los compuestos que es posible identificar y analizar, así como con aquellos otros que permanecen en la muestra, pero que por limitaciones del análisis químico (disponibilidad de patrones, límites de detección, selectividad, etc.) no es posible identificar. El término “contaminante emergente” es impreciso. No sólo existe controversia con su significado, sino con el universo químico al que se refiere. No obstante, puede decirse que, en la mayoría de los casos, tal denominación corresponde a contaminantes no regulados todavía, pero que pueden ser candidatos a serlo en un futuro más o menos próximo, dependiendo de investigaciones sobre sus efectos potenciales en la salud, aunque se sabe que poseen características que los hacen potencialmente dañinos, tanto para la salud de las personas como para los ecosistemas. En los últimos 10-15 años se ha prestado una considerable atención a los llamados Contaminantes Orgánicos Persistentes (COPs), sobre todo por presentar una elevada toxicidad. Sin embargo, en la actualidad cada vez es mayor la atención que se presta a los Contaminantes Emergentes, especialmente por ser prácticamente omnipresentes en los distintos compartimentos medioambientales y por comportarse en, muchos casos, como disruptores endocrinos y, en consecuencia, poder provocar impactos importantes en los organismos vivos, incluso cuando se encuentran a bajas concentraciones. Con frecuencia, entre las características de los contaminantes emergentes se destaca la de ser productos con una elevada producción y consumo, que se introducen de forma continua en el medio ambiente. Por tal motivo, no necesitan ser persistentes para ocasionar efectos negativos. Por otra parte, los contaminantes emergentes son sustancias cuya presencia en el medio ambiente no es necesariamente nueva. Como se ha indicado anteriormente, son contaminantes previamente desconocidos o no reconocidos como tales, aunque exista preocupación por las posibles consecuencias de su presencia. Son contaminantes escasamente investigados, casi siempre por limitaciones científicas. En consecuencia, acerca de ellos suele existir escasez o ausencia de datos ambientales y, en ocasiones, carencia de metodologías analíticas adecuadas. Por tales motivos, su investigación es

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prioritaria actualmente para la Organización Mundial de la Salud (OMS), para la Agencia Americana de Medio Ambiente (EPA) y para la Unión Europea (UE). Ejemplos de los compuestos que han emergido recientemente como particularmente relevantes, son los surfactantes, productos farmacéuticos, productos para el cuidado personal, aditivos de las gasolinas, retardantes de fuego, antisépticos, aditivos industriales, esteroides y hormonas, así como subproductos de desinfección del agua, entre otros. Para la mayoría de estos contaminantes emergentes, la incidencia, la contribución al riesgo y los datos ecotoxicológicos no están disponibles. Así que es difícil predecir qué efectos pueden provocar en la salud de los seres humanos y organismos acuáticos (Barceló et al., 2005). Ante el elevado número de compuestos orgánicos catalogables como contaminantes emergentes, que pueden estar presentes en muestras ambientales, y específicamente en el agua, es necesario limitar esta ficha a un número reducido de los mismos. En tal sentido, como se ha dicho en la Introducción, sólo tomaremos en consideración algunos compuestos, o familias de compuestos, que reúnan simultáneamente las características de contaminantes emergentes y de disruptores endocrinos, aparte de presentar un potencial interés en las islas Canarias, por las especificidades existentes en las mismas en cuanto a la gestión de un recurso escaso como es el agua.

3. Disruptores Endocrinos 3.1 Concepto. El notable interés que se ha venido prestando a contaminantes como dioxinas, furanos, PCBs, plaguicidas, etc., se debe su considerable toxicidad, en el sentido clásico de la palabra. Sin embargo, por su presencia en los medios acuáticos y su relación con la salud humana, cada vez adquieren más relevancia un número importante de contaminantes, a los que se conoce como disruptores endocrinos, muchos de los cuales se deben catalogar, asimismo, como contaminantes emergentes. Se ha sugerido (Fernández et al., 2006) que algunas de estas sustancias químicas son capaces de comportarse como hormonas, lo que significa que si llegan a incorporarse a los organismos vivos, pueden alterar los mecanismos de actuación en los que participan las hormonas naturales. Distintos trabajos de investigación (Fernández et al., 2006) han servido para sentar las bases conceptuales de la disrupción endocrina, definir la forma de aproximación científica más apropiada y la correcta evaluación de la importancia de los disruptores hormonales en la salud humana y de las especies animales. El término disruptor endocrino define hoy día a un grupo de sustancias químicas de muy diferente origen, estructura y uso. Se trata de sustancias exógenas al organismo, naturales o sintéticas, que interfieren con la producción, liberación, transporte, metabolismo, unión, acción biológica o eliminación de las hormonas responsables del mantenimiento de la homeostasis y regulación del desarrollo. En algunas ocasiones se trata de compuestos a los que los tests habituales de toxicidad no habían atribuido efecto importante alguno. Además, muchos de ellos presentan gran estabilidad e inercia para reaccionar químicamente, por lo que reúnen características óptimas para haber sido, y ser empleados, en grandes cantidades y con gran libertad, sin protección medioambiental especial. En otras ocasiones se trata de compuestos bien conocidos por su capacidad para acumularse y persistir en las cadenas tróficas, como es el caso de muchos de los conocidos y caracterizados COPs o contaminantes orgánicos persistentes, sobre los que se han establecido medidas de control adecuadas (Fernández et al., 2006).

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3.2 Formas de actuar. Como se acaba de decir, se ha acuñado el término de disruptor endocrino para definir el conjunto heterogéneo de compuestos químicos, contaminantes medioambientales, que interaccionan con el sistema endocrino. El sistema endocrino funciona a través de la secreción interna de mensajeros químicos, las hormonas, que son liberadas por un órgano al torrente circulatorio y acceden por esta vía a los órganos diana de su acción. Allí se acoplan a receptores específicos, desencadenándose el efecto hormonal deseado (Olea, 2001). Los efectos hormonales de los disruptores endocrinos pueden ser debidos a que: mimetizan los efectos de hormonas endógenas; antagonizan la acción normal de las hormonas; alteran el patrón de síntesis y metabolismo de las hormonas naturales y modifican los niveles de los receptores hormonales. Como consecuencia, se produce una alteración del sistema hormonal que puede tener consecuencias neurológicas o reproductivas, ya que las hormonas están implicadas en el control de la reproducción, la coordinación de órganos, la organización del cerebro y el metabolismo, entre otras (Olea, 2001). Se ha sugerido que los disruptores endocrinos presentan características particulares que los hacen distintos a otros tóxicos medioambientales y que condicionan cualquier aproximación a la relación de causalidad buscada entre exposición y enfermedad. Esta forma especial de toxicidad podría deberse a que (Fernández et al., 2006):

•

El momento de la exposición es decisivo para determinar el carácter, la gravedad y la evolución posterior del efecto. Los efectos son distintos sobre el embrión, el feto, el organismo perinatal o el adulto. Si actúan durante un periodo crítico, como por ejemplo en los estadios tempranos de la vida, caracterizados por una rápida diferenciación celular y organogénesis, producen lesiones irreversibles. Los efectos pueden no aparecer en el momento de la exposición; las consecuencias se manifiestan con mayor frecuencia en la progenie que en el progenitor expuesto; la exposición embrionaria puede tener consecuencias que no son evidentes hasta la madurez del individuo; el desarrollo anormal no se expresa necesariamente en el nacimiento; sus efectos pueden permanecer latentes durante años o hacerse patentes en la descendencia en lugar de en los individuos expuestos. No existe un umbral de concentración preciso para el desarrollo del efecto toxicológico, o al menos, ese nivel de concentración es muy inferior al reconocido como límite de seguridad para otros aspectos toxicológicos distintos de la disrupción endocrina. Es posible la acción combinada de los disruptores, que pueden adquirir al actuar conjuntamente un efecto paradójico, ya sea sinérgico, antagónico o simplemente aditivo.

Parece estar consensuado que la exposición a disruptores endocrinos no tiene por qué ser de idéntico significado y repercusión sobre todos y cada uno de los individuos expuestos. De hecho, la edad del individuo en el momento de la interrelación con los contaminantes hormonales, es crítica para el desarrollo de las alteraciones enunciadas. Destaca como un momento crítico en cuanto a efecto biológico, entre todas las fases de la vida del individuo, las etapas embrionaria, fetal y la primera infancia. Al menos, así lo ha demostrado la experiencia animal y algunos casos muy concretos de investigación sobre humanos (Fernández et al., 2006). La exposición del feto a agentes con actividad endocrina puede alterar profundamente el proceso de diferenciación de órganos. Una forma de exposición inadvertida, y que suele producirse durante el periodo más sensible, parece coincidir con el desarrollo pre- y perinatal del individuo. El acúmulo de xenobióticos hormonales en tejido graso durante la vida de la madre, puede suponer una fuente importante de exposición para el hijo, tanto durante la gestación como a

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través de la lactancia. Sólo esta vía de exposición placentaria y por la leche materna, es capaz de explicar los niveles de algunos pesticidas disruptores endocrinos, detectados en grasa de niños de corta edad (Fernández et al., 2006). A pesar de las dificultades, muchos son los estudios en los que se ha intentado establecer una relación de causalidad entre la exposición a los compuestos químicos y algunas enfermedades en las que la disfunción hormonal es conocida, tales como el incremento de la tasa de abortos, la disminución de la fertilidad en trabajadores expuestos, o la telarquia prematura en niñas (Fernández et al., 2006). No obstante, es necesario tener presente que la demostración definitiva de una asociación entre disruptores endocrinos y enfermedad puede que no sea inmediata, dada la dificultad de desarrollo de estudios epidemiológicos en enfermedades frecuentes, de causa multifactorial y en donde la relación causa-efecto puede verse dilatada en el tiempo (Fernández et al, 2006). No es de sorprender que la mayor parte de los disruptores endocrinos clásicos y, por tanto, no considerados como contaminantes emergentes, estuvieran en el punto de mira de toxicólogos y medioambientalistas, toda vez que muchos de ellos estaban incluidos en las listas de los contaminantes orgánicos persistentes (COP). Acerca de estas sustancias se posee un volumen de información considerable. Por el contrario, la disponible sobre los nuevos disruptores es mucho más pobre, en todos los aspectos: origen, producción, exposición, metabolismo y bioacumulación, entre otros. Esta observación no es sorprendente si consideramos que:

• •

•

La documentación existente sobre la actividad hormonal inherente a estos compuestos no se ha presentado hasta muy entrados los años 90, a pesar de que algunas publicaciones ya anunciaban el efecto en los años 30. Cualquier actividad de investigación a este respecto tiene que luchar contra la opinión de grupos con interés en la producción, uso y manufactura de estos productos y sus derivados, que ocupan una parcela muy importante en el mercado de la industria química. La asociación entre actividad hormonal y disrupción endocrina parece ser un obstáculo insuperable para aquellos que insisten en la cuantificación de cualquier fenómeno biológico desde el punto de vista de la toxicología tradicional. La complejidad del sistema endocrino y nuestro conocimiento tan sólo parcial de su funcionamiento, dificulta la interpretación de los resultados experimentales (Olea, 2001).

4. Contaminantes Emergentes con características de Disruptores Endocrinos (CE-DE) El número de contaminantes emergentes con propiedades de disruptores endocrinos es muy amplia y crece día a día, al tiempo que cada vez se conocen más algunas de sus características y formas de actuar. No es de extrañar que con más de 100.000 sustancias químicas sintéticas en el mercado, y la incorporación cada año de un 5% - 10% de otras nuevas, aparezcan continuamente publicaciones y nuevos datos experimentales confirmando y/o alertando sobre la capacidad mimetizadora (agonista/antagonista) de muchos compuestos químicos. Entre otras razones, estas predicciones parecen estar fundadas, ya que:

• El número de sustancias químicas investigadas en cuanto a su toxicidad hormonal es mínimo, si se tiene en cuenta el altísimo número de compuestos químicos comercializados. • Las actividades hormonales investigadas se han limitado a la aplicación de unos pocos tests de estrogenicidad y androgenicidad y no se ha incluido aún la

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investigación sistemática de efectos sobre otros sistemas hormonales como tiroides, suprarrenales, etc. Es presumible que una vez que se disponga de una batería adecuada de tests útiles para explorar diferentes actividades hormonales, así como de metodologías analíticas adecuadas para su identificación y cuantificación, la lista de nuevos disruptores endocrinos se ampliará sustancialmente. De hecho, los organismos nacionales e internacionales con intereses en la regulación y comercialización de compuestos químicos (EDTA-OECD, EDSTAC-EPA, 1998) (Gelbke et al, 2004) han lanzado la propuesta para la estandarización de estos tests y su aplicación sistemática a los compuestos de nueva creación y a aquellos preexistentes. Se han descrito hasta ahora más de 10 grupos de sustancias sintéticas, pertenecientes a diferentes familias químicas, que se comportan en modelos animales como estrógenos naturales (Fernández et al, 2006 y Barceló et al, 2008). Entre las que incorporan compuestos catalogados como contaminantes emergentes, destacan las siguientes:

• Alquilfenoles (Grupo que incluye al nonilfenol y derivados). Son productos

•

utilizados en los detergentes industriales, como espermicidas, como aditivos en la fabricación de plásticos, como agentes de secado o como humectantes en la formulación de pesticidas. Algunos ftalatos (n-butilftalato, benzilbutilftalato). Suelen usarse en la industria de envasado de alimentos, tratamientos de suelos, como antioxidantes alimentarios y como aditivos en plásticos para proporcionarles elasticidad, en productos tales como bolsas de transfusión de sangre, tetinas y mordedores infantiles. Bisfenol A y compuestos relacionados. Son empleados en la fabricación de plásticos tipo policarbonato, usados en envases para alimentos y biberones, en resinas epoxi para recubrimiento del interior de latas de conserva, selladores dentales y en la composición de pegamentos de uso habitual, entre otros. Compuestos organoclorados (DDT y sus metabolitos, dieldrín, clordecona, toxafeno, endosulfán o metoxicloro). Los cuatro primeros son plaguicidas ya prohibidos en la mayor parte de los países desarrollados, mientras que el endosulfán es un pesticida todavía en uso. A los productos resultantes de su degradación se les considera contaminantes emergentes. Retardantes de llama bromados (BFRs). Destacan el tetrabromo bisfenol A (TBBPA), el hexabromociclododecano (HBCD), y los polibromodifeniléteres (PBDEs) y se emplean en una gran variedad de productos comerciales, tales como muebles, plásticos, tejidos, pinturas, aparatos electrónicos, etc. Fármacos. De todos los contaminantes emergentes, los que probablemente suscitan mayor preocupación y estudio en los últimos años son los antibióticos, aunque también reciben una atención cada vez más importante, otros como: los medios de contraste en rayos X, citostáticos, estrógenos, etc. Drogas. Existe un interés creciente en investigar la presencia de las drogas de abuso más consumidas, así como de sus principales metabolitos, en medios acuáticos.

En atención a la finalidad del trabajo, sólo nos referiremos, con un poco más de extensión, a dos familias representativas de productos incluidos en la clasificación anterior de CE-DE: los fármacos y los alquilfenoles, representativos de dos clases de productos diferentes en cuanto a su estructura y utilización, pero que presentan problemáticas con ciertas similitudes una vez incorporados al medio ambiente.

4.1

Fármacos (usos humanos y veterinarios).

Los fármacos constituyen un grupo muy interesante dentro de los contaminantes emergentes (Barceló, 2007). Su creciente uso en la sociedad actual, así como la

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tendencia a elaborar productos más específicos, hace que nos encontremos con un amplio y heterogéneo grupo de analitos con diversas características, mecanismos de degradación y efectos nocivos una vez son excretados por el paciente. A pesar de tratarse de productos creados por y para los seres vivos, y de su importancia para el bienestar de la población, la comunidad científica no puede obviar los posibles efectos adversos que pueden ocasionar en el medio natural (incluyendo su flora y su fauna) y, paradójicamente, en la salud del propio ser humano (Pena et al, 2007). Uno de los más importantes y peligrosos perjuicios que pueden aparecer ante la extensa administración de determinados fármacos, como por ejemplo antibióticos, es el desarrollo de mecanismos de resistencia de los organismos patógenos (Pena et al, 2007). Otro grave efecto es la alteración del equilibrio natural de los microorganismos responsables de procesos vitales para el medio ambiente como la desnitrificación, la fijación de nitrógeno o la descomposición de materia orgánica (Peng et al, 2006). Las primeras evidencias de la presencia de fármacos en el medio acuático se produjeron en los años 70 con la identificación en aguas residuales en EEUU del ácido clofíbrico, que es el metabolito activo de varios reguladores de lípidos en sangre (clofibrato, etofilin clofibrato y etofibrato). Sin embargo, no ha sido hasta principios de la década de los 90 que el tema de los fármacos en el medio ambiente ha surgido con fuerza, como demuestran los numerosos artículos publicados desde entonces y el interés científico y social que han despertado (El Periódico, 2005, El País, 2006, El Global, 2006). Así, el volumen de estudios y publicaciones a este respecto ha aumentado significativamente en los últimos años. Dado que las estaciones depuradoras de aguas residuales (EDARs) no poseen aún mecanismos capaces de eliminar totalmente estos compuestos, pueden alcanzar aguas superficiales y subterráneas o incluso utilizarse para regadío. Así, las aguas residuales urbanas constituyen una importante fuente de contaminación de los sistemas acuáticos naturales, pudiendo considerarse los fármacos contaminantes “pseudo” persistentes debido a su continua introducción en el medio (Barceló, 2007 y Barceló et al, 2007). Actualmente en Europa hay más de 3000 ingredientes activos permitidos para su uso en el cuidado de la salud. Sin embargo, desde que se detectara el primer residuo de ácido clofíbrico hasta el momento, únicamente unos 100 de ellos han sido alguna vez analizados en diferentes compartimentos medioambientales. La necesidad de seguir trabajando en esta línea de investigación, en la que se debe incluir el estudio de los metabolitos y los productos de transformación, es evidente (Miao et al, 2005 y Bedner et al 2006). No existen datos ciertos sobre el riesgo de exposición prolongada a compuestos con actividad farmacológica solubles en agua, aunque es razonable suponer que afecten particularmente a ciertos grupos vulnerables, como niños o personas con deficiencias enzimáticas. La propia actividad biológica de estos compuestos, sugiere la posibilidad de efectos importantes incluso a dosis muy reducidas, pero mantenidas largo tiempo. Es conocido que algunos compuestos farmacéuticos afectan al sistema endocrino (Rosales et al, 2010). Dentro de los productos farmacéuticos, podemos clasificar los grupos más significativos (Cortacans et al, 2006):

• •

Analgésicos y antiinflamatorios: paracetamol, acido acetilsalicílico, ibuprofeno, diclofenac, metamizol, que combaten el dolor mediante la inhibición de las enzimas productoras de prostaglandinas. Antibióticos: sulfonamidas, fluoroquinolonas, cloranfenicol, tirosina, trimetopina, que impiden la reproducción y el crecimiento bacteriano mediante mecanismos de inhibición, por ejemplo de las enzimas DNA-gyrasa o topoisomerasa II.

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• • • • • • •

Antidepresivos: benzodiacepinas, fluoxetina, que aumentan la actividad de los neurotransmisores del cerebro causantes de la depresión: serotonina, dopamina y noradrenalina. Antiepilépticos: carbamazepina, que evita el exceso de impulsos eléctricos rápidos y repetitivos en el cerebro causantes de las convulsiones. Antihistamínicos: omeprazol, ranitidina, famotidina, que bloquean los receptores de la histamina, mediador químico causante de las reacciones alérgicas y la úlcera péptica. Antineoplásicos: ciclofosfamidas, bisulfan, empleados para el tratamiento de procesos cancerosos. β-bloqueantes: atenolol, propanolol, metaprolol, que combaten la hipertensión arterial o la arritmia cardiaca mediante el bloqueo de receptores del corazón. Estimulantes: cafeína, que estimulan el sistema nervioso central. Estrógenos: utilizados fundamentalmente como anticonceptivos y para el tratamiento de desórdenes hormonales tan frecuentes como la menopausia, que son los responsables en muchos casos de la aparición de fenómenos de feminización, hermafroditismo, y disminución de la fertilidad.

Aunque éstas son las familias de fármacos más empleadas por la sociedad actual, existe un amplio abanico de fármacos que también pueden llegar a las plantas depuradoras de aguas residuales, como son los antiparasitarios, antilipemiantes, anticonceptivos, ansiolíticos, antipiréticos, etc. El consumo de fármacos en los países de la UE se cifra en toneladas por año, y muchos de los más usados, entre ellos los antibióticos, se emplean en cantidades similares a las de los pesticidas. Por otra parte, aunque no los hemos mencionado de forma expresa, cada vez despiertan mayor interés los fármacos utilizados con usos veterinarios. Cantidades importantes de productos farmacéuticos se destinan al tratamiento de distintas patologías en animales. De los productos de degradación de los mismos o de los metabolitos y restos no transformados que se incorporan a los excrementos, se derivan efectos medioambientales similares a los provocados por los fármacos usados en humanos. Entre los fármacos más prescritos en medicina humana destacan los analgésicos/antiinflamatorios como el ibuprofeno y el diclofenac, los antiepilépticos como la carbamacepina, antibióticos como la amoxicilina y el sulfametoxazol, y los βbloqueantes como el metoprolol. A éstos cabe añadir los, cada vez más, utilizados en veterinaria, en actividades como la acuicultura, la ganadería, y la avicultura. Según las propiedades físico-químicas de los fármacos y sus metabolitos y productos de degradación, y las características de los suelos, estas sustancias pueden llegar a alcanzar las aguas subterráneas y contaminar los acuíferos, quedar retenidas en el suelo y acumularse pudiendo afectar al ecosistema y a los humanos a través de la cadena trófica o bien incorporarse directamente al medio marino. Como caso particular y de importancia creciente, deben citarse los productos utilizados para el tratamiento de peces en instalaciones de acuicultura marina, vía por la que, incluso, se incorporan directamente al medio marino cantidades considerables de fármacos sin ni siquiera entrar en contacto con los peces objeto de tratamiento. En consecuencia, para una evaluación realista del medio acuático es necesario estudios integrados en los que se contemple las distintas fases que constituyen el medio: agua subterráneasuelo/sedimentos; agua de mar-sedimentos-biota, etc (Barceló et al, 2008).

4.2

Alquilfenoles etoxilados.

Suelen presentarse como mezclas complejas de oligómeros e isómeros de compuestos anfifílicos, formados por un anillo fenólico que contiene un radical alquilo unido a una cadena lateral de grupos etoxilo. La longitud de la cadena lateral puede variar entre 1 y 50 grupos etoxilo. Su composición puede representarse tal y como se indica en la Figura B56.

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Figura B56. Composición de los alquilfenoles etoxilados

en la que “n” indica el número de etoxi oligómeros que forman la cadena etoxilada y “m” el número de átomos de carbono en la cadena alquílica. La cadena alquílica se representa como una estructura lineal, pero también puede ser ramificada. El etoxil-p-nonilfenol y el etoxil-p-octilfenol son los más ampliamente utilizados. Su solubilidad en agua aumenta conforme disminuye el tamaño de su cadena alquílica hidrofóbica y conforme se incrementa su número de oligómeros etoxilados. Son utilizados como surfactantes no iónicos en detergentes, tanto industriales como domésticos y como humectantes. También son usados como plastificantes o como antioxidantes en el poliestireno modificado y en el PVC, para aumentar su estabilidad y solidez. Así mismo, aparecen al degradarse determinados plaguicidas, detergentes y productos utilizados para higiene personal. Los alquilfenoles están presentes, por ejemplo, en productos de acabado textil, de las pieles o del metal, e incluso en lubricantes espermicidas. Su presencia se ha establecido en distintos compartimentos medioambentales. A pesar de su baja volatilidad, han sido detectados en aire urbano, lo cual indica que pueden evaporarse desde agua o suelo contaminados. En los suelos y sedimentos tienen la capacidad de unirse a las partículas orgánicas y minerales. Pueden ser degradados lentamente en suelo y agua por acción de los microorganismos; aunque en condiciones anaeróbicas este proceso es muy limitado. Sus metabolitos pueden lixiviarse hasta las aguas subterráneas y suelen ser más persistentes, hidrofóbicos y biológicamente más activos. Se ha propuesto que estos compuestos pueden sufrir fotólisis tanto en agua como en suelo, pero esta es baja en condiciones naturales. Uno de sus principales metabolitos, el nonilfenol, presenta una vida media por fotólisis de 10 a 15 horas. La degradación es más lenta conforme aumenta su número de grupos etoxilo. Su potencial de bioconcentración se considera bajo; sin embargo, puede ser relevante para los alquil fenoles con menor número de oligómeros etoxilados; que pueden bioconcentrarse en peces, algas, aves, moluscos y crustáceos, y se biomagnifican a lo largo de la cadena trófica. En las aguas residuales, los alquilfenoles etoxilados se degradan en alquilfenoles. Entre los alquilfenoles se encuentran sustancias como el p-nonilfenol y el octilfenol, así como productos de la descomposición como los polietoxilatos de alquilfenol. Algunas de estas sustancias son contaminantes muy extendidos, que pueden llegarnos a través de múltiples vías. Una de ellas, no la única, es la contaminación de las aguas. Diversos estudios han encontrado estas sustancias en las aguas depuradas vertidas en ríos de países como Estados Unidos o España, a veces con altas concentraciones (Ying et al, 2002 y Martínez-Bueno et al, 2010). También se ha registrado su liberación, junto con la de ftalatos, desde diversos productos utilizados en las conducciones de agua potable (ENDS, 1999). Finalmente, de un modo u otro, algunas de estas sustancias pueden terminar en las personas, a través del agua de bebida o de la comida. En Alemania, por ejemplo, se ha detectado nonilfenol, de forma muy generalizada, en decenas de alimentos de uso común. No extraña pues que hayan sido encontrados muy frecuentemente en los tejidos humanos. La Unión Europea clasificó hace algunos años al nonilfenol como tóxico para la fertilidad y el desarrollo del ser humano, en la leche materna y en cordones umbilicales (Takada et al, 1999 y Guenther et al, 2002). En relación con los efectos que pueden provocar, se ha publicado que estas sustancias aparecen implicadas en la aparición de peces hermafroditas en algunos cursos fluviales del Reino Unido, a las que se producían vertidos desde plantas depuradoras y potabilizadoras (Jobling et al, 1993 y Purdom, et al, 1994).

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Algunos alquilfenoles pueden comportarse como poderosos disruptores endocrinos y dañar el sistema inmunológico al afectar a los leucocitos. El nonilfenol tiene propiedades estrogénicas y anti-androgénicas más fuertes que, por ejemplo, el octilfenol. Sin embargo, diversos experimentos han mostrado cómo roedores expuestos a ésta última sustancia, incluso brevemente, antes y después de nacer, tenían los testículos de menor tamaño y menos espermatozoides una vez maduraban (Sharpe et al, 1995).

Origen y destino. Presencia de CE-DE en medios acuáticos

Desde la perspectiva de la gestión del agua en Canarias y de su posible relación con los CE-DE, se ha construido la Figura B57 en la que se incluyen las fuentes principales de estos compuestos. A partir de las mismas, es posible que se produzca el acceso de dichos productos a distintos compartimentos ambientales, incluidos los que engloban a los seres vivos. Los CE-DE tendrían su origen principal en productos de limpieza, productos de aseo corporal y fármacos de todo tipo, presentes en las excreciones de humanos y de animales, incluyendo los procedentes de granjas marinas. Estos productos o los resultantes de su degradación, se pueden incorporar directamente al medio marino o acceder a las aguas subterráneas, sin tratamiento previo o después de ser sometidos a distintos procesos en las Estaciones Depuradoras de Aguas Residuales. Por alguna de estas vías, los CE-DE pueden incorporarse a las aguas de consumo. A su vez, las aguas de abastecimiento, también pueden verse afectadas por la utilización de plásticos en conducciones o en recipientes para el almacenamiento del agua.

CE. Uso humano e industrial

CE. Uso veterinario

Plantas de tratamiento de aguas residuales

Medio marino

Suelos

Agua subterránea

CE. Recipientes y conducciones

Agua de consumo

Alimentos

Figura B57. Ciclo de los contaminantes emergentes (CE-DE) limitado en relación al origen y destino.

Por último, la incorporación de CE-DE a los suelos, directamente o a través del riego con aguas depuradas, podría constituir una fuente potencial para la presencia de dichos productos en alimentos de origen agrícola o para la introducción de los mismos en las aguas subterráneas. En otros tipos de alimentos, como los que tienen su origen en el medio marino, la presencia de dichos contaminantes se produce mediante la incorporación a la cadena trófica de distintos componentes de la biota acuática.

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Para cada una de las familias de compuestos antes mencionadas, se podrían establecer las rutas que enlazan su origen y el destino medioambiental de los mismos. Como ejemplo, podríamos referirnos al origen en medios acuáticos de Productos Farmacéuticos y de Higiene Personal (PPCPs). Potencialmente podría producirse a través de la excreción metabólica de individuos y animales domésticos, incluyendo con frecuencia medicamentos no metabolizados y metabolitos bioactivos, excreción metabólica de peces e inyección directa de fármacos utilizados en el tratamiento de ciertas patologías en granjas marinas, excreciones procedentes de granjas animales, en ocasiones incorporadas directamente al subsuelo, descarga de residuos tratados o no tratados procedentes de hospitales en los sistemas de alcantarillado público, además de los procedentes de consultas particulares, laboratorios públicos y privados, centros de investigación, etc., eliminación de medicamentos no usados o caducados en sistemas de alcantarillado, descarga directa en el subsuelo o el medio marino de aguas procedentes de lavado domiciliario, duchas y piscinas, o de productos de distinto tipo desde las industrias que vierten residuos, descargas de efluentes tratados en plantas que descargan a las redes de alcantarillado y al medio marino, o que se reinyectan en los acuíferos o se reciclan/reutilizan para irrigación o usos domésticos, lixiviados de vertederos y suelos a los que se han incorporado estiércol y residuos de origen animal, lodos de depuradora, etc., descargas desde los sistemas de riego agrícola, incluyendo la tendencia del uso de aspersores, que facilita la transferencia de compuestos de cierta volatilidad a la atmósfera, etc. Es evidente que en las sociedades modernas, donde cada día hay una mayor demanda de productos químicos para uso directo (fármacos, detergentes y plaguicidas, por ejemplo) o como parte de otros productos de consumo (protectores y retardantes de llama), la descarga de grandes volúmenes de agua tratada puede dar lugar a la exposición de humanos y organismos acuáticos a un gran número de contaminantes orgánicos, incluyendo compuestos carcinogénicos y disruptores endocrinos. El incremento constante en el número de contaminantes emergentes es indicativo de la alta dependencia de los estilos de vida modernos en compuestos orgánicos sintéticos y sus consecuencias para el medio ambiente. Conforme aumenta esta dependencia, la cantidad y variedad de estos compuestos antropogénicos y su descarga al medio ambiente se incrementan rápidamente. La contaminación de las fuentes de agua con un número cada vez mayor de estas sustancias puede tener efectos negativos en los ecosistemas, así como en la salud humana. Simultáneamente, la demanda de agua limpia continúa incrementando conforme aumenta la población. La presencia de contaminantes orgánicos emergentes puede también restringir el uso de efluentes tratados para irrigación y el uso de biosólidos como fertilizantes. Como consecuencia, existe la necesidad del desarrollo de protocolos de investigación para el estudio sistemático del destino de dichos compuestos en las plantas de tratamiento y en el ambiente (Torrents et al, 2006). Las concentraciones a las que se han encontrado en aguas superficiales (como consecuencia de una eliminación incompleta en las plantas de depuración de aguas) o en aguas subterráneas (debido a la escasa atenuación que experimentan algunos compuestos durante la filtración a través de suelos) se sitúan normalmente en el rango de ng/l o µg/l, mientras que en suelos y sedimentos, en donde pueden persistir durante largos periodos de tiempo, alcanzan concentraciones de hasta g/Kg. Pero lo que ha despertado una mayor preocupación ha sido el hallazgo de algunos de ellos (como el ibuprofeno, el diclofenac, la carbamacepina o el ácido clofíbrico) en aguas potables. (Díaz-Cruz et al, 2005 y Hernando et al, 2006). Así, como ejemplo, podemos citar que se han publicado resultados que evidencian la contaminación de agua mineral por xenoestrógenos, concretamente por derivados de ftalatos presentes en materiales plásticos. Los resultados derivados del estudio realizado, ponen de manifiesto que aguas almacenadas en recipientes de plástico (PET) y en Tetra-Pak presentan mayores concentraciones de contaminantes que las distribuidas en botellas de cristal (Wagner et al, 2009).

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Como ejemplos representativos de la presencia de CE-DE en sistemas acuáticos, en las Tablas B47 y B48 se incluyen datos de concentraciones de CE-DE halladas en muestras de distintos tipos de aguas y en lodos de depuradoras, obtenidos en muestras de distinta procedencia (Díaz-Cruz et al, 2009 y Bolong et al, 2009). Tabla B47. Concentraciones de CE-DE en muestras de lodos (Fuente: Díaz-Cruz et al, 2009).

Compuestos Fármacos Carbamazepina

Diclofenac

Trimetoprim

Claritromicin

Ciprofloxacina

Ofloxacina

Triclosan

Sulfapiridina

Sulfametoxazol

Sulfadiazina Sulfametazina Sulfatiazol Estrógenos E1 E2 αE2 E3 E1-3S E2-3S EE2 E2-17A DES

Lugar

Concentración (µ µg/kg)

España Irlanda USA USA España Japón USA España Alemania Suiza USA USA Alemania Suiza USA USA Suecia Austria España Suecia Austria España Irlanda USA Alemania Suecia España Alemania Suecia España España España España

73.6-89.7 120 34.5 4.7-12.8 LQ-424.7 35 10.4-23.1 LQ-13.8 87-133 13-30 5.2 1.6-30.2 16-41 25-63 778 22.6-46.4 0.9-4.8 230 44.6-86.6 0.1-2 510 418-1508 10-24.6 320 51-197 24-29 LQ 18-113 20-73 LQ LQ LQ LQ

España Francia España Francia España España Francia España España España Francia España España

<200 2-8 <250 1-10 <250 272 y 406 ND 0.64-7 0.64-7 <250 1-18 <375 184

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Tabla B47. Continuación

Compuestos Surfactantes LAS NPEO NP

Lugar

Concentración (mg/kg)

Dinamarca 50-1507 Grecia 12.8-233 Francia 16.5-215.5 Dinamarca 1-25 Grecia 3.6-93 NPEC USA 27-113 LQ: Por debajo del límite de cuantificación. ND: no detectado E1: Estrona. E2: Estradiol. EE2: Etinil estradiol LAS: Sulfonato de alquilbenceno lineal NP: Nonilfenol NPEO: Nonilfenol etoxilado NPEC: Nonilfenol carboxilado

Tabla B48. Concentraciones de CE-DE en muestras de aguas residuales municipales, superficiales y potable (Fuente: Bolong et al, 2009).

Compuestos Lugar Aguas residuales municipales NP Reino Unido E1 Reino Unido E2 Reino Unido NP Alemania E1 Alemania E2 Alemania EE2 Alemania NP Japón E2 Japón Aguas superficiales NP E1 E2 NP E2

Alemania Alemania Alemania Japón Japón

Concentración (ng/kg) 1.2-2.7 15-220 7-88 199 3.4 0.9 1.4 80-1240 2.7-48

34 0.7 0.6 250 2.1

Agua potable NP Alemania 8 E1 Alemania 0.4 E2 Alemania 0.3 LQ: Por debajo del límite de cuantificación. ND: no detectado E1: Estrona. E2: Estradiol. EE2: Etinil estradiol LAS: Sulfonato de alquilbenceno lineal NP: Nonilfenol NPEO: Nonilfenol etoxilado NPEC: Nonilfenol carboxilado

Como ejemplo concreto de estudios realizados en aguas destinadas a consumo, nos referiremos a la determinación de 55 fármacos y 3 metabolitos, seleccionados entre los grupos terapéuticos frecuentemente prescritos, en aguas tomadas en distintos puntos de los ríos: Tajo, Jarama, Manzanares, Henares y Guadarrama, en la comunidad de Madrid. Las sustancias analizadas se encontraron en la mayoría de los casos en

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concentraciones muy bajas, del orden de ng/l, excepto para 13 medicamentos cuyas concentraciones superaron la media de 1 µg/l, que fueron los analgésicos diclofenaco e ibuprofeno, el antiparasitario metronidazol, el antidepresivo paraxentina, el betabloqueante atenolol, el antilipodemiante bezafibrato y la cafeína. Por grupos terapéuticos, cardiovasculares, analgésicos y broncodilatadores fueron los grupos que se encontraron en mayores cantidades, mientras que antibióticos y antiepilépticos se encontraron en menor cantidad. En relación al agua potable, fue analizada en las cinco zonas principales de abastecimiento de la Comunidad de Madrid. Se encontraron 5 medicamentos. Cafeína y cotinina fueron encontradas en el total de las muestras, siendo las concentraciones más altas halladas de 75 y 34 ng/l respectivamente. Nicotina y el antiepiléptico carbamazepina fueron encontradas en el 60% de las muestras, siendo la concentración más alta de nicotina de 100 ng/l, mientras que la de carbamazepina fue mucho más baja, únicamente de 5 ng/l. El antidepresivo venlafaxina sólo fue encontrado en una muestra y en una concentración muy baja, 9 ng/l.

Metodologías de análisis

Uno de los problemas importantes que ha limitado el conocimiento de los CE-DE y, en especial, el establecimiento de sus efectos sobre la salud y el medio ambiente, o su comportamiento frente a distintas tecnologías para su tratamiento y eliminación, ha sido la carencia de técnicas y metodologías adecuadas para su identificación y cuantificación en matrices complejas. Limitándonos a su medida y detección en medios acuáticos, algunas de las dificultades esenciales son:

•

Muchas de las técnicas habituales en los laboratorios analíticos no son adecuadas para el análisis de determinados compuestos a niveles traza, como sucede habitualmente con los CE-DE. En consecuencia, se suelen necesitar de metodologías de preconcentración adicionales, como la extracción líquido-líquido o la extracción en fase sólida que, a su vez, suelen ir acompañadas de procesos de eliminación de disolventes con el uso de gases inertes. Estas etapas pueden introducir dificultades adicionales a la determinación analítica, incluida la aparición de errores importantes. Muchos de los CE-DE son compuestos con diferencias importantes en sus características físico-químicas, lo cual impide la posibilidad de una metodología estándar para la vigilancia y control de estos contaminantes. Cada compuesto, o grupo reducido de de los mismos, requiere de técnicas y/o de metodologías específicas de análisis. El tipo de matriz en la que se encuentren los contaminantes condiciona seriamente el tratamiento de la muestra a realizar. No sólo es necesario desarrollar tecnologías analíticas que permitan la detección de CE-DE a niveles de concentración que actualmente deben llegar a los ng/l, sino metodologías completas que incluyan etapas de disolución de la muestra, extracción y separación de analitos de interés y procesos de preconcentración, que permitan alcanzar niveles adecuados de sensibilidad y selectividad, con errores o incertidumbres en los resultados que no resten fiabilidad a los resultados. No siempre es factible alcanzar los objetivos planteados con la eficacia necesaria, sobre todo cuando las determinaciones han de realizarse en matrices complejas como sucede con las aguas residuales y los lodos y sedimentos.

Actualmente, la mayoría de los métodos analíticos investigados para determinar estos contaminantes están referidos a muestras acuosas (como aguas superficiales o aguas de alcantarillado). También se han desarrollado metodologías para su análisis en muestras sólidas, como los sedimentos, y en menor medida en muestras de lodos procedentes de alcantarillados y de sistemas de depuración, probablemente debido a la complejidad de estas matrices. Desde un punto de vista analítico, las muestras de lodos

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son muestras difíciles de tratar porque no son uniformes en su composición. Las concentraciones de contaminantes presentes en las muestras varían dependiendo de la naturaleza de las aguas brutas que entran e las estaciones de depuración de aguas residuales. Además de los contaminantes de interés, los lodos contienen varios componentes que son interferencias potenciales en el análisis de dichos contaminantes, como pueden ser los lípidos y otros compuestos que se es posible agregar durante el proceso. Estos componentes pueden interferir en cualquier etapa del proceso analítico, de manera que es importante eliminarlos mediante etapas de limpieza (clean-up). En las Figuras B58 y B59 se muestran esquemas reducidos de las etapas mas representativas que componen las metodologías de análisis empleadas para la determinación de CE-DE en muestras acuosas y sólidas.

Muestras acuosas

Filtración Off-line

On-line

Extracción en fase sólida (SPE)

Evaporación con N2

Cromatografía líquida de alta resolución con espectrometría de masas (LC-MS)

Figura B58. Resumen de las principales etapas que componen las metodologías de análisis de CEDE en muestras de agua. Fuente: Barceló et al, 2005.

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Muestras sólidas (sedimentos/lodos)

Liofilización Extracción con fluidos presurizados Rotavapor Purificación (clean-up) Extracción en fase sólida (SPE)

N2 evaporación

Cromatografía líquida de alta resolución con espectrometría de masas (LC-MS)

Figura B59. Resumen de las principales etapas que componen las metodologías de análisis de CEDE en muestras de agua. Fuente: Barceló et al, 2005.

Como se observa, con carácter general puede decirse que las metodologías existentes comprenden la extracción de los analitos desde la muestra, a continuación la purificación del extracto, y por último el análisis por cromatografía líquida o de gases acoplada generalmente a un detector de espectrometría de masas, haciendo uso, con frecuencia de la modalidad masas-masas. Ante la enorme cantidad de analitos clasificables como CE-DE y de las muchas matrices en las que pueden encontrarse, en la Tabla B49 solo se agrupan, como ejemplo representativo, algunas de las metodologías y técnicas analíticas empleadas actualmente para el tratamiento de muestras y análisis, tomando en consideración únicamente algunos grupos representativos de CE-DE: fármacos, estrógenos y surfactantes, limitando el tipo de muestra al caso de lodos.

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Tabla B49. Metodologías analíticas para la determinación cuantitativa de CE-DE en muestras de lodos. Compuestos FÁRMACOS 31 compuestos (analgésicos y antiinflamatorios, antiulcerantes, fármacos psiquiátricos, antiepilépticos, antibióticos, β-bloqueantes, diuréticos, agentes hipoglicémicos, reguladores de lípidos, antihistamínicos) 27 compuestos (analgésicos y antiinflamatorios, reguladores de lípidos, fármacos psiquiátricos, psicoactivos, antibióticos, βbloqueantes, β-antagonistas, diuréticos, anticoagulantes) 20 compuestos (antiepilépticos, antibióticos, antihistamínicos, reguladores de lípidos, analgésicos y antiinflamatorios, antihipertensivos) 6 compuestos (reguladores de lípidos, analgésicos, antiinflmatorios) 12 antibióticos (fluoroquinolonas, sulfonamidas, cefalosporín, penincilina, nitroimidazol, tetraciclina, macrólidos )

9 fluoroquinolonas

Preparación muestra

PLE: MeOH/H20, 1:2 (v:v), 100ºC;

Separación y detección

LOD (µ µg/kg)

HPLC-ESI-MS

0.35-160 (tratado); 0.15-114 (activado); 0.17-256 (MBRs)

LC-ESI-MS

2-580

LC-ESI-MS

0.26-250

GC-EI-MS

4-40

LC-ESI-MS

0.1-5.3

LC-ESI-MS LC-FLD

MS(SIM):0.3-7.5 MS(SRM):0.6-6.8 FLD:11-62

LC-ESI-MS

0.15-175

GC-MS

5-10

GC-EI-MS

2-4

SPE: Oasis HLB, pH 7

PLE: MeOH/H20, 1:1 (v:v), 60ºC; SPE: Oasis HLB, pH 5.5

USE: MeOH/acetona; SPE: Oasis HLB, (pH 2; pH 3; pH 6) USE: MeOH/acetona; SPE: Oasis MCX

USE: tampón de fosfato pH 6

USE: MeOH/H2O 30:70 (v:v) 15mM disolución de tetraborato de sodio pH 4.2; SPE: Columnas de polipropileno tetraciclina

ESTRÓGENOS Liofilización, homogenización, granulometría (<125 µm) E3, E2-3S, E1-3S, αE2, E2, EE2, E1, DES, E2-17A

PLE: MeOH:acetona, 1.1 (v:v) + MeOH/H2O 1:1(v:v) Filtración del extracto (0.45 µm) Centrifugación, congelación, liofilización

E1, E2, E3, EE2

Tumbling:MeOH Clean up: NP-SPE y NP-HPLCDAD, derivatización

E1, E2, EE2

USE: centrifugación: MeOH y acetona Clean-up:GPC, gel de sílice,

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Compuestos

Preparación muestra

Separación y detección

LOD (µ µg/kg)

LC-ESI-TOF

LC-ESI-MS

GC-EI-MS LC-ESI-MS

1-3 2-16

LC-MS

5-25

LC-ESI-MS

0.5 (NP) 1.5 (NPE1C) 1.5 (NPE2C)

LC-FLD λex 222 nm, λem 305 nm

2.86 µg/g d.m. (NP) 1.82 µg/g d.m. (NPEO)

LC-ESI-MS

LOQs 0.3-0.8 (SPC) 25 (LAS)

LC-FLD λex 225 nm, λem 295 nm

0.33-1.83 µg/g d.m.

SPE y HPLC, derivatización USE:MeOH E1, E2, E3, EE2

E1, E2, E1-3G, E1-3S, E2-3S, E2-3, 17S, E2-3G, E2-17G, EE2

Clean-up: Centrifugación, intercambio iónico en fase sólida, extracción líquidolíquido y SPE Centrifugación, liofilización, homogenización Extracción Soxhlet Clean up: SPE Liofilización y granulometría (2mm)

E1, E2, E3, EE2

PLE: MeOH: acetona, 1:1 (v:v) Clean-up: SPE and LC

SURFACTANTES NPEO, OPEO, NP, OP, NPE1C, OPE1C

NPE1C, NP, derivados bromados

USE: diclorometano/MeOH 7:3(v:v) SPE: C18 PLE: acetona/MeOH 1:1 (v:v), temperatura 75ºC, presión 1500 psi, 2 ciclos de extracción estática, 5 minutos SPE: C18

NP, NPEO

LAS, SPC

MAE: hexano/acetona 1:1 (v:v), 120ºC, 1200 W PLE: MeOH/H2O 9:1(v:v), 120ºC, 3 ciclos de 5 min cada uno SPE: C18

LAS

MAE: MeOH, 250 W, 10 min

PLE: Extracción con fluidos presurizados SPE: Extracción en fase sólida USE: Extracción con ultrasonidos HPLC-ESI-MS: Cromatografía líquida con ionización electrospray modo tandem con detector con espectrometría de masas GC-ESI-MS: Cromatografía gases con ionización electrospray modo tandem con detector con espectrometría de masas FLD: Detector de fluorescencia NP: Fase normal DAD: Detector de fotodiodos GPC: Cromatografía de permeación en gel d.m.: Materia seca MAE: Extracción con microondas SPC: Sulfofenil carboxilatos nr: no recuperado

Como puede observarse, es variado el número de técnicas y metodologías empleadas en las primeras etapas del proceso analítico. En el caso de los fármacos y surfactantes, una primera separación de los analitos del resto de la matriz, se consigue

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con técnicas como la extracción asistida por ultrasonidos o por microondas, y con fluidos presurizados, siendo las fases líquidas mas empleadas las constituidas por mezclas de disolventes polares que incluyen al metano, junto con algún otro disolvente orgánico como la acetona o el diclorometano, utilizándose en ocasiones un oxidante inorgánico como el peróxido de hidrógeno. La etapa anterior suele completarse con otra de extracción en fase sólida, con cartuchos Oasis o columnas con rellenos poliméricos, y fases líquidas en las que se controla el pH. Cuando los analitos a tratar son estrógenos, los datos resumidos en la Tabla B50 ponen de manifiesto que los tratamientos previos son más complejos. En los distintos trabajos publicados se observa que los procesos a realizar van desde la eliminación de la humedad de las muestras, con el empleo de técnicas como la centrifugación y liofilización, a la homogeneización de las mismas y la conservación de las muestras a bajas temperaturas, pasando por la transformación de los analitos mediante procesos de derivatización, cuando en la etapa de medida se utiliza la cromatografía de gases. Por otra parte, al igual que en el caso anterior, es preciso emplear técnicas adecuadas para la solubilización de los analitos, como la extracción Soxlhet, la extracción asistida por ultrasonidos o la extracción con fluidos supercríticos. Estas metodologías favorecen, así mismo, la eliminación de interferencias, aunque, en tal sentido, para el análisis de estrógenos se ha descrito el empleo no solo de las técnicas anteriores sino de otras, específicamente utilizadas con esta finalidad, como la extracción en fase sólida o metodologías basadas en técnicas cromatográficas como la exclusión molecular, intercambio iónico, etc. Una vez preparadas las muestras, la siguiente etapa del proceso analítico es la de medida. En este sentido, se suelen emplear técnicas cromatográficas, siendo la cromatografía líquida de alta resolución la que se utiliza de forma preferente para la separación analítica de las familias de compuestos agrupadas en la Tabla B50. Aunque con un menor número de aplicaciones, también se han utilizado las separaciones haciendo uso de la cromatografía de gases, aunque en este caso suele ser necesaria una etapa de derivatización, inconveniente importante de esta técnica. En ambas modalidades cromatográficas, para la identificación y/o detección se emplean distintos detectores, aunque son los basados en la espectrometría de masas, en sus distintas modalidades, los más empleados. Asociados a la HPLC también se ha recurrido, en determinados casos, al empleo de otro tipo de detectores, como los de fotodiodos o de fluorescencia. En general, los límites de detección alcanzados por las distintas metodologías empleadas suelen ser del orden de los µg kg-1. En la mayoría de las determinaciones de surfactantes y fármacos mediante acoplamientos HPLC-SM, suelen alcanzarse límites de detección inferiores a 1 µg/kg.

Normativa aplicable

Como resultado de las investigaciones llevadas a cabo hasta ahora, algunos fármacos están siendo considerados por la US EPA como posibles candidatos a ser incluidos en la lista de los contaminantes orgánicos prioritarios en el agua potable, como es el caso del diclofenac (antirreumático), la carbamazepina (antiepiléptico), y el cloranfenicol (antibiótico). En la UE, por el momento, no se han fijado límites máximos en el agua potable, y por tanto, no es necesario desde un punto de vista legal el seguimiento de tales compuestos. Sin embargo, lo más probable es que en un futuro próximo sean regulados. Como se comentó anteriormente, la denominación de contaminantes emergentes corresponde, en la mayoría de los casos a sustancias químicas que poseen características que las hacen potencialmente peligrosas para la salud de las personas y/o para ecosistemas, pero que cuyo uso no ha sido regulado todavía. En consecuencia, es habitual que no exista normativa aplicable a los mismos.

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Ahora bien, nosotros hemos unido a los contaminantes emergentes a considerar en esta ficha, aquellos compuestos que se comporten como disruptores endocrinos. Con respecto a estos sí que han existido iniciativas de la Unión Europea o de las Naciones Unidas, así como de determinados países para intentar regular su uso, distribución, etc. Sin embargo, hemos de decir que la normativa referida a los mismos, se centra en compuestos como los PCBs, pesticidas, dioxinas y furanos, etc. Es decir, contaminantes conocidos desde hace tiempo por su toxicidad y que, como hemos dicho, muchos se comportan como disruptores endocrinos. Habitualmente a estos contaminantes se les engloba bajo la denominación de Compuestos Orgánicos Persistentes (COPs). Aunque hemos procurado evitar referencias a estos compuestos, es cierto que, en determinados casos, como sucede con algunos pesticidas o metabolitos de los mismos, no es fácil establecer barreras precisas entre determinados COPs que son disruptores endocrinos y los CE-DE. En todo caso, centrándonos en los disruptores endocrinos, la preocupación que se desató desde su descubrimiento, tuvo una primera respuesta de los estamentos públicos en el año 1992, con la convocatoria de la Comisión de Oslo y París (OSPAR) para la protección del Medio Ambiente Marino del Atlántico Noroeste, con el objeto de recomendar la prohibición para el año 2000 de algunas sustancias, como agentes de limpieza doméstica e industrial. En los sucesivos años numerosas instituciones internacionales y de algunos países desarrollados plantearon seminarios, comités y evaluaciones sobre el efecto de los disruptores endocrinos, tanto en el medio ambiente como en la salud humana. En la Tabla B50 se muestran algunos de los Seminarios, Comités, Evaluaciones sobre los disruptores endocrinos en el período comprendido entre 1995 y 2000 (WHO, 2002).

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Tabla B50. Algunos de los Seminarios, Comités y Evaluaciones a nivel internacional sobre los disruptores endocrinos en el período 1995-2001 (Modificado de WHO, 2002).

Año

Organización

1995

Agencia Ambiental de Alemania

Propósito Discusión sobre la presencia y el impacto de los disruptores endocrinos y los riesgos potenciales que pueden surgir en el medio ambiente y en los seres humanos

1995

EPA

Seminario sobre las necesidades de investigación para la evaluación del riesgo sobre la salud y el medio ambiente de los disruptores endocrinos

1996

Comisión Europea

Seminario a nivel europeo sobre el impacto de los disruptores endocrinos en la salud humana y el medio ambiente

1996

ECETOC

Compendio de métodos para muestreo de estrógenos ambientales

1996

SETAC

Seminario sobre los principios y procesos para la evaluación de los disruptores endocrinos en el medio ambiente

1996

Comité Americano sobre Medio ambiente y Recursos Naturales

Desarrollo de una estructura a nivel nacional para la investigación sobre los disruptores endocrinos y el análisis de las investigaciones existentes

1996

EPA

Seminario sobre el desarrollo de estrategias para evaluar el riesgo ecológico de los disruptores endocrinos

1997

UNEP, EPA, Oficina de Ciencia y Tecnología de la Casa Blanca, Fundación Alton Jones

Seminario internacional sobre disruptores endocrinos

1997

EPA

Informe especial sobre disruptores endocrinos en el medio ambiente: evaluación y análisis de sus efectos

1997

Asociación de la Industria Química de Japón

Evaluación del estado y necesidades de investigación sobre los disruptores endocrinos en Japón

1999

Comisión Europea

Comité científico en toxicidad, ecotoxicidad y opinión medioambiental sobre los efectos de los disruptores endocrinos en la salud humana y en el medio ambiente

2000

Health and Environmental Canada

Seminario sobre los disruptores endocrinos en el medio ambiente de Canadá

EPA: Environmental Protection Agency ECETOC: European Centre for Ecotoxicology and Toxicology of Chemicals SETAC: Society of Environmental Toxicology and Chemistry UNEP: United Nations Environmental Programe

A partir de este momento, las organizaciones y organismos internacionales comenzaron a mostrar un gran interés por estas sustancias. Como ejemplo, a continuación nos referimos a algunas decisiones importantes de la Comisión Europea,

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referidas principalmente a COPs que se comportan como disruptores endocrinos, se agrupan a continuación:

•

Octubre de 1998, la Dirección General del Parlamento Europeo para la Investigación emitió un informe en el que se analizan diversos aspectos relacionados con los disruptores endocrinos y se hace un llamamiento acerca de las necesidades de actuar de forma preventiva ante la exposición a estos productos. Marzo de 1999, el Comité Científico para Toxicidad, Ecotoxicidad y Medio Ambiente (Scientific Comité for Toxicity, Exotoxicity and the Environment, SCTEE) publicó un informe titulado “Human and wildlife health effects of endocrine disrupting chemicals with emphasis on wildlife and on ecotoxicology test methods” Este informe identificó un problema global potencial para los animales silvestres, reconociéndose daños a nivel hormonal en algunas especies. Diciembre de 1999, la Comisión Europea publicó el documento titulado “Community Strategy for Endocrine Disruptors – a range of substances suspected of interfering with the hormone systems of humans and wildlife” (COM (1999) 706 final). En este documento se fijaron las actuaciones que debían realizarse en material de disruptores endocrinos, cumpliendo con la obligación de la Comisión Europea de proteger la salud de las personas y el Medio Ambiente dentro de la Unión Europea. Entre las medidas a corto plazo de la Estrategia Europea se propone, entre otras actuaciones, establecer una lista prioritaria de sustancias, categorizadas para su posterior evaluación como disruptores endocrinos e identificar grupos de población especialmente vulnerables a los disruptores endocrinos. Las medidas a medio plazo de la Estrategia Europea (dirigidas desde la Organización para el Desarrollo Económico y la Cooperación, OCDE) consisten en el desarrollo y validación de métodos para determinar la actividad disruptora de sustancias químicas presentes en el medio ambiente. Este programa ha resultado ser más complejo de lo esperado, ya que entre otros aspectos, la lista de sustancias químicas que deben estar testadas es enorme y sobrepasa las 83.000. Las medidas a largo plazo diseñadas están centradas en la actualización, la modificación o la adaptación de instrumentos legislativos que protegen la salud humana y el medio ambiente de la UE.

Una posible acción para afrontar la gestión en relación a los disruptores endocrinos, aplicando el principio de precaución, es a través del procedimiento de autorización de productos químicos, establecido en el REACH (del inglés, Registration, Evaluation, Authorization and Restriction of Chemicals) (UE, 2006). Una vez planteada la Estrategia Comunitaria con respecto a los disruptores endocrinos (COM (1999) 706 final) el Consejo invitó a la Comisión a informar regularmente del estado del trabajo a realizar. El primer informe se emitió en junio de 2001, “Communication from the Commission to the Council and the European Parliament on the implementation of the Community Strategy for Endocrine Disruptors – a range of substances suspected of interfering with the hormone systems of humans and wildlife” (COM (2001) 262 final). El Segundo informe (SEC (2004) 1372) resumía el progreso de la implantación de la Estrategia Comunitaria en el período comprendido entre los años 2001 y 2003, y publicado en octubre de 2004. El tercer y último informe fue publicado en noviembre de 2007, presentándose los resultados que han tenido lugar en términos de actividades en la priorización de sustancias para posteriores investigaciones y avances en la legislación. Por otra parte, entre los años 2000 y 2006 la Comisión ha contratado tres estudios sobre la identificación y evaluación de sustancias en función de sus efectos como disruptores endocrinos. En junio de 2000, se presentó el estudio titulado “Towards the establishment of a priority list of substances for further evaluation of their role in

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endocrine disruption” realizado por BHK Consulting Engineers (Holanda) dirigido hacia la preparación de una lista de sustancias candidates como paso previo a la confección de la lista de sustancias prioritarias (BHK, 2000). Y en el año 2002 se llevaron a cabo dos estudios simultáneos sobre los disruptores endocrinos: “Study on the scientific evaluation of 12 substances in the context of endocrine disrupter priority list of actions” fue llevado a cabo por WRc-NSF (WRc-NSF, 2002) y “Study on gathering information on 435 substances with insufficient data”, llevado a cabo por el grupo BHK-RPs (BHK-RPs, 2002). Finalmente, en la Directiva Europea 2008/105/EC del 16 de Diciembre de 2008 sobre los estándares de calidad medioambientales en el campo del agua, fija solamente para el Nonilfenol una concentración de 0.3 µg/l en aguas de ríos y lagos. Para el resto de CE-DE no se fijaron estándares de calidad.

8. 8.1

Estado actual de la tecnología a nivel mundial Comportamiento de los CE-DE en plantas depuradoras convencionales.

Las plantas existentes en la actualidad para el tratamiento de agua destinada a consumo o de aguas residuales, han sido diseñadas para la eliminación de determinados porcentajes de los contaminantes incluidos en las normativas oficiales. Poco se sabe de su comportamiento ante los contaminantes emergentes, no regulados. En cualquier caso, es una idea generalizada que para su eliminación se requieren tratamientos avanzados. Evidentemente, el tratamiento de las aguas residuales es un proceso mucho más complejo que el de las aguas destinadas al consumo debido a su grado de contaminación y a las diferentes características de los contaminantes. Las estaciones depuradoras de aguas residuales (EDARs) permiten reducir en mayor o menor medida, dependiendo su configuración, la concentración de distintos contaminantes emergentes. Los mecanismos que permiten la separación son diversos. Un primer mecanismo se debe a la naturaleza hidrofóbica de muchos CE-DE, lo que favorece su adsorción en las partículas y su concentración en fangos. Esto da lugar, por otra parte, a fangos y aguas de deshidratación de fangos con concentraciones relativamente elevadas de dichos contaminantes. Un segundo mecanismo de eliminación es la degradación y transformación de los CE-DE en los procesos biológicos de depuración, estando influenciados los rendimientos de eliminación por diversos factores, como son la edad del fango, la temperatura del agua, la alternancia entre condiciones anaeróbicas, anóxicas y aerobias, etc. Mientras que algunos autores refieren que los procesos de biodegradación son los responsables fundamentales de la eliminación de estrógenos en los procesos de depuración, otros manifiestan que el mecanismo de eliminación principal es la adsorción a los lodos (Aguado-Alonso, 2008). Con el objetivo de cuantificar y monitorizar las tasas de eliminación de contaminantes, se han realizado numerosos trabajos donde se comparan las concentraciones de fármacos a la entrada y a la salida de las EDARs (Santos-Morcillo, 2006). Por ejemplo, los niveles de dos fármacos de naturaleza antiinflamatoria, ibuprofeno y naproxeno, han sido medidos en cuatro estaciones depuradoras de Sevilla, midiéndose concentraciones de 373 y 27.4 µg/l, respectivamente, en muestras del influente. Mientras que en el efluente, las concentraciones medidas fueron 48.2 µg/l de ibuprofeno y 4.28 µg/l de naproxeno. En el tratamiento primario, algunos contaminantes pueden ser eliminados por absorción sobre partículas (por ejemplo el estradiol) o permanecer disueltos en la fase acuosa (naproxeno, ibuprofeno). A continuación, en el tratamiento secundario o biológico, se estima una eliminación entre el 30% y el 75% de distintos compuestos, siendo especialmente efectivo, en el caso de los fármacos, para antibióticos y antiinflamatorios (Cortacans et al, 2006). En el caso del ibuprofeno por ejemplo, la tasa de eliminación viene dada por la edad del fango, mientras que para el diclofenac este

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factor no es influyente. Las penicilinas se hidrolizan fácilmente en el agua y las tetraciclinas precipitan fácilmente con cationes como el calcio (Cortacans et al, 2006). En un interesante trabajo, Janex-Habibi et al, (2009), en el que han estudiado el comportamiento de un conjunto de hormonas y alquilfenoles en trece plantas de tratamiento de aguas residuales de distinta capacidad y tipos de tratamientos secundarios, situadas en Francia, Italia, Reino Unido, Alemania, España y Estados Unidos, concluyen que dichas plantas son capaces de reducir la carga de hormonas tanto en el agua como en la fase particulada, obteniendo un valor mediano de la reducción de la carga total que osciló entre un 83% y un 91%, mientras que para la eliminación de alquilfenoles y sus precursores procedentes de la fase disuelta, dicho intervalo se situó entre un 68% y un 91%. En el caso de estos últimos compuestos, se observó que los precursores no tóxicos permanecen en la fase disuelta mientras la mayoría de los tóxicos se acumulan en el lodo. La degradación de los alquilfenoles etoxilados en nonilfenoles, se lleva a cabo bajo condiciones anaerobias, por lo que la carga de estos últimos durante la digestión anaeróbica tiende a aumentar en la mayoría de los casos, llegándose a factores de un 463% en una de las plantas de tratamiento de aguas residuales estudiadas. En nuestro país, la mayoría de las EDARs incluyen tratamiento primario y secundario. Sin embargo, diversos estudios han demostrado que el uso de tecnologías avanzadas para el tratamiento de aguas residuales, como los biorreactores de membrana (MBR), la nanofiltración/ultrafiltración y la ósmosis inversa, así como las tecnologías que emplean procesos de oxidación avanzada, entre otras, pueden ser una solución muy eficaz y viable para garantizar una mejor eliminación y depuración de las aguas (Barceló et al, 2008).

8.2

Tecnologías para la eliminación de CE-DE.

a) Tratamientos físico-químicos. En general, algunos tratamientos convencionales, como la coagulación y la floculación, no suelen ser apropiados en general para eliminar muchos de los contaminantes emergentes con propiedades de disruptores endocrinos que puedan estar presentes en el agua, por los bajos rendimientos que proporcionan. La ineficacia de estos tratamientos ha sido establecida, entre otros, por Adams et al (2002) con compuestos como: carbadox, sulfadimetoxina y trimetoprim, utilizando sales metálicas (sulfato de aluminio y el sulfato férrico) para la coagulación, así como por Petrovic et al (2003a) y Vieno et al (2006), en ensayos realizados con diclofenac y carbamazepina, por una parte, e ibuprofeno y ketoprofeno, por otra. Sin embargo, otros tipos de tratamiento como la oxidación con cloro y ozono o la fotólisis con radiación UV, pueden modificar a algunos disruptores endocrinos. Los tratamientos de oxidación avanzada muestran un potencial importante para la destrucción de estos contaminantes, aunque su grado de implantación es aún escaso (Aguado-Alonso, 2008). Por otra parte, algunos resultados obtenidos en trabajos de investigación (FilaleMeknassi et al, 2004 y Westerhoff et al, 2005), indican que la adsorción por carbón activo puede resultar eficaz para la eliminación de disruptores endocrinos y productos para la higiene corporal. El sistema de adsorción de carbono activo es ventajoso en cuanto a sus interacciones hidrofóbicas, permitiendo la eliminación de la numerosos compuestos orgánicos, especialmente de naturaleza no polares (Ying et al, 2004). Puesto que estos contaminantes traza dependen de la interacción partículacontaminante, los efectos competitivos sobre los sitios de la superficie y/o bloqueantes de los poros, disminuyen la extensión en la que son separados por el carbón activo. A pesar de ésto, el carbón activo pulverizado parece ser el adsorbente más efectivo, especialmente para aquellas sustancias que no son compuestos biodegradables (AbuZeid et al, 1995). Schafer et al (2003) han establecido que el potencial de eliminación de algunos disruptores endocrinos por el carbón activo pulverizado, puede ser superior al 90%. Un estudio comparativo entre la coagulación y la sorción por carbón activo para

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eliminar estrógenos, realizado por Bodzek y Dudziak (Bodzek et al, 2006), ha demostrado que la eliminación por carbón activo pulverizado y granular es más eficaz que la coagulación, incluso en un sistema híbrido con membranas de nanofiltración. La oxidación es un prometedor mecanismo de eliminación, especialmente cuando se usa cloro u ozono. Sin embargo, hay que tener cuidado con determinadas reacciones de estos oxidantes en las que se pueden formar subproductos, cuyos efectos son desconocidos. El ozono oxida los substratos directamente o por producción de radicales hidroxilo que reaccionan con otras entidades. El cloro y el ozono son muy reactivos y han sido propuestos por Huber et al (2005) como opciones prometedoras para la eliminación de CE-DE, indicando, además, que aunque los sólidos suspendidos aumentan la demanda de ozono, esta influencia no es significativa.

b) Tratamientos biológicos. Algunos autores (Jonson et al, 2001) han puesto de manifiesto que los sistemas de tratamiento de aguas residuales, como el de lodos activados y los filtros percoladores, pueden convertir rápidamente compuestos orgánicos acuosos en biomasa, que es entonces separada desde la fase acuosa en los clarificadores. Aunque se trata de un logro notable, desgraciadamente no todos los compuestos, como sucede con los estrógenos esteroides se destruyen completamente o se convierten en biomasa. El tratamiento biológico elimina sólo una parte de una amplia gama de contaminantes emergentes, particularmente los polares, que se descargan al final del efluente (Petrovic et al, 2003b). Así por ejemplo, en un lodo activo estudiado por Urase el al (2005) en la eliminación de tres estrógenos, se encontró que el destino de los compuestos en los procesos de tratamiento de las aguas residuales, era un factor determinante que controlaba sus concentraciones en el medio acuoso. Estos autores establecieron que a pH neutro, fármacos como el ácido clofíbrico, ibuprofeno, diclofenac, etc., aparecen como iones y permanecen en la fase acuosa, no siendo eliminados o adsorbidos en el lodo activo. La etapa limitante para la eliminación se debía a la transferencia de substancias desde la fase acuosa hacia la fase lodo. Las condiciones preferidas para la eliminación en el lodo activo implicaban la existencia de condiciones ácidas que aseguraran la transferencia por adsorción de las substancias desde la fase acuosa en la fase de lodo, y no por biodegradación. De forma similar, Mastrup et al (2005) han establecido que menos del 10% de estrógenos naturales y sintéticos son eliminados mediante procesos de biodegradación, y aunque una cantidad considerable es adsorbida en el lodo, la mayoría de los compuestos permanecen solubilizados en el efluente. Por otro lado, Johnson el al (2001) observaron que los estrógenos esteroides se eliminaban en el lodo activo, y el grado de eliminación dependía de su hidrofobicidad. Una mayor eliminación implicaba la adsorción a la fase sólida orgánica que no era fácilmente biodegradada. Los procesos de biodegradación como la percolación, estudiada en Canadá (Servos et al, 2005) y Brasil (Ternes et al, 1999), son incapaces de eliminar estrógenos debido a su pequeño tiempo de retención en el lodo (SRT) y al tiempo de retención hidráulico (HRT), ya que este tratamiento está ligado a los procesos de crecimiento. Así, se sugiere que los tratamientos biológicos con mayores HRT y SRT, podrían aumentar la magnitud de eliminación de determinados compuestos. De manera similar, Clara et al (2005) proponen que bajas concentraciones de contaminantes en los efluentes de aguas residuales en las plantas de tratamiento, se podrían conseguir operando a SRT mayores de 10 días (temperatura de 10ºC). Por otra parte, se ha comprobado que el grado de nitrificación afecta al sistema de tratamiento biológico y puede facilitar la eliminación de los estrógenos (Servos et al, 2005). Esto indica que el desarrollo de la diversidad biológica y las condiciones de crecimiento podrían aumentar la transformación biológica y así, por tanto, una mayor eliminación de los compuestos (especialmente los orgánicos). Layton et al (2000)

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también ha encontrado que en los lodos en los que ha fracasado la nitrificación, también ha fracasado la degradación del etinilestradiol. Vader et al (2000) ha examinado el lodo bajo ambas condiciones (con y sin nitrificación), encontrando que el etinilestradiol no se degradaba en el ambiente no nitrificante, mientras que en condiciones de nitrificación, el etinilestradiol se oxidaba a un compuesto más hidrófobo. El grado de nitrificación en el tratamiento biológico, sin embargo, depende de muchos factores, como el pH, contenido en oxígeno, temperatura, etc., para asegurar el crecimiento de las bacterias nitrificantes.

c) Tratamientos avanzados. Las opciones de tratamientos avanzados para eliminar CE-DE incluyen fotólisis ultra-violeta (UV), intercambio iónico y filtración con membranas. Aunque la radiación UV y el intercambio iónico mejoran la eliminación de estos contaminantes, no son técnicas que merezcan ser considerados como opciones factibles para la eliminación de los mismos. Así lo demuestran los estudios de Adams et al (2002), en los que se ha puesto de manifiesto que la fotólisis UV puede eliminar un 50–80% de estos compuestos, pero utilizando una dosis cien veces superior a las dosis típicas empleadas en desinfección. Tecnologías de filtración con membrana, como la ósmosis inversa (RO) y la nanofiltración (NF) se han investigado como una alternativa prometedora para la eliminación de microcontaminantes (Yoon et al, 2004 y 2006, Nghiem et al, 2004a). Con la RO se consigue una eliminación casi completa de algunos CE-DE, pero el mayor consumo de energía la hace más desfavorable. Según Braeken et al (2006), el transporte durante la NF se produce por diferentes mecanismos; convección, difusión y efectos de carga. La convección ocurre debido a la diferencia de presión aplicada sobre la membrana mientras que el mecanismo de difusión ocurre debido a un gradiente de concentración a través de la membrana. El tercer mecanismo que es el efecto de carga, se debe a la repulsión electrostática entre la membrana cargada y los compuestos orgánicos cargados. Esta singularidad hace de la tecnología NF una atractiva metodología de eliminación específica para microcontaminantes, como los CE-DE.

d) Mecanismos de nanofiltración (NF) para la eliminación de CE-DE. La eliminación de CE-DE por membranas de NF ocurre por combinación de varios procesos. Los mecanismos predominantes ligados a la eliminación de estos contaminantes son: adsorción, exclusión por tamaño y repulsión de cargas. Estos tres mecanismos principales están interrelacionados y tienen una influencia significativa en la eliminación de los CE-DE, pudiendo varíar entre compuesto y compuesto. Por consiguiente, los mecanismos de eliminación y su interrelación para el control de los parámetros de compuesto-NF y el sistema de operación de separación, son los elementos clave para optimizar la eliminación de CE-DE por NF.

Mecanismo de adsorción. En la primera etapa de la filtración en NF, el mecanismo dominante de eliminación de varios microcontaminantes emergentes es la adsorción por las membranas (Nghiem et al, 2004a, b y 2005a, y Yoon et al, 2004). Esta eliminación previa produce resultados falsos de los rendimientos de eliminación (Nghiem et al 2004b). Sin embargo, la adsorción es rápida y no es la velocidad el paso determinante en el proceso de separación (Nghiem et al, 2004a). De manera simultánea, se produce un ensuciamiento en la superficie de la membrana que hace disminuir el tamaño del poro por debajo del valor nominal, que favorece la formación de fouling y un empeoramiento del proceso de

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eliminación de contaminantes Según Nghiem et al (2002a) la adsorción es parcialmente irreversible y puede afectar a la vida de la membrana. Varios investigadores han propuesto que el mecanismo de adsorción para la eliminación de estrógenos es mediante puentes de hidrógeno (Schafer et al, 2003 y Nghiem et al, 2002b). Las membranas de poliamida en una película delgada de polisulfona (TFC-S, TFC-ULP), en las que la adsorción es el mecanismo de eliminación dominante (Nghiem et al, 2002a) se han mostrado adecuadas para la eliminación de estrógenos. El mecanismo de adsorción se ha correlacionado con interacciones hidrofóbicas soluto-membrana (Nghiem et al, 2000a, b y Yoon et al, 2004). Según el trabajo de Yoon et al (2004), la adsorción hidrofóbica que tiene lugar durante el período operacional inicial depende de la hidrofobicidad de compuestos a ser separados. La adsorción inicial de moléculas hidrofóbicas en las membranas de NF puede ser alta, lo que causa una elevada eliminación inicial hasta alcanzar el equilibrio y, a continuación, la eliminación vendrá influenciada por el tamaño de las moléculas del soluto. Según Braeken et al (2005), las moléculas hidrofílicas se eliminan mejor después de un largo tiempo de operación debido a que se hidrolizan, con lo cual aumenta el tamaño efectivo del compuesto por formación de enlaces de hidrógeno con moléculas de agua. Adicionalmente, después de que la membrana se satura, los solutos hidrofóbicos son fácilmente absorbidos y permeables a través de las membranas mientras que, para los compuestos hidrofóbicos que están menos hidratados, la retención es menor, sobre todo cuando el peso molecular no es substancialmente superior que el peso molecular de corte de la membranas (MWCO) (Braeken et al, 2005).

Mecanismo de tamizado (exclusión por tamaño). La difusión o exclusión por impedimento estérico se efectúa mediante una membrana que tiene un tamaño de poro menor que el compuesto de interés. Este mecanismo implica que los compuestos cuyos tamaños son más grandes que el tamaño de poro de membrana sean rechazados, y se impide su permeación a través de la membrana. El tamaño molecular de los compuestos ha sido investigado por varios autores (Van der Bruggen et al, 1999; Kimura et al, 2004 y Nghiem et al, 2005b) por ser el factor más importante que determina la retención de CE-DE en NF. El mecanismo de eliminación por exclusión de tamaño (tamizado molecular) se ha determinado para diferentes características de los solutos, como el peso molecular o la estructura molecular, es decir, el tamaño y la geometría (Berg et al, 1997; Braeken et al, 2005 y Agenson et al, 2005). Se ha encontrado que la eliminación de CE-DE neutros en NF, aumenta con el aumento de la masa molecular. Esto implica que los compuestos que no tienen carga, que posean un tamaño molecular más grande que el tamaño de poro de la membrana, podrán ser eliminados debido al efecto de tamizado ejercido por la matriz del polímero (Verliefde et al, 2007). En cuanto al mecanismo de eliminación por tamaño, según Nghiem et al (2004b), el tamaño de poro de la membrana afecta a la retención de compuestos estrogénicos, para los que la retención por los poros de la membrana disminuye con la adsorción. Adicionalmente, la retención de microcontaminantes por las membranas de NF puede mejorarse, si existe materia orgánica, por su interacción o absorción y por el aumento de peso molecular del contaminante en el agua.

Interacciones electrostáticas (repulsión de cargas). Según algunos autores (Hilal et al, 2004), la eliminación de compuestos orgánicos, coloides y grandes moléculas, depende de los parámetros de tamizado molecular (soluto y tamaño del poro), mientras que los componentes iónicos y los compuestos orgánicos de peso molecular más bajo, son eliminados por las interacciones de carga en la superficie de la membrana. De esta manera, la retención de CE-DE podría ser una combinación tanto de exclusión por tamaño y de mecanismos de repulsión de cargas. Los compuestos cargados negativamente estudiados por Verliefde et al (2007), fueron

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eliminados más favorablemente que los compuestos neutros y que los compuestos cargados positivamente. Berg et al (1997) obtuvieron los mismos resultados en experiencias en las que los compuestos orgánicos cargados se eliminaban en mayor medida que los no cargados del mismo tamaño. Otros autores (Kimura et al, 2003) investigaron la eliminación de microcontaminantes orgánicos y compuestos farmacéuticamente activos usando membranas de poliamida con NF/RO. Sus resultados mostraron que los compuestos cargados podrían eliminarse en una gran extensión (>90%), sin tener en cuenta las propiedades físico químicas de los compuestos estudiados. Por el contrario, la eliminación de los compuestos no cargados se encontró que estaba influenciada principalmente por el tamaño de los compuestos. Este mecanismo de eliminación ocurre porque los solutos cargados negativamente y la superficie de la membrana cargada negativamente, impiden que los solutos se aproximen, impidiéndose a los solutos penetrar a través de la membrana. Las propiedades negativas de la superficie de la membrana son aportadas normalmente por los grupos sulfónicos y grupos ácido carboxílico que se encuentran desprotonados a pH neutro (Bellona et al, 2004 y Verliefde et al, 2007). Diferentes condiciones de pH podrían cambiar la carga de la superficie de la membrana. También, por aumento de pH, la carga negativa de la superficie de las membranas podría aumentar y así es posible que se produzca una mayor eliminación, sobre todo para los compuestos cargados negativamente (Childress et al, 2000 y Tanninen et al, 2002). Así mismo, los cambios de pH no sólo cambian la superficie de la membrana, sino que afectan al estado de disociación de los solutos electrolitos (Yacuvowicz et al, 2005), así como a la orientación de los solutos y a la solubilidad (Nghiem et al, 2005).

Influencia de las condiciones de operación de NF. A pesar de la influencia de las propiedades de los compuestos que se van a eliminar y de las características de la membrana de NF en la eliminación de CE-DE, las condiciones de operación y la matriz acuosa juegan un papel importante. Por otro lado, la temperatura de la matriz acuosa afecta también al rendimiento de la eliminación. Un aumento en la temperatura de la disolución causa un aumento en la difusión y en la convección de los compuestos. Un estudio de Kimura et al (2003) también encuentra que el rango de concentración de los contaminantes podría influir en la eficacia de eliminación de la membrana, porque se ha observado que a bajas concentraciones, del orden de los ng/l, la eficacia de eliminación es menor que a concentraciones de µg/l. El grado de salinidad en la matriz afecta al radio de poro efectivo de las membranas de NF, aumentando la fuerza iónica en la disolución que le rodea (Yacubowicz et al, 2005). Por consiguiente, la eliminación de iones monovalentes podría disminuir, al tiempo que su concentración en las disoluciones aumentaría. La eliminación de iones divalentes podría afectar en menor grado. En el proceso de NF, la complejidad y singularidad de los mecanismos de eliminación favorece la interrelación de factores que están influidos por los propios compuestos, así como por las propiedades de la membrana y sus características. Además, la composición del agua a tratar y sus parámetros operacionales, afectan a la eliminación de cada uno de los compuestos o a sus combinaciones. Así, el rendimiento de NF en la eliminación de CE-DE debe estar influenciado por varios factores, entre los que se encuentran combinaciones de los citados anteriormente.

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Evaluación de la tecnología

La mayoría de las plantas de tratamiento de aguas residuales (EDARs) no están diseñadas para tratar los contaminantes emergentes y una porción elevada de estos contaminantes y sus metabolitos pueden “escaparse” del tratamiento en las EDARs e introducirse en el medio ambiente acuático a través de sus efluentes (Petrovic et al, 2003b). Debido principalmente a sus propiedades fisicoquímicas (alta solubilidad en agua y en muchas ocasiones poco degradables), los contaminantes emergentes pueden pasar a través de todas las etapas de filtración naturales y tratamientos industriales, y presentar un riesgo potencial en el suministro de agua de consumo (Knepper et al, 1999). Muchos de los contaminantes emergentes presentan bajas eficiencias de eliminación y han sido detectados en efluentes de EDARs y en las aguas superficiales que reciben estos efluentes. Sin embargo, para la mayoría de estas sustancias no hay datos disponibles sobre su presencia, la valoración del riesgo que representan y su ecotoxicología, y es difícil predecir su comportamiento en el medio ambiente (Petrovic et al, 2003b). Uno de los motivos de esta falta de información podría ser la falta de metodologías analíticas para su determinación a niveles traza. El análisis de los contaminantes emergentes es un reto analítico, no sólo por la diversidad en las propiedades químicas de estas sustancias, sino también a que, en general, están presentes a niveles de ppb, e incluso, ppt en matrices complejas. En este apartado se realiza una evaluación de las principales características de las tecnologías comentadas anteriormente para la eliminación de los CE-DE en los procesos de depuración de agua.

9.1

Tratamientos físico-químicos.

Entre estos tratamientos encontramos la coagulación mediante alúmina, el ablandamiento con cal, tratamiento con carbono activo, biomembranas, cloración y la ozonación. En la Tabla B51 se muestra la capacidad de eliminación de los CE-DE mediante las técnicas mencionadas anteriormente (Bolong et al, 2009).

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Tabla B51. Rendimiento de eliminación de CE-DE mediante diferentes procesos de tratamiento. Fuente: Bolong et al, 2009.

Procesos de tratamiento Coagulación por sulfato de aluminio o férrico

Rendimiento de eliminación <20% de compuesto eliminado, especialmente asociado con matera particulada Presencia de carbono orgánico disuelto hidrofóbico mejora la eliminación

Ablandamiento con cal

<20% de concentración de compuestos eliminados a pH 9-11

Carbono activado pulverizado

>90% de muchos de los DEs eliminados (a dosis de 5 mg/L PAC de 4 horas de contacto) Rendimientos de eliminación de algunos DEs (ibuprofeno, sulfametoxazol, meprobamato) son menores (40-60%) Compuestos hidrofóbicos se eliminan mejor que los compuestos polares

Biomembranas

La eliminación depende de la biodegradabilidad de los compuestos pero la velocidad de eliminación no está claro

Cloración

Capaz de eliminar > 90% para la mayoría de compuestos reactivos que contienen estructuras aromáticas con grupos funcionales hidróxido No apropiado porque produce productos de cloración (reaccionan con DEs) y deberían ser eliminados

Ozonación

Oxidación similar a la cloración pero a velocidades de eliminación ligeramente mayores La adición de peróxido de hidrógeno durante la adición de ozono aumenta ligeramente la eliminación de DEs

9.2

Tratamientos mediante lodos activos.

En la Tabla B52 se recoge un resumen de los datos obtenidos en la eliminación de contaminantes emergentes en EDARs (Petrovic et al, 2003b). En el caso de los fármacos, algunos autores (Daughton et al, 1999) han realizado una revisión de los niveles de 50 fármacos en efluentes de EDARs, aguas superficiales y subterráneas. Los fármacos que se encuentran en mayor cantidad en los efluentes de EDARs son el ibuprofeno, benzafibrato y naproxeno. A través de estos efluentes, estos fármacos pueden llegar a las aguas superficiales y, en consecuencia, a las aguas de consumo. Otros de los contaminantes emergentes que más se descargan en el medio ambiente a través de los efluentes de las EDARs son los surfactantes no-iónicos, y entre ellos los compuestos derivados del nonilfenol (60-65%) (Ahel et al, 1994).

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Tabla B52. Eliminación de contaminantes emergentes en EDARs. Fuente: Petrovic et al, 2003b.

Compuesto Surfactantes no iónicos Alquilfenol etoxilados

90-99

Fármacos Ibuprofeno Diclofenac Ácido Clofíbrico Benzafibrato Naproxeno Ketoprofeno Gemfibrozil Carbamazepina

65-90 69-75 34-51 83 45-66 69 46-69 7

Antisépticos Triclosan

44-92

Pesticidas MCPP y MCPA 2,4-D 2,4,5-T

9.3

Eliminación (%)

Tratamientos mediante procesos de membranas biológicas (MBRs).

Aunque los tratamientos biológicos para las aguas residuales se hayan adoptado como la mejor metodología disponible, solamente eliminan una parte del amplio rango de contaminantes emergentes, especialmente, los de naturaleza polar, y el resto son descargados en el efluente final. De esta manera se hace evidente la necesidad de aplicar tecnologías más eficaces para alcanzar los requisitos para la reutilización de aguas residuales (Petrovic et al, 2003b). En la última década, se han realizado investigaciones sobre nuevas tecnologías no sólo para el tratamiento de aguas residuales sino también para la producción de agua de consumo: basados en procesos de membranas biológicas (MBRs), procesos no biológicos (nanofiltración) y procesos de oxidación avanzada. Las tecnologías basadas en MBRs están consideradas como los tratamientos más prometedores en el tratamiento microbiológico de las aguas residuales. Cuando las razones económicas no sean limitantes la aplicación de las MBRs en EDARs para aguas de origen industrial o municipal y sean necesarios nuevos requerimientos en el tratamiento de las aguas residuales, las MBRs pueden ser clave en la reutilización directa o indirecta de esta agua (Petrovic et al, 2003b). Sin embargo, aunque en la bibliografía general las técnicas basadas en MBRs están bastante extendidas para el tratamiento de aguas residuales urbanas e industriales, existen pocas referencias sobre el comportamiento de los contaminantes emergentes durante el tratamiento mediante MBRs, y todas ellas referidas prácticamente al nonilfenol (Petrovic et al, 2003b).

9.4

Tratamientos basados en la nanofiltración.

El proceso de nanofiltracion es capaz de alcanzar una alta calidad en el efluente, y debido al pequeño tamaño de sus poros, las membranas de nanofiltración pueden eliminar los contaminantes emergentes físicamente por exclusión por el tamaño molecular (Wintgens et al, 2002).

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En el proceso de nanofiltración, la complejidad y singularidad de los mecanismos de eliminación promueven la inter-relación entre los factores que están influenciados por los compuestos en sí mismos, así como de las propiedades de la membrana de nanofiltración y sus características. Además, la composición del agua de entrada y los parámetros de la operación afectan a la eliminación de estos compuestos. De esta manera, los rendimientos de la eliminación de los disruptores endocrinos mediante nanofiltración están influenciados por varios factores, tal y como se indica en la Figura B60 (Bolong et al, 2009).

Asociación de factores que influyen en la eliminación de microcontaminantes por nanofiltración

Propiedades físicoquímicas del compuesto •Tamaño molecular •Solubilidad •Difusividad •Polaridad •Hidrofobicidad •Carga

Propiedades de la membrana •Permeabilidad •Tamaño de poro •Hidrofobicidad •Carga de la superficie

Condiciones de operación de la membrana •Flujo •Presión a través de la membrana •Eliminación/recuperación •Calidad del agua nutrida

Figura B60. Factores que influyen en el rendimiento de eliminación de las membranas de nanofiltración. Fuente: adaptado de Bolong et al, 2009.

Cada una de las alternativas disponibles para la eliminación de contaminantes traza, como son los CE-DE, tiene sus propias ventajas y limitaciones, y en este caso concreto, los tratamientos con carbón activo y los procesos de membranas han mostrado tener un elevado potencial como tecnologías de eliminación. Los procesos de membranas, como la nanofiltración, pueden tener una incidencia significativa en la eliminación de los CE-DE (Bolong et al, 2009). Se han identificado algunos parámetros importantes de las propiedades de los DE en las aguas residuales que ayudan a su eliminación a través del proceso de la nanofiltración. Además, la combinación o hibridación de procesos (por ejemplo, nanofiltración-carbón activo) podría ser capaz de mejorar el rendimiento de la eliminación de estos compuestos, particularmente si un proceso que es capaz de acumular estos contaminantes traza por procesos fisicoquímicos son una componente de dicho proceso híbrido (Bolong et al, 2009). Esto está relacionado con el estudio del destino y cinética de estos contaminantes y sus reacciones en las aguas residuales. Desgraciadamente, la mayoría de las plantas de tratamiento de aguas residuales convencionales no tienen procesos de tratamiento como el carbón activo, ozonificación o tratamientos con membranas, y por tanto, estos contaminantes emergentes no son eliminados pero se descargan fácilmente a las aguas naturales receptoras.

9.5

Tratamientos de oxidación avanzada.

Tal y como se ha indicado anteriormente, las metodologías actuales para el tratamiento de las aguas residuales son insuficientes en muchos casos para la eliminación efectiva de los contaminantes emergentes. En este sentido, varios estudios

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(Andreozzi et al, 2002 y Ternes et al, 2003) utilizan procesos de oxidación avanzada empleando una combinación de ozono con otros agentes oxidantes (radiación UV, H2O2, TiO2) para favorecer la degradación de algunos fármacos de naturaleza polar. Ternes et al (2003) han realizado estudios en plantas piloto sobre la eliminación de algunos CE-DE mediante ozonificación. Estos autores concluyen que la ozonificación empleando 5-15 mg/l de ozono es apropiada para oxidar estos CE y al mismo tiempo, inactivar los microorganismos más relevantes. Sin embargo, a pesar de que estos estudios han expuesto un elevado potencial de las aplicaciones del ozono para eliminar de las aguas residuales los contaminantes traza, y entre ellos, los CE-DE, existen consideraciones económicas que deben ser evaluadas antes de implementar esta metodología (Termes et al, 2003).

10.

Estado actual de la tecnología en Canarias

En las Islas Canarias, se han llevado a cabo estudios referentes al análisis de contaminantes emergentes, y entre ellos, los disruptores endocrinos y residuos farmacéuticos, encontrándose dos principales líneas de investigación:

•

11.

El grupo de investigación “Análisis Químico Medioambiental, AQMA” de la Universidad de Las Palmas de Gran Canaria, cuyo investigador principal es el Dr. José Juan Santana Rodríguez, posee dos líneas de investigación tituladas “Establecimiento y desarrollo de metodologías “limpias” para la extracción/preconcentración y determinación de compuestos orgánicos en muestras medioambientales” y “Análisis y control de contaminantes orgánicos en el medio marino”. Entre los compuestos estudiados se encuentran polietoxilatos del alquilfenol, bisfenol-a, 17a-etinilestradiol, 17b-estradiol y sus metabolitos (Vega-Morales et al, 2010), así como residuos farmacéuticos (Montesdeoca et al, 2010). El grupo de investigación “Química Analítica Agroalimentaria y Medioambiental (GIN-QAAMA)”, cuyo investigador principal es el Dr. Venerando González Díaz, tienen una línea de investigación denominada “Disruptores endocrinos en vertidos de aguas residuales y en el medio marino receptor. Nuevas metodologías analíticas”, centrándose en el desarrollo de nuevas metodologías de análisis de disruptores endocrinos fenólicos en muestras de agua de mar y aguas residuales (López-Darias et al, 2008, 2010a y 2010b).

Necesidades futuras de investigación

En los últimos 15-20 años, ha ido aumentando la expectación acerca de las posibles alteraciones que puede experimentar el sistema endocrino de seres humanos y animales, como consecuencia de su exposición a ciertas sustancias químicas. La preocupación que manifiestan muchos científicos que se han ocupado del tema, y que ha trascendido a la opinión pública, se basa en observaciones realizadas en distintas partes del mundo en animales silvestres, en el aumento de la incidencia de ciertas enfermedades relacionadas con el sistema endocrino en humanos y en trabajos experimentales con animales de laboratorio. Actualmente existe un interés creciente por las repercusiones que tendrán los compuestos orgánicos de origen atropogénico en el ambiente. El agua es una fuente importante de estos compuestos para los seres vivos. La regulación de estos contaminantes es escasa, debido al desconocimiento de sus efectos, además de que no se tiene un inventario de “todas” las especies químicas presentes en una muestra ambiental, por limitaciones analíticas. Los contaminantes emergentes presentan altas tasas de transformación/remoción, que pueden compensar su introducción continua en

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el ambiente. Algunos ejemplos de estos contaminantes son los alquilfenoles etoxilados (APEs por sus siglas en inglés), que son una clase de surfactantes extensamente usados en la actualidad y que han demostrado que pueden interferir en los mecanismos de actuación del sistema endocrino. Es necesario incrementar el conocimiento sobre el origen, la transformación y los efectos de esta nueva generación de contaminantes, para proponer los mecanismos de tratamiento del agua, con el fin de garantizar una calidad idónea y sin efectos para la salud humana y los organismos acuáticos (Becerril-Bravo, 2009). En atención a lo expuesto anteriormente, la eficacia de las plantas de aguas residuales actuales no es la adecuada, al menos para la degradación de un cierto número de disruptores endocrinos. En consecuencia, podría ser necesario que, además de las medidas enunciadas en apartados anteriores, los responsables de la salud pública y de la protección del medio ambiente, tomaran en consideración la necesidad de introducir tratamientos terciarios en las plantas de tratamiento de aguas residuales, es decir, tratamientos químicos que se diseñan para la degradación de productos específicos.

12.

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REUTILIZACIÓN DE AGUAS RESIDUALES 1. 2. 3. 4. 5.

Introducción Experiencia internacional en reutilización Legislación nacional sobre la reutilización de aguas depuradas Consideraciones sobre la aplicación de aguas depuradas al riego agrícola Evaluación de las tecnologías de regeneración de aguas residuales 5.1. Eliminación de materia particulada residual 5.2. Eliminación de compuestos disueltos residuales 5.3. Eliminación de compuestos tóxicos en cantidades traza 5.4. Selección de líneas de tratamiento 5.5. Estimación de costes de las líneas de tratamiento 6. Análisis de la situación en Canarias 7. Referencias

Introducción

El vertido de aguas en los cauces, la consiguiente dilución, y la posterior aplicación aguas abajo con fines agrícolas, industriales o urbanos, ha sido una práctica habitual en la historia de la humanidad. En cambio, la denominada reutilización planificada, que comprende el aprovechamiento directo de los efluentes después de un proceso de regeneración y transporte hasta los puntos de aplicación, surge a mediados del siglo XX. El reutilización planificada se ha implantado principalmente en zonas con escasez de recursos hídricos naturales pero también en regiones con déficits hídricos estacionales. El auge experimentado se debe a fundamentalmente a dos factores. En primer lugar, el crecimiento en la demanda hídrica asociada al aumento de la población en zonas urbanas, además del aumento en los niveles la calidad de vida, que implica una mayor dotación unitaria de agua para abastecimiento. Y en segundo lugar, un mayor grado de depuración y control exigido en las normativas sobre los vertidos de aguas residuales. Por estos motivos, en estas regiones se han desarrollado políticas de gestión centradas en la conservación y uso eficiente de los recursos hídricos, donde la reutilización de aguas residuales regeneradas es una práctica ampliamente extendida y aceptada. No obstante, la incidencia que tiene la reutilización en la salud humana y en el medio ambiente hace que se requiera un cuidadoso estudio sobre los aspectos implicados en su gestión, entre los cuales cabe destacar la planificación de infraestructuras, la situación de las plantas de regeneración, la viabilidad técnica y económica de los procesos, o la integración efectiva de las aguas regeneradas en gestión global de los recursos hídricos (Asano et al., 2007). En términos de viabilidad económica y aceptación social, los mejores programas de reutilización planificada son aquellos en los que el agua regenerada sustituye al agua potable en el riego agrícola, en aplicaciones recreativas y en algunos usos urbanos. Las principales ventajas de la reutilización en estos casos son la conservación de los recursos hídricos naturales y la reducción de la contaminación. En lo referente a las tecnologías de regeneración, el sistema de tratamiento dependerá de las características del agua residual de partida y de la calidad exigida al efluente regenerado en función de su aplicación final. En general, un esquema básico de tratamiento debe incluir, un tratamiento secundario para la eliminación de materia orgánica y materia en suspensión, un tratamiento avanzado para eliminar la materia particulada residual, y finalmente la eliminación o inactivación de patógenos mediante un proceso de desinfección. En ocasiones, puede ser necesario o conveniente utilizar

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otros procesos como la filtración por membranas, la adsorción sobre carbón activo o la oxidación avanzada.

2. Experiencia internacional en reutilización A nivel internacional, la agricultura es el mayor consumidor de agua, alcanzando aproximadamente el 75% de la demanda global (Solley et al., 1998). Es lógico por tanto que el riego agrícola represente la principal aplicación de las aguas regeneradas. Este el caso de algunas regiones áridas o semiáridas del planeta como son Israel, Jordania, Túnez, algunos estados de Norteamérica o determinados países de la cuenca Mediterránea en Europa. Actualmente en Israel, país pionero en la reutilización de aguas residuales, el 70% de las aguas residuales recogidas son tratadas y aplicadas al riego agrícola. En esta región la reutilización supone un 36% (430 Mm3/año) de los recursos hídricos aplicados al riego (Lazarova et al., 2005). Es diferente el caso de Túnez, donde a pesar de contar con una amplia experiencia en reutilización (más de 40 años), sólo un 15-30% de las aguas regeneradas son aplicadas al riego (Bouri et al., 2008), con una infraestructura que recoge los efluentes de 22 estaciones depuradoras y que permite abastecer un superficie total de 8.000 ha (Bari, 1998). Se espera que en los próximos años esta superficie aumente hasta las 20.000 ha. La relativamente baja tasa de reutilización se debe principalmente a dos factores: un bajo nivel de aceptación por parte de los agricultores y las restricciones específicas de algunos cultivos. En el estado de California, se estima que durante el año 2009 se reutilizaron 893 Mm3. El riego agrícola fue el destino prioritario con 29% del volumen total reutilizado. Al menos 20 tipos de cultivos alimenticios se regaron con aguas regeneradas, incluyendo verduras como la lechuga o el apio. Asimismo, once cultivos no destinados a alimentación, especialmente pastos y piensos para animales, fueron cultivados con esas aguas. En Europa, algunos países de la cuenca Mediterránea han sido pioneros en la reutilización de efluentes depurados, particularmente España, Portugal, Grecia, Chipre, Italia y Francia. En la última década, la aparición de la Directiva Europea 91/271/EEC (EEC, 1991), relativa al tratamiento de aguas residuales urbanas, ha supuesto un impulso decisivo a la reutilización de aguas en los todos los estados miembros de la Unión Europea. En el caso concreto de España, se estima que en el 2008 se reutilizaron 447 Mm3, que representan algo más de un 13% del volumen total tratado (Iglesias et al., 2010). El riego agrícola es el destino prioritario del recurso (71%), empleado principalmente en las zonas costeras de la cuenca mediterránea y en las islas Baleares y las islas Canarias. Recientemente, en Oriente Medio también se ha despertado un interés creciente por la reutilización agrícola, donde ciudades como Taif, Dubai, Jubail, Doha y Abu Dhabi disponen de grandes infraestructuras. En 2003 se comenzó la construcción de la mayor instalación de reutilización existente en la actualidad, en Sulaibiya (Kuwait). La planta trata actualmente 375.000 m3/d de aguas residuales y se prevé una ampliación futura hasta alcanzar los 600.000 m3/d. No obstante, a pesar de los ejemplos anteriores, existen otras aplicaciones de las aguas regeneradas que cobran cada vez mayor importancia. Como consecuencia de una mayor aceptación social y la implantación generalizada de los sistemas avanzados de tratamiento, una gran parte de estas aguas se están destinando a usos alternativos como son los recreativos, principalmente campos de golf, los usos urbanos o la recarga de acuíferos.

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En Florida, en el año 2010 se reutilizaron casi 3 Mm3/d, con una capacidad de reutilización que representó un 58% de la capacidad total de tratamiento de aguas residuales domésticas, y se espera alcanzar en 2020 una capacidad de reutilización de un 65%. De estos recursos, el 55% se dedicó a riego de campos de golf y zonas residenciales, el 14% se utilizó en la recarga de acuíferos y sólo el 11% se destinó a riego agrícola (Florida Department of Environmental Protection, 2011) Por su parte, Japón posee importantes redes de reutilización, necesarias para afrontar a fuerte demanda hídrica asociada a su elevada densidad de población. En este caso, un 8% de las aguas regeneradas (8 Mm3/a) se destina a usos urbanos como la descarga de aparatos sanitarios en edificios estatales y comerciales. En Singapur, desde el año 2003, se suministran aguas regeneradas de alta calidad a las industrias y edificios en usos no potables como la producción de aire acondicionado o la refrigeración.

3. Legislación nacional sobre la reutilización de las aguas depuradas La implementación de cualquier proyecto de regeneración de aguas regeneradas debe cumplir un requisito básico: determinar el nivel de calidad adecuado en función del destino final. No obstante, establecer el posible efecto de la aplicación de las aguas regeneradas sobre la salud humana y el medio ambiente no resulta sencillo, hecho que queda reflejado en la disparidad de criterios y recomendaciones existentes a nivel internacional (OMS, 1989; USEPA, 2004). En Europa existe un marco normativo comunitario para la para la protección de las aguas continentales, de transición, costeras y subterráneas, recogido en la Directiva Marco del Agua (2000/60/CEE). Esta Directiva contempla, en el Anexo VI, la reutilización como medida complementaria a incluir en el programa de medidas a elaborar por cada organismo de cuenca. Con respecto a la regulación española, el Real Decreto 1620/2007 establece el régimen jurídico para la reutilización de las aguas depuradas (BOE, 2007). Ese Real Decreto ha supuesto un importante hito en la estandarización de los sistemas de reutilización. Los criterios de calidad recogidos en la norma diferencian 14 aplicaciones distintas agrupadas en 5 usos básicos: urbanos, agrícolas, industriales, recreativos y medioambientales. También se recoge la prohibición para el consumo humano (excepto en situación de declaración de catástrofe), los usos específicos de la industria alimentaria, los usos en instalaciones hospitalarias, el cultivo de moluscos filtradores en acuicultura, el uso recreativo como agua de baño, el uso en torres de refrigeración y condensadores evaporativos, el uso en fuentes y láminas ornamentales en espacios públicos o interiores de edificios públicos, y cualquier otro uso que la autoridad sanitaria o ambiental considere un riesgo para la salud de las personas o un perjuicio para el medio ambiente. Los criterios de calidad se basan en análisis de tres tipos de parámetros: microbiológicos, físicos y químicos. Dado que el agua residual contiene microorganismos patógenos, muchos de los cuales pueden producir diversas enfermedades mediante contacto, inhalación o digestión, se establecen para cada uso de las aguas depuradas unos límites de dos indicadores representativos: nemátodos intestinales y Escherichia Coli. Además, para algunos usos específicos se añaden otros parámetros: Legionella spp. en los usos de sistemas de refrigeración o en caso de riesgo por aerosoles, y Taenia saginata y Taenia solium en caso de riego de pastos para animales productores de carne. En la normativa aparecen dos parámetros físicos, la turbidez y la concentración de sólidos en suspensión, que están íntimamente relacionados con el rendimiento y el tipo de proceso de tratamiento. Generalmente se acepta que un tratamiento secundario

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convencional, operado correctamente, alcanza una concentración máxima de sólidos en suspensión de 30 mg/l. La norma no establece el tipo de tratamiento secundario a utilizar entre los más habituales como pueden ser, por ejemplo, los lodos activados, la aireación prolongada o los sistemas de lagunaje. En el caso de que se requieran menores concentraciones de sólidos en suspensión, es necesario añadir tratamientos avanzados que incluyan coagulación-floculación, filtración por arena, membranas u otro tipo de proceso que reduzca la materia en suspensión. La problemática con los sólidos en suspensión reside en que, por una parte, disminuyen la efectividad de los procesos de desinfección con cloro, ozono o radiación ultravioleta; y por otra parte, pueden afectar al correcto funcionamiento de las instalaciones de reutilización, especialmente a los sistemas de riego por goteo. Finalmente, en determinados usos se incluyen dos parámetros químicos: el contenido en fósforo total para usos recreativos y medioambientales; y la concentración de nitrógeno total, en el caso de recarga de acuíferos.

4. Consideraciones sobre la aplicación de aguas depuradas al riego agrícola Además de los parámetros que se recogen en la normativa presentada, existen otras recomendaciones específicas para cada uso de las aguas regeneradas. Así, en el riego agrícola se requiriere una calidad de agua que no sólo no conlleve un riesgo sanitario, sino que además debe permitir el normal desarrollo de los cultivos. Los parámetros más estudiados son la salinidad (medida normalmente como conductividad iónica), la relación de adsorción de sodio y el contenido en boro, sodio y cloruro. Además, pueden aparecen otros elementos tóxicos (metales pesados) en pequeñas concentraciones, especialmente en aguas residuales industriales. En este sentido, el mencionado Real Decreto 1629/2007 indica unos valores de referencia para cada uno de parámetros. Existe una amplia experiencia agronómica en la aplicación de aguas regeneradas, la cual ha quedado extensamente reflejada en numerosos manuales (Lazarova et al., 2005; Asano et al., 2007). Los principales parámetros que son necesarios medir para una correcta interpretación del riesgo que implica el riego con determinados tipos de aguas residuales se recoge en la Tabla B53 (Ayers y Wescot, 1985). Evidentemente, los límites de estos parámetros dependerán de diversos factores, entre los que se incluyen el clima de las parcelas regadas, el tipo de cultivo, la naturaleza del suelo y sistema de riego. Tabla B53. Valores guía para evaluar la el potencial de salinización y alcalinización de las aguas de riego (Ayers y Wescot, 1985). Problema asociado al riego Salinización ECw TDS Alcalinización SAR = 0 – 3 =3–6 = 6 – 12 = 12 – 20 = 20 – 40

Unidades dS/m mg/l

ECw

= = = = =

Grado de restricción de uso Ninguno Suave-Moderado Severo < 0,7 < 450 > > > > >

0,7 1,2 1,9 2,9 5,0

0,7 – 3,0 450 – 2.000 0,7 1,2 1,9 2,9 5,0

– – – – –

0,2 0,3 0,5 1,3 2,9

> 3,0 > 2.000 < < < < <

0,2 0,3 0,5 1,3 2,9

ECw: Conductividad eléctrica; TDS: Sólidos totales disueltos; SAR: Índice de adsorción de sodio

Otros aspectos revelantes a considerar en el riego con aguas regeneradas son su almacenamiento y distribución. La presencia de depósitos reguladores en el sistema de reutilización es básica para amortiguar las fluctuaciones diarias en la planta de tratamiento y almacenar el exceso de agua depurada durante las épocas de menor demanda. Existen algunos estudios que indican que el almacenamiento en depósitos abiertos puede mejorar la calidad del agua. Concretamente, se reducen de manera significativa la demanda de oxígeno, los sólidos suspendidos, el nitrógeno y la presencia de microorganismos patógenos (Marrero, 1998). Por otra parte, la existencia de redes

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secundarias de agua regenerada, práctica ampliamente extendida en algunas regiones de California, Florida o Japón, ha facilitado la distribución de agua y la aceptación social de este recurso. No obstante, estas redes deben estar diseñadas y señalizadas de manera que no puedan producirse contaminaciones cruzadas con las redes de agua de abastecimiento. Por ello, las redes deben estar siempre enterradas por debajo de las de agua potable y a una distancia suficiente. En la aplicación de aguas regeneradas al riego también es necesario considerar los posibles efectos nocivos sobre los acuíferos. El efecto real variará en función de distintos factores: la vulnerabilidad del acuífero a la contaminación; la calidad original del agua subterránea; el origen de las aguas residuales y, por tanto, la probabilidad de que contengan contaminantes persistentes; la calidad de las aguas depuradas, su nivel de tratamiento y grado de dilución; el flujo de infiltración de aguas residuales en relación con el flujo dentro del acuífero y la forma en que se maneje y aplique el agua residual al suelo. El principal inconveniente, la aportación de nitrógeno, se puede evitar con un control adecuado de la cantidad de fertilizante que se adiciona a los cultivos, de manera que no se supere la capacidad de asimilación de los mismos. En algunas situaciones, la salinidad también puede llegar a producir un efecto nocivo, especialmente en aquellas regiones con escasez de precipitaciones. También puede resultar problemática una concentración elevada de materia orgánica disuelta (>5mg/l), debido a que, por una parte, incrementa el potencial de formar trihalometanos en el caso de que agua subterránea para abastecimiento público sea desinfectada con cloro, y por otra parte, esa materia orgánica puede contener también trazas de compuestos sintéticos tóxicos (aunque no existen estudios que confirmen la presencia de compuestos cancerígenos, disruptores endocrinos u otras sustancias peligrosas en las aguas subterráneas). Numerosos estudios han demostrado el importante potencial de la reutilización de las aguas depuradas en el riego agrícola. Uno de los más conocidos es el realizado en Monterey (California, EEUU). Después de una fase inicial de estudio a escala piloto durante 11 años, se construyó una infraestructura con instalaciones de tratamiento avanzado (incluyeron tratamientos físico-químicos, sedimentación, filtración y cloración), 72 Km de redes de distribución y 22 pozos suplementarios. El sistema comenzó a operar en 1998 distribuyendo unos 16 Mm3/año de agua depuradas a 5.000 ha de tierra de cultivo en la parte norte del Valle de Salinas. Los cultivos regados fueron fresas, lechugas, brócoli, hinojos, apio, coliflores y alcachofas. Fue el primer estudio con cultivos para alimentación de consumo crudo y permitió demostrar el potencial de las aguas reutilizadas para el riego. En los resultados alcanzados no se observaron diferencias significativas en los principales parámetros de cultivos y suelos respecto al riego con aguas blancas. Además, se mejoraban los rendimientos de los cultivos. Con el análisis microbiológico, que incluyó E. Coli 0157:H7, Legionella, Salmonella, Giardia, Cryptosporidium y Cyclospora, se comprobó la completa eliminación de patógenos mediante el tratamiento terciario (Sheikh et al., 1990). En la Tabla B54 se muestran los valores de los principales parámetros químicos de los distintos tipos de aguas utilizadas en el estudio (Sheikh et al., 1990). Se pueden observar altos valores de SARajustado, dentro del rango de valores que podrían producir efectos perjudiciales sobre los cultivos, sin embargo, la elevada concentración de sólidos totales disueltos suavizan este efecto. Tabla B54. Principales parámetros químicos de los distintos tipos de aguas utilizadas (adaptado de Sheikh et al., 1990). Parámetro Conductividad TDS Sodio Cloruros Boro SARajustado DBO

Unid. µS/cm mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l

Agua de pozo Media Rango 700 400-1344 413 244-570 60 29,5-75,3 104 52,2-140 0,08 ND-9 3,1 1,5-4,2 1,35 ND-33

Efluente terciario Media Rango 1256 517-2452 778 643-1547 166 77,5-415 221 145,7-841 0,36 ND-0,81 8,0 3,1-18,7 13,9 ND-102

Efluente filtrado Media Rango 1400 484-2650 842 611-1621 192 82,5-526 250 145,7-620 0,4 0,11-0,9 9,9 3,9-24,5 19 ND-315

ND: Concentración inferior al límite de detección; TDS: Sólidos totales disueltos; SARajustado: Índice de adsorción de sodio ajustado; DBO: demanda biológica de oxígeno.

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Otros esquemas de reutilización agrícola ampliamente conocidos son los de Dan Region (Tel Aviv, Israel), Tallase (Florida, EEUU) o Bolivar-Virginia (Adelaida, Australia). A nivel nacional, uno de los ejemplos más ilustrativos sobre las ventajas de la reutilización agrícola es el de la isla de Tenerife. El sistema de reutilización empezó a operar en 1993 y actualmente recoge el agua de dos estaciones depuradoras: Santa Cruz de Tenerife13 (21.800 m3/d) y Adeje-Arona1 (10.950 m3/d). Dispone de una infraestructura que comprende una conducción de impulsión de aguas depuradas a larga distancia (62 Km), varios depósitos reguladores y dos estaciones de regeneración, que permiten obtener una calidad de agua conforme a la normativa vigente (RD1620/2007). Los importantes volúmenes anuales de agua regenerada (Figura B61) que se vienen distribuyendo en Tenerife desde el año 1999 para el regadío de cultivos (principalmente plataneras) y campos de golf son muestras elocuentes del éxito y la fiabilidad de su uso. En el caso del plátano, valores de conductividad superiores a 1.400 µS/cm reducen la productividad de la cosecha, sobre todo en los riegos por aspersión y a manta. El agua que se distribuye (Tabla B55), después de un proceso final de desalación, tiene una conductividad media de 1.000 µS/cm y una concentración de cloruros de aproximadamente 110 mg/l, que se considera apto para el riego de la platanera (Hernández, 1989). 14

Volumen (hm3/año)

12 10 8 6 4 2 0 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010

Figura B61. Evolución de la reutilización de aguas regeneradas en Tenerife. Periodo 1995-2005 (CIATF, 2008).

Tabla B55. Valores medios de los principales parámetros físico-químicos de el agua regenerada (adaptado de AQUAMAC II, 2006). Parámetro Conductividad Sodio Cloruros MES Turbidez DBO

Unid. µS/cm mg/l mg/l mg/l NTU mg/l

Valores 1.067 193 112 3 5 8

MES: Materia en suspensión

5. Evaluación de las tecnologías de regeneración de aguas residuales El adecuado tratamiento de las aguas residuales es el único modo de reducir los riegos sanitarios y medioambientales asociados a la reutilización de aguas depuradas. La 13

Datos correspondientes al año 2005 (AQUAMAC II, 2006).

230

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elección del tratamiento dependerá de multitud de factores entre los cabe citar el destino final de agua regenerada, las características del agua residual de partida, la calidad exigida al agua regenerada, la presencia de algunos elementos traza, la compatibilidad con condiciones existentes, la flexibilidad de operación requerida, la disponibilidad de personal cualificado, las necesidades energéticas y de productos químicos, y la existencia de limitaciones ambientales (Asano et al., 2007). La complejidad de estos factores hace que sean necesarios estudios a escala piloto previos para realizar un correcto diseño a escala real del proceso. En general, en todo proceso de tratamiento y regeneración de aguas residuales se identifican 4 etapas básicas de tratamiento: Pretratamiento Tratamiento primario Tratamiento secundario Tratamiento terciario avanzado Las tres primeras corresponden al proceso de tratamiento de las aguas residuales, mientras que la cuarta sería propiamente el proceso de regeneración. Se podría decir que con las tres primeras etapas el efluente obtenido podría ser vertido, mientras que para poder reutilizarlo es necesario realizar el tratamiento avanzado. Los tratamientos avanzados se centran principalmente en 4 objetivos: la eliminación de materia particulada residual, la eliminación de los compuestos disueltos residuales, la eliminación de algunos compuestos tóxicos en cantidades traza y la eliminación o inactivación de patógenos (Asano et al., 2007).

5.1.

Eliminación de materia particulada residual

La filtración en medio granular, etapa básica en la regeneración de aguas residuales, se aplica para eliminar la materia particulada residual de los efluentes secundarios. Como regla general, se emplea cuando se requiere una concentración de materia en suspensión inferior a 10 mg/l. Además, permite una mayor eficacia en la etapa de desinfección, es un buen pretratamiento para procesos posteriores como filtración por membranas y elimina los fosfatos precipitados químicamente (en el caso de que se añadan sales metálicas). El principio de la filtración consiste en pasar el agua residual a través de un lecho con un medio granular. Para la eliminación de los sólidos retenidos en el medio y evitar la colmatación del mismo, son necesarios lavados en contracorriente. Existen diferentes tipos de filtros en función del modo de operación (continuo o semicontinuo), la profundidad del lecho, el tipo de lecho filtrante (único, doble o múltiple), el medio filtrante (arena o antracita), la dirección del flujo (ascendente o descendente) o la fuerza impulsora (presión o gravedad). Los tipos más utilizados son: 1) el filtro convencional de flujo descendente; 2) el filtro convencional de lecho profundo y flujo descendente; 3) el filtro de lavado continuo en lecho profundo y flujo ascendente; 4) el filtro de lecho pulsante; y 5) el filtro de puente móvil. Con objeto de aumentar la eliminación de materia en suspensión hasta alcanzar una concentración residual inferior a 5 mg/l, se suele adicionar un coagulante (inórganico u orgánico) al efluente secundario (Melcalf & Eddy, 1995). Básicamente, la coagulación es un proceso mediante el cual se produce la desestabilización de la materia coloidal presente en el agua residual. La estabilidad de las partículas coloidales en el agua residual puede verse afectada por la modificación de la carga de superficie, tendiendo las partículas a agregarse y formar partículas de mayor tamaño (0,1-10 µm) con masa suficiente para poderse separar por sedimentación o filtración. Cuando la superficie del coloide adquiere carga, algunos iones de carga contraria se unen y quedan retenidos gracias a fuerzas electrostáticas y de Van der Waals. Con objeto de provocar la agregación entre partículas, se tiene que reducir esta carga o anularla y esto se puede

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realizar mediante dos mecanismos: 1) adición de iones o electrolitos que reaccionen sobre la superficie del coloide o 2) adición de polímeros de alto peso molecular sobre los que se produzca la adsorción de los coloides. Algunos coagulantes utilizados en el tratamiento de aguas residuales son el sulfato de alúmina, el cloruro de hierro, la cal o el sulfato ferroso, mientras que algunos polielectrolitos utilizados son (según nombres comerciales): Cs-40, KF-69/H, Chitosan o Actipol C-421. Normalmente, el tipo de coagulante, la dosis y el rango óptimo de pH se suelen determinar en función de ensayos en laboratorio (ensayo jar-test). Los filtros suelen operar por gravedad con una velocidad de paso de 5-15 m3/m2 h y una pérdida de carga de 2,4-3 m. La profundidad de lecho normalmente está comprendida entre 0,5-0,9 m de arena o antracita para filtros de lecho único o capas de 0,15-0,6 m en lechos dobles. El diámetro medio de partícula está normalmente entre 0,4-0,8 mm y 0,8-2 mm para arena y antracita, respectivamente (Lazarova et al., 2005). En un estudio realizado sobre la eficacia de eliminación de partículas mediante distintos sistemas de filtración terciarios aplicados en varias EDARs de la región de Murcia (España), se comprobó que estos sistemas eliminan completamente las partículas grandes (> 25 µm) y los huevos de helmintos. Además, se obtienen rendimientos del 49% para partículas menor tamaño (2 µm). Respecto a los valores de dos parámetros significativos, los sólidos en suspensión y los coliformes fecales (Tabla B56), se observó que los porcentajes de eliminación para los sólidos en suspensión varían de un sistema a otro, encontrándose los mejores resultados para los filtros por gravedad. Asimismo, destaca el relativamente elevado grado de eliminación de este tipo de filtro para los coliformes fecales (Simón et al., 2009). Los principales valores de diseño y operación para cada uno de los sistemas de filtración se muestran en la Tabla B57.

Tabla B56. Valores de algunas características del agua de alimentación y el efluente filtrado en diferentes sistemas de filtración terciaria (Simón et al., 2009) Tipo de filtro

Sólidos en suspensión Entrada (mg/l)

Salida (mg/l)

R (%)

Coliformes fecales Entrada Salida R (UFC/100 (UFC/100 (%) ml) ml) 23.120 12.300 46,8

Filtro de arena por gravedad

7,14

2,2

69,2

Filtros de arena por presión Filtros de arena de lavado en continuo

8,18

3,82

53,3

22.131

18.023

19,2

7,08

3,82

46,0

14.067

10.307

26,7

R: Rendimiento

Tabla B57. Parámetros de diseño y operación para diferentes sistemas de filtración terciaria aplicados a la regeneración de aguas residuales (Simón et al., 2009)

Tipo de filtro Caudal horario (m3/h) Superficie unitaria de filtración (m2) Número total de filtros Velocidad de diseño (m/h) Velocidad real (m/h) Pérdida de carga de diseño (mca) Pérdida de carga real (mca) Coeficiente de unidad de la arena Talla efectiva de la arena

Arena, por gravedad

Arena, por presión

110 22,4 4 5,20 1,23 0,3-1,2 0,3-1,0 1,52 1,05

250 16,8 3 9,92 4,96 10 5 1,63 1,21

232

Arena con lavado en continuo 195 7,25 5 5,80 5,40 1,2 1,66 1,23

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Otra tecnología ampliamente implantada en los tratamientos para la eliminación de materia particulada son los procesos de filtración con membranas. La microfiltración (MF) y ultrafiltración (UF) son tratamientos terciarios del agua residual en los que se hace pasar el agua residual a través de una membrana porosa, que retiene selectivamente las células, bacterias, coloides, virus, proteínas, azúcares y vitaminas. En función del tamaño de poro de la membrana se habla de microfiltración (0,04-10 µm) o de ultrafiltración (0,001-0,05 µm). La fuerza impulsora es la diferencia de presión que se establece a ambos lados de la membrana y el mecanismo de separación es la exclusión física, es decir, que sólo pasarán a través de la membrana aquellas partículas más pequeñas que el poro. En cuanto a la morfología, las membranas pueden ser simétricas o asimétricas, prefiriéndose las segundas, y dentro de éstas las mixtas, en las que se tiene una capa activa (0,1-0,5 µm) y una capa soporte (0,5-150 µm). En función de su naturaleza química, las membranas se pueden clasificar en inorgánicas (cerámicas, vidrios porosos y membranas metálicas) y orgánicas (polietileno, poliéter sulfona, polipropileno y difluoruro de polivinilideno, Figura B62). Además, las membranas se agrupan en unidades, que se denominan módulos y cuya función es proteger a la membrana de daños y tensiones y permitir el aumento el área superficial por volumen. Para micro y ultrafiltración los módulos más utilizados son los tubulares y los de fibra hueca.

Figura B62. Fotografías mediante SEM de 3 tipos de membranas: a) poliéter sulfona sulfonada; b) poliéter sulfona; c) acetato de celulosa (Choi et al., 2002)

Los módulos tubulares permiten trabajar a mayores presiones, lo que implica operar a flujos de permeado superiores (300-1.000 l/m2d) y se les puede aplicar tanto una limpieza mecánica como química. Sin embargo, presentan unas bajas densidades de empaquetamiento (300 m2/m3). En cambio, los módulos de fibra hueca operan a flujos inferiores (30-100 l/m2d), pero poseen una densidad de empaquetamiento muy superior (15.000 m2/m3), lo que lleva a una mayor producción por módulo que las tubulares (450-1.500 frente a 100-1.000 m3/m3módulo d). Además, como se trabaja a presiones inferiores, las pérdidas de presión también son inferiores (0,3 frente a 2-3 bar) por lo que los costes energéticos se minimizan. Como se ha indicado, tanto la MF como la UF se llevan a cabo en similares condiciones de operación, pero teniendo la UF un menor diámetro de poro (Durham et al., 2001). Una membrana de UF es capaz de retener partículas de menor tamaño que una de MF. Por ejemplo, la UF produce una retención completa de virus mientras que en la MF no se consigue (Madaeni et al., 1999). Además, si se utiliza la UF como pretratamiento de la ósmosis inversa (OI), la caída de presión observada durante la operación de OI es menor (Kim et al. 2002). Durante la filtración, debido a la deposición de partículas en la superficie de los poros de la membrana, la resistencia aumenta, lo que a su vez provoca una disminución de la permeabilidad, es lo que se denomina ensuciamiento de la membrana y constituye el principal problema operacional. Los principales mecanismos de ensuciamiento son: adsorción en el interior de poros, bloqueo de poros, capa de polarización de contaminante frente a la membrana y formación de torta sobre la membrana.

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Para minimizar los efectos del ensuciamiento se proponen algunos métodos de limpieza (velocidad tangencial, burbujeo de aire, retrolavado, ultrasonidos y vibración). Estos métodos disminuyen el ensuciamiento llamado reversible, además, existe otro tipo denominado irreversible que sólo es eliminado mediante limpieza química. Como consecuencia del rápido desarrollo de la utilización de membranas de UF en la depuración de aguas residuales, surge un nuevo concepto en la depuración biológica: los biorreactores de membrana (BRM). El BRM se propone como una modificación del proceso de lodos activados (tratamiento biológico secundario), en donde el clarificador secundario se sustituye por un módulo de membrana (Figura B63) para la separación del efluente y la biomasa (Winnen, 1995). Esta tecnología ha experimentado un amplio desarrollo en países como Japón y Sudáfrica, donde la escasez de recursos ha llevado a la reutilización del agua (Chiemchaisri et al., 1993). Numerosas aplicaciones se han llevado con éxito, tratando agua residuales municipales (Urbain et al., 1996), industriales (Ross et al., 1994) y domésticas (Kimura, 1991). Las ventajas que supone este proceso frente a los convencionales, son la elevada calidad del efluente, la completa retención de sólidos y microorganismos, el control total sobre la edad de lodo y el tiempo de residencia hidráulico, y el tratamiento efectivo de afluentes con alta carga. Las limitaciones del proceso son el coste de las membranas y su ensuciamiento, la disminución del rendimiento y un elevado consumo de energía (Judd, 2010). Uno de los parámetros operacionales más importantes en el diseño de un biorreactor de lodos activados, es la carga orgánica, que expresa la relación de alimentación a microorganismos en reactor y día (Kg DBO5/MLSS d). La elección de la carga de operación debe ser un compromiso entre el rendimiento del sistema (cargas bajas dan lugar a bajos rendimientos, mientras que cargas muy elevadas dan lugar a un sistema que no es capaz de depurar todo el afluente) y la sedimentabilidad Figura B63. Fotografía del módulo (cargas bajas dan lugar un exceso en la de membranas de fibra hueca PURON concentración de biomasa que dará problemas en la sedimentación mientras que cargas elevadas dan lugar flóculos dispersos y no sedimentables). Sin embargo, si la separación de la biomasa y el efluente se hace a través de una membrana, el proceso se hace independiente de la sedimentabilidad, con lo que se podrán tener concentraciones muy elevadas de biomasa. Esto lleva que se incremente la capacidad de la planta (Kg DBO5/m3 d) sin tener una F/M que supere los límites de rendimiento. Otra ventaja es la disminución en la producción de lodo, que normalmente supone un 60% de los costes de operación en una planta de tratamiento (Horan, 1990). Esto se debe a que el rendimiento célula-sustrato consumido (g célula/g DBO5) aumenta con la relación F/M. Así, operar a una capacidad de sistema moderada, pero trabajando a bajos F/M, lo que es posible gracias a las elevadas concentraciones de biomasa en los BRM, lleva a menor producción de biomasa. Asimismo, la posibilidad de trabajar a elevadas concentraciones de biomasa, permite elevadas edades de lodo y el desarrollo en los sistemas BRM de microorganismos de lento crecimiento como son los autótrofos— responsables de la nitrificación biológica—que implican configuraciones complejas en los sistemas convencionales. El grado de madurez alcanzado en el mercado de tratamiento y reutilización de aguas residuales municipales se refleja en dos aspectos fundamentales: la diversidad

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compañías comerciales que suministran esta tecnología y la tendencia a construir plantas de mayor tamaño. Desde el año 1990, el número de suministradores ha aumentado exponencialmente hasta alcanzar 50 a finales de 2009 (Judd, 2010). No obstante, a nivel global, la comercialización está dominada por tres suministradores: Kubota, Mitsubishi Rayon y GE Zenon, los cuales abarcan el 85-90% del mercado (Pearce, 2008). En relación a las mayores plantas con tecnología BRM, hay 17 plantas con una capacidad de diseño mayor de 50 MLD, todas ellas construidas después de 2007 (Judd, 2010). Tabla B58. Las plantas de mayor capacidad de tratamiento con tecnología BRM (adaptado de Judd, 2011). Proyecto

Tecnología comercial

Brightwater, EEUU

GE Zenon Beijing Origin Water/Mitsubishi Rayon GE Zenon

Qinghe, China North Las Vegas, EEUU Yellow River, EEUU Shiyan Shendinghe, China Aquaviva, Francia

GE Zenon Beijing Origin Water Beijing Origin Water/Mitsubishi Rayon GE Zenon

Fecha

MCDD (MLD)

2011

170

2011

150

2011

133

2011

111

2009

120

2012

106

Busan Cirty, Corea

GE Zenon

2012

100

Guangzhou, China

Memstar

2010

100

Wenyu River, China

Asahi K/ Beijing Origin Water

2007

100

Johns Creek, EEUU

GE Zenon

2009

Awaza, Turkmenistán

GE Zenon

2011

Jordan Basin WRF, EEUU

GE Zenon

2012

Beixiaohe, China

Siemens

2008

Al Ansah, Muscat, Omán

Kubota

2010

Peoria, EEUU

GE Zenon

2008

Cleveland Bay, Australia

GE Zenon

2007

Sabadell, España

Kubota

2009

MCDD: Máximo caudal diario de diseño; MLD: Millones de litros por día.

5.2.

Eliminación de compuestos disueltos residuales

Para algunos usos específicos de las aguas regeneradas se requiere la eliminación de sólidos disueltos. Las tecnologías de nanofiltración, ósmosis inversa y electrodiálisis reversible son las más utilizadas en estos casos. Las características generales de estos procesos de recogen en la Tabla B59. Desde un punto de vista operativo y práctico, la nanofiltración y la ósmosis inversa son procesos similares. La diferencia básica está en el grado de eliminación de iones monovalentes como el sodio o el cloruro. La ósmosis permite una eliminación del 9899% mientras que la nanofiltración alcanza un 50-90%, dependiendo del material de la membrana. Ambos se pueden incluir en líneas de tratamiento donde se requiera un efluente final de una alta calidad como en el caso de determinados usos industriales o la recarga directa de acuíferos. En estos casos, lo habitual es aplicarlos a los efluentes de los procesos de filtración con membranas (MF o UF) o al efluente de un BRM. Además, en el diseño de estos procesos es necesario considerar dos aspectos importantes: la gestión del rechazo y la necesidad de un postratamiento del efluente. La importancia de los volúmenes de rechazo generados en los procesos se pone de manifiesto si se tiene en cuenta que en la nanofiltración se obtiene entre un 10 y 30% de rechazo, mientras que en la ósmosis se obtiene entre un 15 y 50%. Las posibles opciones de gestión pasan por la concentración (tratamientos térmicos), el vertido (a

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redes de alcantarillado, a aguas superficiales o al mar) o la recuperación de productos (cristalización). En relación a los postratamientos, éstos dependerán del destino final del agua regenerada, pero normalmente incluyen la adición de reactivos químicos o gases para el acondicionamiento del agua. Tabla B59. Características generales de los procesos de membranas utilizados para la eliminación de compuestos disueltos en aguas residuales (Asano et al., 2007). Parámetro

Nanofiltración

Ósmosis inversa

Electrodiálisis

Fuerza impulsora

Presión hidrostática Tamizado, disolución/difusión, exclusión 0,001-0,01

Presión hidrostática

Potencial eléctrico

Disolución/difusión, exclusión

Membrana iónica selectiva

0,0001-0,001

Mecanismo de separación Tamaño de poro (µm)

Peso molecular de corte (Da) 300-1000 <300 Color, dureza Color, dureza, Parámetros y sustancias (parcialmente), sulfatos, nitratos, eliminadas bacterias, virus, sodio y otros iones proteínas 1 Presión de operación (bar) 3,5-5,5 12-18 Consumo energético 0,6-1,2 1,5-2,5 (kWh/m3)1 Celulosa, poliamida Celulosa, poliamida Material aromática o aromática o composite composite Arrollamiento en Arrollamiento en Configuración del módulo espiral, fibra hueca espiral, fibra hueca na: no aplicable 1 Para una concentración de sólidos disueltos de 1.000-2.500 mg/l.

na Iones na 1,1-2,6 Membranas de intercambio iónico Plana

Finalmente, la electrodiálisis reversible es un proceso que utiliza una diferencia de potencial para provocar la migración de iones a través de una membrana semipermeable y selectiva para un tipo de ión (catiónica o aniónica), generando un agua producto con un menor contenido iónico. El proceso se llama reversible debido a que frecuentemente se invierte la polaridad de los electrodos para evitar la acumulación de iones en las inmediaciones de la membrana, lo que aumenta el rendimiento del sistema y la vida útil de las membranas. Este proceso está especialmente indicado en usos en donde no se requiera una elevada calidad final del agua regenerada, como puede ser la reutilización agrícola, pero que por la elevada salinidad del agua residual sea necesaria una desalación parcial. Su principal ventaja es que permite operar con aguas de menor calidad (no es necesario un pretratamiento de MF o UF como en la ósmosis o la nanofiltración) por lo que el proceso global tiene un menor coste.

5.3.

Eliminación de compuestos tóxicos en cantidades traza

Un efluente secundario suele contener algunos componentes, de los cuales se conoce o se sospecha su toxicidad, que puede ser conveniente eliminar antes de su reutilización. Estos compuestos son retenidos por los procesos de membranas descritos anteriormente (especialmente la nanofitración y la ósmosis inversa) o por procesos de transferencia de materia (la adsorción, el intercambio iónico o la destilación), pero posteriormente es necesaria su eliminación de la corriente de rechazo. Los procesos más estudiados son la oxidación química convencional y la denominada oxidación avanzada. La adsorción es un proceso ampliamente utilizado en la eliminación de sustancias refractarias orgánicas (disolventes aromáticos, pesticidas, hidrocarburos…), sustancias inorgánicas (nitrógeno, sulfuro y metales pesados) y componentes olorosos. Los adsorbentes más aplicados son el carbono activo, el hidróxido de hierro y la alúmina activada. De todo ellos, el más utilizado es el carbono activo por ser el más barato.

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El intercambio iónico se utiliza para retención selectiva de algunos iones (sodio, cloruro, sulfatos…) y en el ablandamiento de las aguas (eliminación de calcio y magnesio). También permite la eliminación de otros componentes como el bario, el radio, el arsénico, el perclorato o el cromato. La destilación se utiliza en la desalación de las aguas regeneradas. Sin embargo, su alto coste hace que su uso no esté muy generalizado. Las tecnologías más utilizadas son la destilación multiefecto, la destilación flash multietapa y la compresión de vapor. En la oxidación química se adicionan reactivos al agua residual con el objetivo de oxidar directamente las especies presentes. Como oxidantes se suelen utilizar el radical hidroxil, cloro, ozono, dióxido de cloro, permanganato o peróxido de hidrógeno. Entre las principales aplicaciones de este proceso están la eliminación de olores, el control de la generación de sulfuros, la eliminación de hierro y manganeso, la desinfección, el control de crecimiento de biopelícula en los sistemas de distribución y transporte de las aguas regeneradas, y la oxidación de determinados compuestos orgánicos. La oxidación avanzada se aplica a la eliminación específica de algunos compuestos que no se pueden oxidar completamente con los oxidantes convencionales. Entre estos compuestos están los disruptores endocrinos. Respecto a una oxidación química convencional, el proceso se caracteriza por generar una mayor concentración de radicales hidroxilos, con lo que el potencial oxidante es mucho mayor y el tiempo de contacto necesario es menor. La generación de radicales se realiza a partir de oxígeno, agua oxigenada y catalizadores soportados. Otra ventaja importante es la de no generar subproductos de reacción. En la oxidación avanzada se pueden distinguir entre procesos fotoquímicos y no fotoquímicos (Tabla B60). Tabla B60. Principales procesos de oxidación avanzada. Procesos no fotoquímicos Ozonización en medio alcalino (O3/OH-) Ozonización con peróxido de hidrógeno

Procesos fotoquímicos Oxidación en agua sub/supercrítica Procesos fotoquímicos Fotólisis del agua en el ultravioleta de vacío (UVV) UV/O3

Procesos Fenton (Fe2+/H2O2) y relacionados Oxidación electroquímica Radiólisis γ y tratamiento electrones Plasma no térmico

5.4.

con

haces

Foto-Fenton y relacionados Fotocatálisis heterogénea

Eliminación o inactivación de patógenos

El proceso de cloración es el más utilizado en los sistemas de reutilización de aguas para la inactivación de patógenos. En EEUU, en un estudio realizado en el año 1990, se estimó que el 78% de los sistemas de regeneración utilizaban cloro o hipoclorito, y un 28% de esas instalaciones aplicaba un tratamiento posterior de descloración. Ese proceso permite evitar la aparición de los subproductos tóxicos pero aumenta los costes en un 20-30%. La efectividad de la cloración depende de varios factores, entre los que cabe citar la temperatura, el pH, el tiempo de contacto, la dosis de cloro, la turbidez, la presencia de sustancias que puedan interferir y el grado de mezcla. Normalmente, las instalaciones se diseñan para proporcionar un tiempo mínimo de contacto de 90-120 min. Estas condiciones garantizan una correcta inactivación de los coliformes fecales y totales (4-6 unidades logarítmicas), y de los virus. La materia orgánica residual, las sustancias húmicas y el nitrógeno amoniacal aumentan la demanda de cloro en el proceso de desinfección. Asimismo, la presencia de sólidos en suspensión también disminuye la eficacia de la cloración. En la Tabla B61 se recogen los rangos normales de dosificación de cloro en función de la procedencia del agua residual.

237

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Tabla B61. Dosificación de cloro necesaria para la desinfección en función de la procedencia del agua residual (Lazarova et al., 2005) Procedencia del agua

Rango de dosificaciones de cloro (mg/l)

Efluentes primarios

8-30

Precipitación química

2-6

Efluentes de filtros biológicos

5-15

Efluentes de lodos activados

2-9

Efluentes nitrificados

2-6

Efluentes procedentes de filtración terciaria

1-6

El principal inconveniente de la cloración es la generación de subproductos tóxicos. Estos subproductos, como pueden ser los trihalometanos, los ácidos haloacéticos u otras sustancias orgánicas halogenadas, tienen efectos nocivos sobre la salud humana y el medio ambiente incluso a concentraciones relativamente bajas (0,1 mg/l). Un proceso alternativo que ha sido utilizado en numerosas instalaciones en China, Francia, Israel y EEUU es el de la adición de dióxido de cloro. Muchos estudios han demostrado su efectividad en la eliminación de bacterias, virus y protozoos en un amplio espectro de valores de pH. Para reutilización agrícola es suficiente con una dosificación típica de ClO2 de 2-5 mg/l y un tiempo de contacto de 5-15 minutos. En esas condiciones se consigue una efectiva eliminación de bacterias (2,4-4 unidades logarítmicas) y de Clostridium perfringens (1,5-2 unidades logarítmicas). Otra ventaja importante de este proceso frente a la cloración convencional es que su eficacia no se ve afectada por la presencia de amonio. La radiación ultravioleta es otra alternativa a la cloración convencional en los sistemas de reutilización. Las principales ventajas de esta tecnología son su bajo coste, el hecho de que no generen subproductos tóxicos y su facilidad de operación y mantenimiento. Como principales inconvenientes cabe citar el ensuciamiento de la lámpara y su corta vida útil (6-12 meses). Asimismo, en algunas condiciones se pueden dar rebrotes de los patógenos. En función del equipamiento de radiación, estos se suelen dividir en dos tipos: baja y media presión. La principal diferencia reside en la radiación, monocromática a 253,7 nm para lámparas de baja presión y policromática para lámparas de media presión. Como 253,7 nm está cerca del pico de absorción de mayoría de las biomoléculas, las lámparas de baja presión son más efectivas que las de media presión. No obstante, la luz que emiten es de menor intensidad, por lo que son necesarias más lámparas y mayores instalaciones. Con objeto de superar este inconveniente, recientemente se han desarrollado una nueva generación de lámparas de baja presión y alta intensidad que representan un sistema muy prometedor. En EEUU, aproximadamente el 90% de las instalaciones que utilizan radiación ultravioleta, disponen de la tecnología de baja presión e intensidad debido a la mejor eficacia eléctrica. Sólo en el caso de de caudales muy elevados (>40.000 m3/h) es más rentable económicamente el sistema de media presión. La radiación recomendada, definida según numerosos estudios tanto a escala piloto como escala real, se recoge en la Tabla B62.

238

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Tabla B62. Niveles de radiación necesarios para la desinfección en función de la procedencia del agua residual (Lazarova et al., 2005) Calidad requerida

Origen del agua

Radiación

<1000 UFC/ 100 ml

Efluente secundario. T>55%; MES<10-15 mg/l

30-50 mJ/cm2

<200 UFC/ 100 ml

Efluente terciario filtrado. T>55%; MES<10 mg/l Filtración granular. T>55%; MES<5 mg/l; Turbidez <2 <2,2 UFC/ 100 ml UNT (media de 24 h, máximo 5) Filtración con membranas. T>65%; Turbidez <0,2 UNT <2,2 UFC/ 100 ml (95% del tiempo, máximo 0,5) Ósmosis inversa. T>90%; Turbidez <0,2 UNT (95% del <2,2 UFC/ 100 ml tiempo, máximo 0,5) T: transmitancia UV; MES: materia en suspensión.

30-50 mJ/cm2 Mínimo 100 mJ/cm2 Mínimo 80 mJ/cm2 Mínimo 50 mJ/cm2

Finalmente, otra tecnología que se ha empleado para la desinfección de las aguas residuales es la ozonización. En EEUU se lleva aplicando desde la década de los 70 y más recientemente se aplicado en Oriente Medio, Sudáfrica, Francia y España (Lazarova, 2000). Debido a su alto coste y la necesidad de producirlo in situ es una alternativa menos empleada que las otras tecnologías. No obstante, en determinadas ocasiones y debido a su alto poder desinfectante, puede ser aconsejable su aplicación (concretamente, cuando se requiera una elevada eliminación de virus). Además, es conocido que la ozonización produce una eliminación de la materia orgánica presente en el agua (reducción de hasta un 20% de DQO). En la Tabla B63 se presentan las dosis necesarias de ozono en función de las características del agua de partida y la calidad requerida. Tabla B63. Dosificación de ozono necesaria para la desinfección en función de la procedencia del agua residual y la calidad requerida (Lazarova et al., 2005) Calidad requerida

Origen del agua

Dosis

<1000 UFC/ 100 ml

Efluente secundario de baja calidad

15-201 mg/l

<1000 UFC/ 100 ml

Efluente secundario de alta calidad

5-101 mg/l

<1000 UFC/ 100 ml

Efluente terciario

2-51 mg/l

<2,2 UFC/ 100 ml

Efluente terciario

8-102 mg/l

1 2

5.5.

Para un tiempo de residencia hidráulico de 2-4 min. Para un tiempo de residencia hidráulico de 2-8 min.

Selección de líneas de tratamiento

Atendiendo a la normativa española vigente, en función de la calidad microbiológica requerida para los distintos usos, Iglesias et al. (2010) han definido 6 calidades básicas de agua (Tabla B64). En función de estas calidades se pueden establecer distintas líneas de tratamiento. Calidad tipo A En la Figura B64 se muestran algunos posibles esquemas de tratamiento para obtener un efluente con calidad tipo A. El esquema convencional incluiría un tratamiento de coagulación/floculación seguido de una sedimentación o una filtración en medio granular, una filtración por membranas (MF/UF seguido de OI) y finalmente un proceso de desinfección (Figura B64A.1 y B64A.2.). Un esquema alternativo al presentado sería aquel que incluyera un BRM seguido de una desinfección (Figura B64A.3). En este caso el BRM sustituiría a cuatro procesos: el tratamiento secundario, el tratamiento fisíco-quimico, sedimentación granular y a la

239

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

filtración por membranas. Coté et al. (2004) compararon los costes de inversión y de operación de un sistema BRM con los de un sistema convencional de filtración con membranas, demostrando que el sistema BRM tiene un menor coste que el proceso combinado de lodos activos y filtración terciaria. Este conclusión ha sido recientemente corroborada por Brepols et al. (2009) en un estudio en diferentes plantas de tratamiento en Alemania. Además, se ha comprobado que el rendimiento de una ósmosis inversa aplicada a un efluente de un BRM es un 30% superior al rendimiento de una OI empleada a continuación de un sistema convencional de lodos activados y ultrafiltración (Qin et al., 2006). Como consecuencia, desde una perspectiva de rentabilidad económica, el BRM es la mejor opción.

Tabla B64. Grupos de calidad de agua en función de los límites bacteriológicos establecidos en el RD 1620/2007 (Iglesias et al., 2010). Calidad

Uso

Torres de refrigeración y condensadores evaporativos Riego de jardines privados, descarga de aparatos sanitarios Recarga de acuíferos por inyección directa Riego de zonas verdes urbanas, Baldeo de calles. Sistemas contra incendios. Lavado industrial de vehículos Riego de cultivos con sistema de aplicación del agua que permita el contacto directo del agua regenerada con las partes comestibles para alimentación humana en fresco Riego de campos de golf Riego de productos para consumo humano con sistema de aplicación de agua que no evita el contacto directo del agua regenerada con las partes comestibles, pero el consumo no es en fresco sino con un tratamiento industrial posterior. Riego de pastos para consumo de animales productores de leche o carne. Acuicultura. Aguas de proceso y limpieza para uso en la industria alimentaria Recarga de acuíferos por percolación localizada a través del terreno Riego localizado de cultivos leñosos que impida el contacto del agua regenerada con los frutos consumidos en la alimentación humana. Riego de cultivos de flores ornamentales, viveros, invernaderos sin contacto directo del agua regenerada con las producciones. Riego de cultivos industriales no alimentarios, viveros, forrajes ensilados, cereales y semillas oleaginosas. Aguas de proceso y limpieza excepto en la industria alimentaria. Otros usos industriales. Estanques, masas de agua y caudales circulantes ornamentales, en los que está impedido el acceso del público al agua. Riego de bosques, zonas verdes y de otro tipo no accesibles al público. Silvicultura Mantenimiento de humedales, caudales mínimos y similares

E. Coli (UFC/100 ml)

Nematodos (huevo/ 10 l)

Legionella spp. (UFC/1 l)

Ausencia

100

Ausencia

100-200

100

1000

200

100

1000

100

1000

10000

100

10000

100

10000

La calidad mínima requerida se estudiará caso por caso

240

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

A.1)

Reactivos químicos para coagulación de partículas

Efluente secundario

A.2)

Decantación lamelar

Filtración por membranas

Desinfección

Filtración en medio granular

Filtración por membranas

Desinfección

BRM

Desinfección

Reactivos químicos para coagulación de partículas

Efluente secundario

A.3) Efluente primario

Figura B64. Esquema tratamiento para obtener una calidad de agua tipo A. A.1) Esquema convencional; A.2) Esquema convencional con filtración granular; A.3) Esquema BRM

En algunas zonas costeras es habitual que existan infiltraciones marinas en las redes de saneamiento o que el agua de abastecimiento, en el caso de que se obtenga de acuíferos subterráneos, tenga un relativamente elevado contenido salino. Como consecuencia, las aguas residuales generadas presentan una elevada conductividad que hace necesaria una desalación parcial previa antes de su reutilización agrícola o recreativa. En estos casos, a pesar de que la calidad regulada por normativa para estos usos no sea muy restrictiva en la eliminación de compuestos disueltos residuales, en la práctica, es necesaria su eliminación. Este es el caso de Islas Canarias donde están plenamente implantados los procesos de ósmosis inversa o la electrodiálisis reversible en los sistemas de reutilización agrícola. A continuación se detallan algunos ejemplos nacionales representativos de sistemas de regeneración que permiten obtener la calidad de tipo A. En el Prat de Llobregat, en Barcelona, se puso en funcionamiento en 2006 un sistema de reutilización que permite producir 300.000 m3/d de aguas regeneradas (Montjuïc, 2011). La estación de regeneración consta de dos niveles de tratamiento: Regeneración básica que incluye tratamiento físico-químico, decantación lamelar lastrada con microarena, microfiltración y desinfección con UV. Se alimenta con un efluente secundario y tiene una capacidad de 300.000 m3/d. Regeneración avanzada, con dos líneas de tratamiento. Una primera, que incluye ultrafiltración, ósmosis inversa y desinfección, y que tiene una capacidad de 15.000 m3/d. Y una segunda que incluye filtración granular y electrodiálisis reversible, con una capacidad de 65.000 m3/d. El agua regenerada avanzada (mediante ósmosis inversa) se utiliza suministrar agua a 14 pozos de inyección de la barrera contra la intrusión salina.

241

para

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

Otro ejemplo es el de la EDAR de Hoya del Pozo, que se encuentra en el Municipio de Telde, en Gran Canaria, y dispone de un tratamiento avanzado para la regeneración de aguas que incluye una etapa de filtración con filtros de lavado en continuo y flujo ascendente (DualSand), microfiltración (MEMCOR, Figura B65), ósmosis inversa (Figura B66) y electrodiálisis reversible. Las principales características de unidad de regeneración se recogen en la Tabla B65 (Déniz et al., 2009). Actualmente el destino final del agua es riego agrícola. Tabla B65. Características de los procesos en la línea de regeneración de aguas residuales en la EDAR de Hoya del Pozo (Déniz et al., 2009). Características Líneas y unidades Caudal de alimentación (m3/d) Rendimiento (%) Caudal de permeado (m3/d)

Dual Sand

EDR

1 (doble etapa) 6.600 95 6.270

1 (3 líneas) 4.300 95 4.085

2.125 80 1.700

1.764 85 1.500

En un estudio publicado por Déniz et al. (2009), en el que se recogen los resultados de la planta durante el año 2007, se observa como en el proceso Dualsand se obtiene una reducción en la turbidez comprendida entre un 60 y un 91,3 % y, a continuación, la microfiltración produce una reducción de 30-88,9%. De los resultados de los procesos de desalación mediante ósmosis y electrodiálisis reversible se concluye que la calidad de agua varía entre un 38,3 y un 80%, teniendo unos valores habituales de conductividad de 780 µS/cm y 200 µS/cm para la ósmosis y la electrodiálisis, respectivamente.

Figura B65. Fotografía de la unidad de microfiltración en Hoyo del Pozo (Ibrahim, 2006)

Figura B66. Fotografía de la instalación de ósmosis inversa en Hoyo del Pozo (Ibrahim, 2006)

Calidad tipo B En la Figura B67 se muestran algunos posibles esquemas de tratamiento para obtener un efluente con calidad tipo B. Para obtener aguas regeneradas con calidad tipo B, aunque se pueden obtener con filtración granular (y de hecho, muchas instalaciones en España lo hacen de esta manera), la tendencia actual, tanto a nivel internacional como nacional, es la implantación de sistemas BRM. De hecho, en España se encuentran algunas de las plantas de mayor capacidad14: San Pedro de Pinatar (47.851 m3/d) y Sabadell (35.000 m3/d). Un ejemplo de tratamiento con filtración lo encontramos en sistema de reutilización de Vitoria-Gasteiz, que permite regenerar 34.000 m3/d. Las aguas regeneradas se 14

Datos referidos a la máxima capacidad de diseño.

242

EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

utilizan fundamentalmente para abastecimiento urbano, reduciendo las extracciones de los embalses de la región, y riego estacional de 8.500 ha de terrenos agrícolas. El sistema de regeneración consiste en las siguientes etapas: tratamiento físico-químico, decantación lamelar, filtración granular y desinfección con hipoclorito sódico. La escasa conductividad del efluente secundario (800 µS/cm) permite prescindir de los tratamientos de desalación por membranas. Los totales del proyecto ascendieron a 30,5 millones de euros, los cuales representan15 un coste de capital de 0,0989 €/m3. Por su parte, los costes de explotación ascienden a 0,085 €/m3.

B.1)

Reactivos químicos para coagulación de partículas

Efluente secundario

Filtración en medio granular

Desinfección

BRM

Desinfección

B.2) Efluente primario

Figura B67. Esquema tratamiento para obtener una calidad de agua tipo B.

Como ejemplo de funcionamiento de un sistema BRM, cabría citar la instalación depuradora de Sabadell. El sistema BRM se propone como respuesta a la necesidad de ampliar la capacidad de una existente en la estación depuradora (hasta 35.000 m3/d) y mejorar la eliminación de nutrientes. Esta tecnología se elige fundamentalmente por las restricciones de terreno existentes. Las membranas utilizadas son planas de la compañia comercial Kubota (modelo EK400), elegidas por la presencia habitual de fibras en el agua residual. El flujo de diseño es 23,7 l/hm2, permitiendo alcanzar picos de 43 l/hm2, con unos consumos específicos de energía comprendidos entre 0,8 y 1 kWh/m3. La calidad del permeado obtenido es muy elevada con unos valores medios de DBO5, NNH4 y nitrógeno total de 5, 1 y 22 mg/l, respectivamente. Asimismo, se obtiene una completa desinfección del efluente y unos valores de turbidez inferiores a 0,5 NTU (Judd, 2010). Calidad tipo C En la Figura B68 se muestra un posible esquema de tratamiento para obtener un efluente con calidad tipo C.

Efluente secundario

Filtración en medio granular

Desinfección

Figura B68. Esquema tratamiento para obtener una calidad de agua tipo C.

Calidad tipo D En la Figura B69 se muestra un posible esquema de tratamiento para obtener un efluente con calidad tipo D. 15

Suponiendo un periodo de amortización de 40 años y una tasa de interés del 3%

243

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Efluente secundario

Filtración en medio granular

Figura B69. Esquema tratamiento para obtener una calidad de agua tipo D.

5.6.

Estimación de los costes de las líneas de tratamiento

De acuerdo con el estudio de Iglesias et al. (2010) para en las instalaciones de regeneración de España, en la Tabla B66 se recogen los costes de inversión y explotación de las líneas de tratamiento. En los costes de explotación se han incluido las partidas de personal y las analíticas rutinarias. No se incluyen sin embargo los costes de amortización y las analíticas previstas según la normativa 1620/2007.

Tabla B66. Estimación de costes de las líneas de tratamiento (Iglesias et al., 2010). Inversión Explotación (€/m3 d) (€/m3) A (desalación) FQ-DL-FG-UF-OI-D 416-736 0,35-0,45 A (desalación) FQ-DL-FG-EDR-D 310-506 0,35-0,45 A FQ-DL-FG-UF-D 185-398 0,14-0,20 B FQ-DL-FG-D 28-48 0,06-0,09 C FG-D 9-22 0,04-0,07 D FG 5-11 0,04-0,07 FQ: Físico-químico; DL: Decantación lamelar; FG: Filtración granular; UF: Ultrafiltración; OI: Ósmosis inversa; D: Desinfección; EDR: Electrodiálisis reversible Calidad de agua

Descripción tratamiento

Las oscilaciones de los valores se deben a las distintas condiciones geográficas y climáticas, el tamaño de las plantas de regeneración y las diferentes características de las aguas residuales que se han considerado en la estimación de costes.

6. Análisis de la situación en Canarias

Atendiendo a la infraestructura disponible, las islas con de sistemas de reutilización planificada son Tenerife, Gran Canaria, Lanzarote y Fuerteventura. En Tenerife, desde el año 1993, existe un sistema de reutilización que abarca toda la vertiente oriental de la isla y que aprovecha las aguas residuales depuradas en las estaciones de Santa Cruz y Adeje-Arona para riego de cultivos y de campos de golf en el sur de isla. Una pequeña fracción del agua regenerada se destina al riego de zonas verdes en el centro de Santa Cruz (AQUAMAC II, 2008). Los últimos datos disponibles, correspondientes al año 2005, indican un volumen total anual de agua regenerada de 8,81 hm3, distribuidas en 4 zonas de reutilización: Ciudad de Santa Cruz de Tenerife, Zona sureste, a lo largo de la conducción de transporte desde Santa Cruz hasta el complejo agronómico del Valle de San Lorenzo, Distribución a lo largo de la conducción desde la estación depuradora de AdejeArona hasta el complejo del Valle de San Lorenzo, y Distribución desde complejo agronómico del Valle de San Lorenzo. Para ajustar la calidad del agua depurada a la normativa, especialmente en lo relativo a calidad biológica y materia en suspensión, y disminuir el excesivo contenido salino, el sistema de reutilización integra los procesos de coagulación-floculación,

244

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filtración con arena, desinfección con hipoclorito sódico y electrodiálisis reversible (Tabla B67). El agua regenerada es de una excelente calidad microbiológica (ausencia de coliformes fecales y nemátodos), fisico-química (MES <3 mg/l y turbidez <5 NTU), y presenta una moderada conductividad (1.000-1.100 µS/cm). Tabla B67. Tratamientos terciarios en el sistema de reutilización planificada de Tenerife. Localización 3

EDAR Santa Cruz de Tenerife Terciario S/C Tenerife Complejo Agr. VSL

Tratamiento1

Volumen anual reutilizado2 (hm3)

FA+EDR

0,85

Dual Sand

(-)

FA+FC+EDR

6,53

EDAR Adeje-Arona FA+FC+EDR 1,06 1 FA: filtración con arena; FC: filtros de cartucho; EDR: electrodiálisis reversible 2 datos del año 2005 3 Estación Depuradora de Aguas Residuales 4 Puesta en marcha en julio 2010. Capacidad de tratamiento de 20.000 m3/d.

Los datos más recientes sobre la distribución de agua desde el complejo agronómico del Valle de San Lorenzo, facilitados por los responsables de la explotación de los sistemas de tratamiento terciario (BALTEN), permiten establecer el coste del agua regenerada (Tabla B68). Como ilustran las cifras mostradas en la Tabla B68, el mayor coste económico está asociado a la desalinización del agua regenerada. Este problema, derivado de la elevada salinidad del agua de abastecimiento, hace que el coste sea muy superior al que se establece como valor referencia a nivel nacional de 0,06 €/m3 (Mujeriego, 2004). No obstante, la fuente alternativa—las aguas subterráneas—también posee un elevado contenido salino, por lo que comparativamente, los precios del agua regenerada son competitivos. Tabla B68. Distribución de costes de aguas regeneradas en el Sur de Tenerife. Concepto

Coste, euros/m3

Tratamiento regeneración

0,060

12,2

Tratamiento desalinización

0,159

32,4

Administración

0,016

3,3

Mantenimiento y conservación

0,011

2,2

Subcontratas

0,011

2,2

Personal

0,049

10,0

Impulsión

0,058

11,8

Amortización

0,126

25,7

Total

0,49

En Gran Canaria, durante el año 2007, se reutilizaron 11,8 hm3/año. Más del 80% del agua reutilizada procede de cinco grandes depuradoras localizadas en los municipios de Las Palmas de Gran Canaria, Telde, Agüimes, San Bartolomé de Tirajana y Mogán (AQUAMAC II, 2008). La isla cuenta con una red de más de 180 km para la distribución de las aguas regeneradas para regadío a cotas medias-bajas. El destino final del agua se distribuye entre regadío de zonas agrícolas (3,8 hm3/año), usos recreativos (3,3 hm3/año) y para usos urbanos: baldeo de calles, riego de parques y jardines, etc. (4,7 hm3/año). En la Tabla B69 se muestran los tratamientos terciarios existentes en la isla.

245

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Tabla B69. Tratamientos terciarios en Gran Canaria (Deniz et al., 2009; AQUAMAC II, 2008). Denominación Guía-Gáldar Bañaderos Cardones

Tratamiento1

Volumen anual reutilizado2 (hm3)

DualSand+MF+FC+OI

0,27

FQ+FG+FC+EDR

0,10

FQ+FG+FC+EDR

0,84

Barranco Seco I

DualSand+UF+EDR

Barranco Seco II

DualSand+MF+FC+OI

Jinámar

BRM+FC+EDR DualSand+MF+FC+OI DualSand+MF+EDR FQ+FC+RO

0,30

FG+FC+EDR

0,24

San Nicolás

DualSand

0,04

Teror

DualSand

0,04

Hoya del Pozo Sureste de Agüimes El Tablero

2,88 -

0,96

Las Burras FG 2,92 1 FC: filtros de cartucho; EDR: electrodiálisis reversible; MF: Microfiltración; UF: ultrafiltración; FG: filtración con arena; FQ: físico-químico; OI: ósmosis inversa; BRM: biorreactor de membrana. 2 datos del año 2005

En Lanzarote el agua que se reutiliza procede principalmente de cuatro depuradoras de la isla: Arrecife, Tías, Playa Blanca y La Santa. En 2009, el volumen reutilizado fue de 1,47 hm3/año, utilizándose la mayor parte del agua en riego de campos de golf y de parques y jardines; sólo el 25% tiene como destino el riego agrícola. En la Tabla B70 se muestran los tratamientos terciarios existentes en la isla. Tabla B70. Tratamientos terciarios en Lanzarote (adaptado de AQUAMAC II, 2008). Denominación

Tratamiento1

Volumen anual reutilizado2 (hm3)

Arrecife

MF+FC

0,47

Tías

MF+FC

0,83

0,12

Playa Blanca

La Santa BD+UF 1 FC: filtros de cartucho; MF: Microfiltración; BD: biodiscos. 2 datos del año 2009

0,04

Con respecto a Fuerteventura, el agua que se reutiliza procede tanto de depuradoras públicas como privadas, alcanzando un 80% del agua depurada. En el año 2005, se reutilizaron 5,63 hm3 cuyo final fue el riego zonas verdes en los núcleos y urbanizaciones turísticas (5,23 hm3), principalmente en el municipio de Pájara, y riego de campos de golf (0,4 hm3). La reutilización con fines agrícolas es testimonial debido a bajo nivel de aceptación social. A partir del año 2005, y con motivo de ajustar la calidad de las aguas regeneradas a la normativa sobre reutilización (RD 1620/2007) se han puesto en marcha diversos tratamientos terciarios en la isla (Tabla B71). El análisis presentado sobre la reutilización en Canarias muestra una estabilización en el aprovechamiento de las aguas residuales en la última década. De hecho, los volúmenes actuales son muy inferiores a los previstos en los planes hidrológicos insulares redactados a finales de los noventa. Destacan los usos de riego en zonas verdes y de campos de golf, y es llamativo el bajo nivel de aplicación en riego agrícola en relación con las necesidades hídricas de este sector. En efecto, el agua regenerada sólo representa un 6,4 % de la demanda hídrica total correspondiente a las islas de Tenerife, Fuerteventura, Lanzarote y Gran Canaria. Asimismo, las islas presentan una amplia y variada experiencia en la aplicación de tecnologías de regeneración que van desde los tratamientos tradicionales de coagulación/floculación y filtración con arena hasta los sistemas más avanzados con membranas.

246

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Tabla B71. Principales tratamientos terciarios en Fuerteventura. Denominación

Tratamiento1

Capacidad de diseño (m3/d)

Urb. P.P.O. De 570 Has. (Corralejo)

MF+FC+EDR

2.000

Puerto del Rosario

MF+FC+EDR

3.000

Gran Tarajal

MF+FC+EDR

1.500

Morro Jable BRM 5.000 1 FC: filtros de cartucho; MF: Microfiltración; EDR: electrodiálisis reversible; BRM: biorreactor de membrana

Entre las principales barreras que han impedido un mayor grado de implantación de la reutilización cabría citar el elevado coste de tratamiento, la falta de infraestructuras de recolección y tratamiento o de almacenamiento y distribución, y, en ocasiones, la baja calidad del agua, que ha llevado a un bajo nivel de aceptación social (AQUAMAC II, 2008). No obstante, se pueden establecer tres factores que inducen a pensar en una expansión futura de la reutilización planificada en las islas: 1) el impulso al tratamiento de las aguas residuales que supone la aplicación de la Directiva Europea 91/271/EC; 2) la experiencia adquirida en implantación de tecnologías de regeneración eficaces con costes moderados; y 3) la aparición de una normativa específica (RD 1620/2007) para la regulación de la reutilización de aguas depuradas. Desde un punto de vista normativo, no cabe duda que la reciente aprobación del RD 1620/2007 ha supuesto un hito en el desarrollo de la regeneración y reutilización de las aguas residuales en España, y concretamente en Canarias, al regular—minimizando los riesgos sanitarios—el uso de las aguas regeneradas que venía haciendo en España desde los años ochenta. Asimismo, el Ministerio de Medio ambiente y Medio Rural y Marino (MARM) ultima el plan Nacional de Reutilización de Aguas Regeneradas, horizonte 2015, y de aplicación a todo el territorio español. Este Plan tiene como principales objetivos conseguir el “vertido cero” en zonas costeras, sustituir en zonas de interior concesiones de agua prepotable por agua regenerada para los usos en que sea viable, promover las buenas prácticas de reutilización de aguas regeneradas y estimar las posibilidades de reutilización futuras. Asimismo, la aplicación de la directiva 91/271/EC, que se ha realizado a nivel nacional mediante los Planes Nacionales de Calidad de las Aguas: Saneamiento y Depuración, elaborados por el MARM y las Comunidades Autónomas, obliga a tratar las aguas residuales de todas las aglomeraciones urbanas mayores de 2.000 habitantes. En 2008, el grado de conformidad con la carga contaminante tratada se estimaba para toda España en un 78%. Sin embargo, el archipiélago presentaba sólo un 51% de conformidad (Tabla B72), por lo que se hacen necesarias importantes inversiones en materia de infraestructura de saneamiento en los próximos años. Por otra parte, desde un punto de vista de planificación hídrica, la sustitución de agua con calidad prepotable por aguas regeneradas para determinados usos (agrícolas, recreativos y riego de zonas verdes) debe ser una estrategia de gestión prioritaria. Las numerosas ventajas que presenta la reutilización, como son la garantía de suministro en periodos estivales y el aprovechamiento de los nutrientes (nitrógeno y fósforo) contenidos en el agua regenerada, junto con la elevada demanda hídrica en algunas islas del sector agrícola, cubierta actualmente con recursos renovables, hace que las posibilidades de aplicación de las aguas regeneradas sean muy elevadas. Finalmente, dada la experiencia existente a nivel internacional y en algunas zonas de la península, se hace imprescindible incluir en la planificación hídrica la aplicación de las aguas regeneradas a otros usos, como son los industriales o ambientales. En este contexto, surge la recarga artificial de acuíferos, especialmente aquellos costeros, como

247

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una aplicación de gran interés para paliar el fenómeno de la intrusión marina que afecta a la mayoría de las islas. Tabla B72. Grado de conformidad de carga contaminante tratada y número de depuradoras con tratamiento secundario y avanzado por Comunidades Autónomas. Datos correspondientes a 2008. (MARM, 2009)

Comunidad Autónoma

Navarra, Comunidad Foral de

Grado de conformidad de la carga contaminante (%) 100

Nº depuradoras con tratamiento secundario

Nº depuradoras con tratamiento riguroso

Ceuta y Melilla

100

Madrid, Comunidad de

100

Murcia, Región de

100

Cantabria

Balears, Illes

Rioja, La

Cataluña

110

Comunitat Valenciana

113

Asturias, Principado de

País Vasco

Aragón

Castilla y León

139

Castilla-La Mancha

115

Galicia

Andalucía

234

Canarias

Extremadura

7. Referencias AQUAMAC II, (2008), Estudio Actualizado de la Situación del Aprovechamiento de Aguas Depuradas en la Macaronesia. Proyecto AQUAMAC II, Técnicas y Métodos para la gestión Sostenible del Agua en la Macaronesia. Asano, T., Burton, F., Leverenz, H., Tsuchihashi, R., Tchobanoglous, G., (2007), Water Reuse. Issues, Technologies and Applications. 1st ed., Metcalf &Eddy, Mc Graw-Hill. New York. Ayers, R.S., Westcot, D.W., (1985), Water quality of agriculture. FAO irrigation and drainage, paper 29. Rome. Bahri, A., (1998), Fertilizing value and polluting load of reclaimed water in Tunisia. Water Res. 32 (11), 3484–3489. BOE, (2007), Boletín Oficial del Estado, Real Decreto 1620/2007, de 7 diciembre por el que se establece el régimen jurídico de la reutilización de las aguas depuradas. Nº 294 de 8 diciembre 2007, España. Bouri, S., Abida, H., Khanfir, H., (2008), Impacts of wastewater irrigation in arid and semi arid regions: case of Sidi Abid region, Tunisia. Environ Geol. 53, 1421–1432. Brepols, C., Schäfer, H., Engelhardt, N., (2009), Economic aspects of large scale membrane bioreactors. Final MBR-Network Workshop: Salient Outcomes of the European Projects on MBR Technology, 31/03/2009-01/04/2009, Berlin, Germany. Choi, J-G., Bae T-H., Kim J-H, Tak T-M, Randall A.A. (2002), The behavior of membrane fouling initiation on the crossflow membrane bioreactor system. Journal Membrane Sci. 203, 103–113

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EVALUACIÓN DE TECNOLOGÍAS POTENCIALES DE REDUCCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS DE CANARIAS (TECNOAGUA)

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