Valoración económica de los beneficios ambientales derivados de

Valoración económica de los beneficios ambientales derivados de

Valoración económica de los beneficios ambientales derivados de la
eliminación de productos farmacéuticos y de higiene personal en las
EDARs mediante el uso de precios sombra
Autores y e-mail de la persona de contacto:



Águeda Bellver Domingo ([email protected])
Ramón Fuentes
Francesc Hernández Sancho
Departamento: Grupo de Economía del Agua (Departamento de Estructura
Económica: Economía Aplicada II – Facultad de Economía; Campus dels Tarongers)
Universidad: Universitat de València
Área Temática: Gestión de los recursos hídricos (Sesión especial de Economía del
Agua)
Resumen: La capacidad de tratamiento de una EDAR convencional se caracteriza por
la eliminación de la fracción orgánica del agua residual. Sin embargo, la existencia de
sustancias químicas de origen antrópico, como son los fármacos y los productos de
higiene personal (PPCPs), está generando graves impactos ambientales. Su presencia en
el agua residual está asociada con los patrones de consumo de la población, llegando de
forma continua y en grandes concentraciones a las EDARs. Actualmente suponen el
principal componente de riesgo a largo plazo del efluente de las EDARs, cuya presencia
podría dañar seriamente la calidad ambiental de los ecosistemas. Considerando los
PPCPs como outputs no deseados, en este trabajo se implementa la metodología de los
precios sombra con el fin de estimar los beneficios ambientales derivados de la
eliminación de estos compuestos. Esta valoración tiene una gran relevancia ya que
servirá como referencia para los análisis de viabilidad de cualquier propuesta
tecnológica que permita la eliminación de los PPCPs del efluente.
Palabras Clave: Contaminantes emergentes, impacto ambiental, valoración económica,
precios sombra, beneficio ambiental, calidad de agua.
Clasificación JEL: Q53
1
1. Introducción
Las necesidades hídricas de la sociedad actual van en aumento, pero el estrés hídrico
(debido al clima y a la sobreexplotación de los recursos) dificulta satisfacer la demanda
de agua. Las fuentes de agua no convencionales se han convertido en la solución a este
problema, principalmente en las regiones de clima árido y semiárido. La reutilización de
agua depurada se ha convertido en una de las fuentes no convencionales más utilizada.
El principal problema que presenta la reutilización del efluente de las EDARs es la
calidad final del agua. Esta preocupación se debe a la existen una serie de sustancias
químicas de origen antrópico cuya estructura molecular impide que sean eliminadas
durante el proceso de tratamiento (Morais et al., 2014; Fang et al., 2012). Son los
productos farmacéuticos y de higiene personal, también conocidos como PPCPs (Santos
et al., 2013). Cabe tener presente que el proceso de tratamiento del agua residual
convencional está centrado en la eliminación de los sólidos en suspensión y de la
fracción orgánica del agua residual (Binelli et al., 2014). Este problema se traduce en
que los PPCPs salen de la EDAR por el efluente “tratado” y llegan a la masa de agua
receptora, donde se dispersan y se acumulan tanto en el agua, en el sedimento y en los
organismos (Carmona et al., 2014; Fair et al., 2009). La EDAR se convierte en el punto
de vertido y dispersión de los PPCPs en el ecosistema acuático (Prosser and Sibley,
2015). El rango de concentración de los PPCPs en el efluente es del orden de ng/L a
µg/L (Galus et al., 2013b). Puede parecer un rango de concentración bajo, pero hay que
tener en cuenta que tanto el vertido del efluente como el consumo de fármacos y
productos de higiene personal es continuo. Esta nueva situación implica evaluar cómo
se comporta cada PPCP en la EDAR y cómo actúa la mezcla de PPCPs tanto en el seno
del agua residual como entre ellos. Nos encontramos ante una mezcla compleja de
sustancias (Yuan et al., 2013); cuya toxicidad alterara, en primer lugar, a la comunidad
microbiana que habita en el proceso convencional de fangos activos (Liu and Wong,
2013).
La estructura química de los PPCPs los convierte en compuestos persistentes con la
capacidad de adsorberse a las partículas de materia orgánica en suspensión formando
2
conjugados en cuyo interior se almacenan (Yargeau et al., 2014; Liu and Wong, 2013;
Hedgespeth et al., 2012). Los análisis de laboratorio han demostrado que algunos
PPCPs aumentan su concentración en el efluente como resultado de procesos de
descomposición (Pothitou and Voutsa, 2008). Debido a esta situación, KasprzykHordern et al. (2008) estiman que el 50% de los PPCPs que recibe una EDAR son
vertidos por el efluente sin que se altere su actividad tóxica. Son numerosos los autores
que analizan cuál es la concentración de PPCPs en ríos y lagos, en los cuales se vierte el
efluente de las EDARs; corroborando su presencia y remarcando la necesidad de
abordar el problema (Zenobio et al., 2015; Wang et al., 2015; Blair et al., 2013; Baker
and Kasprzyk-Hordern, 2013; Ferguson et al., 2013; Spongberg et al., 2011).
Los PPCPs más comunes en las aguas residuales urbanas son: plastificantes,
surfactantes, pesticidas, fármacos, hormonas, productos de higiene y cuidado personal,
sustancias blanqueantes, medios de contraste, edulcorantes, retardantes de llama,
subproductos de desinfección y herbicidas (Pal et al., 2014; Miège et al., 2009). La
presencia de estos compuestos y su concentración es muy variada; si bien es cierto que,
en el caso de los fármacos, el PPCP más detectado es el ibuprofeno, debido a que es uno
de los fármacos más consumidos por la población a nivel mundial (Fang et al., 2012).
Numerosos autores han analizado la concentración de PPCPs en las EDARs a lo largo
del mundo, determinando cuáles son los PPCPs más comunes en sus aguas residuales y
estimando los rendimientos de eliminación bajo diferentes condiciones de estudio
(Godayol et al., 2015; Blair et al., 2015; Collado et al., 2014; Silva et al., 2014;
Fernández et al., 2014; Al Aukidy et al., 2012; Baker et al., 2012; Kumar et al., 2011;
Behera et al., 2011). Pese a que los PPCPs encontrados varían en función del área de
estudio, los resultados obtenidos coinciden en que las frecuencias en las que aparecen
los PPCPs son mayores al 50%; es decir, que más de la mitad de los PPCPs analizados
son encontrados en todas las muestras analizadas.
Los PPCPs están diseñados para ser compuestos estables cuya actividad se mantiene
inalterada cuando llegan al ecosistema, de tal forma que siguen siendo compuestos
biológicamente activos (y persistentes) a muy baja concentración (Galus et al., 2013b;
3
Postigo et al., 2010). La consecuencia directa de la presencia de PPCPs en las aguas
superficiales influenciadas por las EDARs es contaminación a la que se ven sujetos los
organismos acuáticos (Arlos et al., 2015; Zenker et al., 2014; Liu and Wong, 2013). Por
esta razón son numerosos los estudios de toxicidad en organismos acuáticos (Subedi et
al., 2014; Galus et al., 2013a; Sun et al., 2013; Liu et al., 2012; Vajda et al., 2011; Baer
et al., 2009; Barber et al., 2007). El trabajo de Zhao et al. (2015) confirma la
bioacumulación de PPCPs en el plasma, la bilis y el hígado de diferentes especies de
peces salvajes en el delta del río de las Perlas, en China.
El impacto de la exposición y la bioacumulación de los PPCPs se muestra de diferentes
formas. Los más comunes son los procesos de disrupción endocrina en los organismos
acuáticos y la generación de genes de resistencia a los antibióticos en bacterias (Azzouz
and Ballesteros, 2013). Cabe señalar que existen otros efectos tóxicos relacionados con
el crecimiento y desarrollo de los individuos (Pennington et al., 2015). Uno de los
primeros estudios que analizó la influencia de los PPCPs sobre los organismos acuáticos
fue el de Guillete et al. (1994), cuyos resultados ponen de manifiesto que esa
contaminación altera de forma evidente el desarrollo embrionario y la capacidad
reproductiva de los organismos acuáticos. Este trabajo supuso el punto de partida para
el análisis de los procesos de disrupción endocrina provocados por la exposición a los
PPCPs; concretamente a los compuestos de tipo estrogénico. Estos compuestos alteran
el funcionamiento normal del sistema endocrino del individuo (Kumar et al., 2008) ya
que tienen similitud estructural con las hormonas naturales. Así que los compuestos
estrogénicos ocupan el lugar que debería ocupar la hormona natural y hacen que se
modifique la respuesta del sistema endocrino (Barber et al., 2007). Otra de las
consecuencias de los contaminantes estrogénicos es el intersex. Sucede cuando los
tejidos reproductores masculinos muestran signos de feminización, impidiendo la
reproducción del individuo; y generando a largo plazo el declive poblacional de la
especie (Niemuth and Klaper, 2015). El trabajo de Woodling et al. (2006) ya evidencia
este fenómeno en los aguas superficiales de Estados Unidos a las cuales llegaban los
efluentes de las EDARs urbanas.
4
Las bacterias están generando resistencia a los antibióticos debido a la exposición a los
efluentes de las EDARs. Solo el 30% de la dosis de antibióticos que es consumida es
metabolizada por el cuerpo, de forma que el 70% restante llega a las aguas residuales y,
por lo tanto, al medio ambiente (Rizzo et al., 2013; Gao et al., 2012). Becerra-Castro et
al. (2015) consideran que una de las vías de exposición de la comunidad microbiana a
los PPCPs es la reutilización del agua residual. En este caso, los microorganismos del
suelo entran en contacto directo con los PPCPs y se alteran sus características biológicas
y genéticas. La resistencia genética a los antibióticos es un proceso silencioso que
adquiere relevancia en el momento en que los microorganismos se vuelven inmunes a
los tratamientos paliativos clásicos.
Todos estos estudios demuestran la relación existente entre los PPCPs vertidos por las
EDARs con las alteraciones biológicas de los organismos acuáticos a corto y a largo
plazo (Esteban et al., 2014). Desde un punto de vista ambiental queda clara la relación
EDAR-PPCP-impacto; de tal forma que los PPCPs se convierten en los nuevos
indicadores de contaminación antrópica en las masas de agua (Van Stempvoort et al.,
2013). La posibilidad de implementar tecnologías de tratamiento terciario se está
convirtiendo en el camino a seguir para reducir los niveles de PPCPs en el ecosistema.
Existen autores que centran sus análisis en evaluar la eficiencia de eliminación de los
procesos de oxidación avanzada, de la ozonización y del carbón activo (Mailler et al.,
2016; Tang et al., 2014; Rosal et al., 2010; Zhang and Geißen, 2010). Los resultados de
estos trabajos confirman que, conociendo la tipología del agua residual que llega a la
EDAR, todas las tecnologías anteriormente citadas son capaces de reducir de forma
sustancial la concentración de PPCPs del efluente (llegando, en algunos casos, a un
rendimiento del 80%). Por esta razón la monitorización y eliminación de estas
sustancias de los efluentes ha de ser la nueva dirección que deben de tomar las
administraciones para mejorar tecnológicamente la capacidad de depuración, para lo
cual se hace necesario la adición de tratamientos terciarios en las EDARs urbanas
(Alfonsín et al., 2014).
5
La mejora tecnológica es la solución más adecuada; sin embargo, desde un punto de
vista económico, deben considerarse todos los aspectos que formarían parte de esa
inversión. La dinámica actual de la economía, en relación con el medio ambiente,
supone incluir las externalidades ambientales. Una de las opciones metodológicas
disponible son los Precios Sombra asociado a la presencia de la PPCPs en los efluentes
de las EDARs. Según esta metodología los procesos de producción generan outputs
comercializables (outputs deseados) al mismo tiempo que generan subproductos que
carecen de mercado y que repercuten negativamente en la propia producción de los
outputs deseados. Estos outputs no deseados son los contaminantes generados durante el
proceso de producción. Esta aproximación metodológica permite calcular el precio
sombra o valor monetario de los outputs no deseados (contaminantes) e incluirlo en los
procesos de planificación y toma de decisiones (Zhou et al., 2014). El cálculo de los
precios sombra de PPCPs ha sido implementado previamente en el trabajo de MolinosSenante et al. (2013). En este caso se aplica la metodología teniendo en cuenta, por un
lado, la implementación de procesos de ozonización que eliminen estos contaminantes;
y, por otro lado que se plantean dos escenarios donde el vertido del efluente tratado se
realizaría a zonas sensibles y no sensibles. Los precios sombra obtenidos para zonas
sensibles se mueven en el rango de los 11,06 – 93,76 €/kg; mientras que para las zonas
no sensibles el rango se encuentra entre 8,67 – 73,73 €/kg. Estos resultados revelan que
el beneficio ambiental de eliminar los PPCPs es mayor en las zonas sensibles, siendo
necesario implementar acciones de conservación.
El objetivo del presente estudio es calcular el precio sombra de los PPCPs seleccionados
para tres escenarios diferentes en los cuales se vierte el efluente de las EDARs:
humedal, río y mar. El precio sombra se interpreta como el beneficio ambiental de evitar
el vertido de los contaminantes, por lo que, gracias al cálculo del precio sombra se
obtendrá el valor del beneficio ambiental de eliminar los PPCPs. La relevancia
científica de este resultado se materializa en la obtención de un valor monetario
asociado a un impacto ambiental; permitiendo la futura internalización del impacto de
los PPCPs en los procesos de toma de decisiones y en los análisis de viabilidad de los
proyectos de mejora de la calidad del agua depurada. En este trabajo se muestra la
6
relación existente entre los resultados obtenidos con los datos de evaluación del riesgo
toxicológico de los PPCPs considerados. De tal forma que se ratifica la conexión entre
los precios sombra y el grado de impacto ambiental que presentan los PPCPs
analizados.
2. Metodología
Se sigue el enfoque econométrico de Färe et al. (1993) el cual se fundamenta en
funciones distancia que representan la tecnología de producción a la vez que permiten
modelizar la generación simultánea de múltiples outputs. Esta metodología busca
maximizar la producción del output deseado evitando la generación del output no
deseado (Wei et al., 2013), de tal forma que los precios sombra caracterizan la relación
entre el proceso productivo y la tecnología empleada (Hernández-Sancho et al., 2010).
Así, dado un conjunto de inputs X=(x1,…,xN) y de outputs U=(u1,…,uM) y siendo el
:
∈
conjunto de producción:
canproduce , se asume que la
tecnología de referencia satisface los supuestos propuestos por Färe et al. (1988).
Además, también se considerará que existe disponibilidad débil de los outputs con el fin
de contemplar la existencia de regulaciones que limiten la generación de outputs no
deseables en el proceso de producción. De este modo, si ∈
que
∈
y
∈ 0,1 se tendrá
. Con la disponibilidad débil, los subproductos solo pueden ser reducidos
mediante la disminución de la producción de outputs deseados, lo cual es coherente con
la producción de contaminantes que no pueden ser eliminados sin coste alguno.
Además, permite incluir outputs no deseables en el análisis como parte del vector de
productos generados.
Se define la función distancia al output según Shephard (1970) como:
cumpliéndose que
∈
,
inf :
,
/
∈
(1)
1.
Dicha función distancia permite calcular los precios sombra del modo siguiente. Sea r =
(r1,…,rM) el vector de precios de los outputs con r
será:
7
0. Dado r, la función de ingresos
,
{ru:
Bajo el supuesto de que las funciones
,
,
1
,
y
(2)
son diferenciables es posible
afirmar que (Shephard, 1970):
siendo
∗
,
∗
,
,
(3)
el máximo ingreso alcanzable con el vector de precios de los outputs.
Ahora, para obtener los precios sombra de los outputs no deseables es necesario asumir
que el precio sombra de un output deseable coincide con su precio de mercado. Dicho
de otro modo, que el precio observado del mth output
sombra del output deseado mth. Así, para todo m
=
, siendo
el precio
m´ se tendrá que (Färe et al., 1993):
,
(4)
,
Donde
es el output deseado cuyo precio de mercado es
absoluto del precio sombra
, el cual es igual al valor
.
Las funciones distancia involucradas en el análisis pueden ser calculadas de diversos
modos, pero el más habitual es el dado por la programación lineal no paramétrica y
determinística (no estocástica). Entre sus ventajas está la de no suponer ninguna forma
funcional de la función de producción y adaptarse a procesos en los que se empleen
múltiples inputs para generar diversos outputs simultáneamente. Como inconvenientes
destacables presenta el hecho de no contemplar desviaciones en los niveles de
producción de carácter meramente aleatorio y no poder ofrecer pruebas de
significatividad para los parámetros estimados.
Siguiendo el enfoque de Färe et al. (1993) se procede a parametrizar la función distancia
como una función translog, la cual tiene la ventaja de la flexibilidad y no impone
disponibilidad fuerte de los outputs (tal y como se ha comentado anteriormente).
ln
,
ln
8
ln
1
2
´
´
1
2
´
´
ln
ln
ln
ln
ln
ln
´
´
(5)
Para calcular los parámetros de la función distancia
, ,
se resuelta el siguiente
programa lineal (Färe et al., 1993):
ln
,
ln 1
(6)
Sujeto a:
ln
,
0,∀
1, … ,
(6.a)
,
ln
0,∀
1, … , .
∀
1, … , .
(6.b)
ln
,
0,∀
1, … , .
∀
1, … ,
.
(6.c)
9
1
0,
´
∀
1, … , .
∀
1, … ,
´
.
(6.d)
´
´
,∀
∀ ,
´
´
,∀
∀ ´
donde
1, … ,
1, … ,
1, … ,
1, … , 1, … ,
(6.e)
representa el número de unidades de producción incluidas en el
análisis (en el caso del presente trabajo, depuradoras), siendo los primeros i outputs
deseables y los restantes (
1, … ,
) no deseables (sustancias contaminantes).
Como la función distancia toma valores inferiores o iguales a uno, el ln
,
será
menor o igual a cero y la desviación de la unidad k en relación a la frontera de
producción, el ln
,
ln 1 será menor o igual que cero también. Por ello, al
maximizar la función objetivo, en realidad se persigue minimizar la desviación en
relación a la frontera de producción, es decir, hacerla lo más próxima a cero posible.
La primera restricción, la dada por la ecuación (6.a), implica que las unidades estarán
por debajo o justo encima de la frontera de producción. La segunda, (6.b), impone que
los outputs deseables obtengan precios sombra positivos o nulos, pero no negativos. La
tercera, (6.c), que los no deseables los tengan negativos o nulos, pero no positivos. La
cuarta, (6.d), asegura que exista libre disponibilidad débil de outputs y, finalmente, la
(6.e) es una restricción de simetría en parámetros referidos a pares de inputs y outputs.
3. Descripción de la muestra
10
La base de datos utilizada está elaborada a partir de fuentes bibliográficas, considerando
5 de los PPCPs más consumidos a nivel mundial y, por lo tanto, comúnmente presentes
en la literatura. Estos PPCPs son la trimetoprima, el acetaminofén, el ibuprofeno, el
naproxeno y la carbamazepina; cuyas características y estructuras químicas están
recogidas en la Tabla 1.
PPCPs
Tabla 1. Características de los PPCPs analizados (HSDB, 2014).
Fórmula
log Kow
Clase
Estructura
Trimetoprima
C14H18N4O3
0.91
Antibiótico
Acetaminofén
C8H9NO2
0.46
Analgésico
Ibuprofeno
C13H18O2
3.97
Antiinflamatorio
Naproxeno
C14H14O3
3.18
Analgésico
Carbamazepina
C15H12N2O
2.45
Antiepiléptico
logKow = Coeficiente de reparto octanol-agua. Este valor mide la solubilidad del PPCPs en el agua. Si el valor
el alto, la sustancia es hidrófoba y tiene afinidad por los lípidos, por lo que es propensa a adsorberse en
sedimentos y organismos). Si el valor es bajo, la sustancia es hidrófila, y tiene afinidad por el agua (Pal
et al., 2010).
Se han considerado 24 EDARs de diferentes países cuya tecnología de tratamiento se
basa en un proceso convencional de fangos activos (Tabla 2). Del total de artículos
identificados que analizan los PPCPs seleccionados, se han seleccionado aquellos cuyas
características de tratamiento fueran las más homogéneas entre sí, principalmente en
cuenta tecnología y en cuanto a habitantes equivalentes. De tal forma que, se puede
11
asumir que la carga contaminante del influente es similar en todos los casos, facilitando
así las condiciones del análisis. Los costes de capital y de operación y mantenimiento se
han calculado a través de las funciones de costes para fangos activos recogidas en el
trabajo de Guo et al. (2014). En ese trabajo se incluye la información asociada a los
costes de inversión y funcionamiento de las diferentes tecnologías de depuración
(incluyendo tratamientos secundarios y terciarios).
Tabla 2. Características principales de las EDARs consideradas en la base de datos.
EDAR
Torroella de
Montgrí
Cilfynydd
Coslech
Castellón de la
Plana
Taipei
Lausanne
Coimbra
Sena Centro
Ioannina ciudad
Arta
Preveza
Agrinio
Grevena
Kozani
Veroia
Alcalá de Henares
Wayne Hill
Howdon
País
Habitantes
equivalentes
Caudal
(m3/día)
Tecnología de
tratamiento
Fuente
España
11.385
16.500
FA*
(Rodriguez-Mozaz et al., 2015)
Reino
Unido
111.000
30.000
36.160
19.750
LB
FA
(Kasprzyk-Hordern et al., 2009)
España
265.000
36.000
FA
(Gracia-Lor et al., 2012)
Taiwan
Suiza
Portugal
Francia
227.250
220.000
213.000
90.000
100.000
38.000
25.000
90.000
20.000
70.400
45.000
374.090
N/A
210.000
95.000
N/A
240.000
25.276
115.000
7.000
14.000
4.000
10.000
9.800
74.818
227.000
FA
FA
FA
FA
FA
FA
FA
FA
FA
FA
FA
FA
FA
(Lin et al., 2009)
(Margot et al., 2013)
(Santos et al., 2013)
(Mailler et al., 2015)
N/A
230.000
FA
Grecia
España
EE.UU.
Reino
Unido
(Kosma et al., 2014; Kosma et
al., 2010)
(Rosal et al., 2010)
(Yang et al., 2011)
(Roberts and Thomas, 2006)
Nápoles
840.000
181.000
FA
Latina
45.000
19.000
FA
Cuneo
140.000
31.000
FA
Italia
(Castiglioni et al., 2006)
Cagliari
270.000
86.700
FA
Varese Lago
110.000
40.000
FA
Varese Olona
120.000
23.000
FA
FA: Fangos activos; LB: lecho bacteriano. (*) La EDAR tiene un tratamiento terciario por ultravioleta y cloración
con el fin de reutilizar el agua para riego.
Las concentraciones de los 5 PPCPs para las 24 EDARs seleccionadas se recogen en la
Tabla 3. Destacar el caso de la carbamazepina cuya baja velocidad de degradación
dificulta su eliminación del agua residual (Chen et al., 2015). El resultado de este factor
es la persistencia del fármaco dentro de la EDAR, provocando la concentración en el
efluente sea mayor que la concentración del influente. Esto se explica por la existencia
de conjugados formados por la materia orgánica en suspensión que atrapan a la
carbamazepina. Cuando el conjugado se rompe, debido a la dinámica del proceso de
12
tratamiento, la carbamazepina se libera y provoca el aumento de concentración en el
efluente (Luo et al., 2014), tal y como se refleja en la Tabla 3.
Tabla 3. Concentración de los PPCPs seleccionados en el influente y en el efluente de las EDARs (ng/L).
EDAR
Torroella de Montgrí
Cilfynydd
Coslech
Castellón de la Plana
Taipei
Lausanne
Coimba
Sena Centro
Ioannina ciudad
Arta
Preveza
Agrinio
Grevena
Kozani
Veroia
Alcalá de Henares
Wayne Hill
Howdon
Nápoles
Latina
Cuneo
Cagliari
Varese Lago
Varese Olona
Trimetoprima
Influente
Efluente
118,5
19,0
2.192,0
1.152,0
2.925,0
876,0
100,0
90,0
36,3
3,1
235,0
158,0
124,0
167,0
64,0
4,0
132,1
59,8
23,1
11,6
16,2
8,0
16,7
8,3
158,5
13,4
33,7
2,8
22,9
10,0
104,0
99,0
610,0
10,0
258,7
270,3
31,5
15,8
3,3
1,7
5,4
2,7
15,1
7,6
7,0
3,5
4,0
2,0
Acetaminofén
Influente Efluente
208.601,0
24,5
211.380,0 11.733,0
178.116,0
353,0
55.100,0
9.245,4
13.046,2
2.189,1
51.438,0
7,9
2.463,0
96,1
5.870,0
1.030,0
2.872,5
91,6
8.313,2
195,7
293,0
192,3
139,9
51,8
20.600,0
900,0
4.184,9
209,7
30.353,6
368,7
23.202,0
3.893,1
80.000,0
50,0
27.341,0
20,0
11.344,5
267,1
1.190,9
28,0
1.943,0
45,7
5.434,1
127,9
2.507,1
59,0
1.441,6
33,9
Ibuprofeno
Influente Efluente
26.011,0 3.527,5
1.681,0
263,0
2.294,0
143,0
14.600,0 1.980,0
9.322,0
2.045,0
4.101,0
952,0
1.596,0
119,0
951,0
432,0
2.633,4
301,2
177,0
24,0
279,9
77,5
56,5
31,3
12.500,0 1.500,0
1.041,9
412,2
1.021,0
395,9
2.687,0
135,0
11.000,0
10,0
23.161,3 3.063,3
566,2
129,9
30,3
7,0
94,4
21,7
182,0
41,8
74,1
17,0
80,9
18,6
Naproxeno
Influente Efluente
982,0
280,2
838,0
370,0
1.173,0
170,0
1.320,0
130,0
138,6
39,5
697,0
380,0
741,0
303,0
154,0
52,0
230,3
57,3
544,4
128,0
1.814,0
170,7
324,6
58,8
1.500,0
500,0
574,5
23,0
1.583,7
534,0
2.363,0
923,0
123,2
35,2
169,4
48,3
742,9
174,7
78,0
18,3
127,2
29,9
355,9
83,7
164,2
38,6
94,4
22,2
Carbamazepina
Influente Efluente
230,0
440,5
1.694,0
2.499,0
950,0
826,0
1.863,4
212,0
219,5
153,5
482,0
461,0
433,8
49,4
215,0
41,0
98,8
119,9
59,7
211,9
21,8
57,7
95,4
61,7
800,0
900,0
83,8
76,6
38,9
110,5
129,0
117,0
230,0
1,0
253,0
28,8
55,7
129,9
3,0
7,0
9,3
21,7
17,9
41,8
7,3
17,0
8,0
18,6
4. Resultados y Discusión
Los resultados de la implementación de la metodología de los precios sombra para los
tres escenarios propuestos se encuentran recogidos en la Tabla 4. El trabajo de
Hernández-Sancho et al. (2010) demuestra que existe un precio de referencia del agua
depurada en función del ecosistema en el que se vierta. Ese precio sirve de referencia
para adecuar el precio sombra de cada PPCPs a su escenario correspondiente.
Tabla 4. Precio sombra de los PPCPs analizados (€/m3) para los diferentes escenarios propuestos.
Trimetoprima Acetaminofén Ibuprofeno Naproxeno Carbamazepina
Humedal
2.194
6,3
74
241
1.335
Río
1.707
4,9
58
187
1.038
Mar
244
0,7
8,2
27
148
13
Los resultados de la Tabla 4 muestran que los PPCPs que llegan al humedal tienen
valores mayores de precio sombra. Este resultado indica que el daño ambiental que se
evitaría al dejar de verter PPCPs se cuantificaría en 2.194, 6,3, 74, 241 y 1.335 €/m3
para la trimetoprima, el acetaminofén, el ibuprofeno, el naproxeno y la carbamazepina
(respectivamente). El siguiente escenario en importancia es el río, donde los precios
sombra reflejan que el vertido del efluente en ese ecosistema tiene una importancia a
tener en cuenta. Por último, el escenario cuyo impacto ambiental sería menor es el mar.
El vertido del efluente en el mar está condicionado por la elevada dilución de la
corriente, de tal forma que la concentración de PPCPs que llegan al ecosistema es
mucho menor (en comparación con el volumen de agua presente en los otros dos
escenarios).
El trabajo de Molinos-Senante et al. (2013) calcula el precio sombra de 5 PPCPs
diferentes a los analizados en este trabajo: etinilestradiol (hormona), sulfametoxazol
(antibiótico), diclofenaco (antiinflamatorio), tonalide (fragancia) y galaxolide
(fragancia). Los precios sombra obtenidos en su trabajo son menores a los obtenidos en
nuestro trabajo. Esta diferencia entre los resultados responde a varias razones. En primer
lugar los PPCPs analizados son diferentes, de tal forma que el comportamiento propio
del compuesto varía. En segundo lugar el trabajo de Molinos-Senante et al. (2013) basa
su hipótesis en la inclusión de un sistema de ozonización en su cálculo (a partir de los
costes de inversión, operación y mantenimiento y energía). Bajo este supuesto se
relaciona el precio sombra obtenido con el proceso de ozonización. Mientras que, en
nuestro estudio se evalúa el precio sombra asociado a EDARs cuya tecnología se basa
únicamente en un proceso convencional de fangos activados. De tal forma que los
resultados recogidos en la Tabla 4 pueden considerarse como el precio sombra de los
PPCPs “en bruto”, sin estar asociado a ninguna tecnología de tratamiento terciario. La
ventaja de esta hipótesis es que el valor de precios sombra “en bruto” permite su
inclusión en los procesos de valoración económica de cualquier tecnología de
tratamiento terciario propuesta.
14
En función de los resultados obtenidos en los tres escenarios (Tabla 4), el orden de
relevancia de los PPCPs analizados es trimetoprima > carbamazepina > naproxeno >
ibuprofeno > acetaminofén. La Trimetoprima es el PPCP con un precio sombra más
alto, lo cual coincide con que es uno de los antibióticos más consumidos a nivel
mundial. La tasa de eliminación es altamente variable entre EDARs, Yan et al. (2014)
establece un amplio rango de 17 – 86%; pese a que asegura que las tasas menores de
eliminación son las más comunes. La carbamazepina es el segundo PPCP en
importancia, con respecto a su valor de precios sombra. Este PPCP tiene efectos
biológicos tóxicos severos sobre los organismos a concentraciones muy bajas. Lo cual,
unido a su baja degradabilidad, lo convierte en un PPCP de obligada monitorización.
Aymerich et al. (2016) cuantifica el rango de degradabilidad de la carbamazepina en un
3 – 20%. Los resultados del estudio de Chen et al. (2015) demuestran que el tiempo de
residencia de la carbamazepina en los reactores del fangos activos es elevado; es un
fármaco persistente dentro de la EDAR. Este es el factor que condiciona que la
concentración de carbamazepina sea mayor en el efluente que en el influente (véase
concentraciones de la muestra analizada en la Tabla 3). El tercer PPCP con mayor
precio sombra es el naproxeno. Según Huber et al. (2016) el naproxeno tiene una vida
media corta en aguas que estén en contacto con la luz solar, ya que es biodegradable y
muy sensible a la fotólisis. Bajo estas condiciones la degradabilidad del naproxeno en
los reactores de tratamiento de zonas con mayor insolación será mayor. Pese a esto, los
reactores no tienen una superficie elevada que permita el contacto con la luz solar de
toda la masa de agua. Además, el naproxeno tiene cierta tendencia de ser adsorbido por
la materia orgánica en suspensión, lo cual hace que el fango de la EDAR sea otra fuente
a monitorizar (Papageorgiou et al., 2016).
Los dos últimos PPCPs son el ibuprofeno y el acetaminofén. Sus resultados de precios
sombra son los menores de la muestra, lo cual implica que su relevancia ambiental es
baja en comparación con los anteriores (aunque eso no significa que no generen impacto
ambiental). Ambos fármacos tienen tasas de consumo y excreción muy altas (Paíga et
al., 2016). En el caso concreto del acetaminofén, pese a que las concentraciones en el
influente son altas, es capaz de eliminarse casi por completo durante un proceso
15
convencional de fangos activos. La literatura sitúa su degradabilidad entre el 90 – 99%
(Aymerich et al., 2016; Sun et al., 2014; Petre et al., 2013). Tanto para el ibuprofeno
como para el acetaminofén, el hecho de que su capacidad de degradación sea más alta
que el resto de PPCPs considerados es la responsable de que los resultados obtenidos en
ambos casos sean menores. Si el fármaco es capaz de degradarse en la EDAR pierde
una parte de su actividad tóxica, por lo que su impacto ambiental es menor y, por lo
tanto, el valor económico asociado a su eliminación del efluente de las EDARs es
menor.
Tal y como se ha comentado en apartados anteriores, el precio sombra supone una
estimación en unidades monetarias del daño ambiental que se evitaría al no verter
PPCPs a través del efluente de las EDARs. Gracias a esos valores (Tabla 4) y a la
cantidad de contaminante que puede eliminar la EDAR con la tecnología actual (Tabla
3), se ha calculado el beneficio ambiental (€/año) que se conseguiría si los PPCPs
fueran eliminados del efluente. Los datos para los tres escenarios propuestos se recogen
en la Tabla 5.
Humedal
Río
Mar
Tabla 5. Beneficio ambiental (€/año) de los PPCPs seleccionados.
Trimetoprima Acetaminofén Ibuprofeno Naproxeno Carbamazepina
11.051
6.699
8.584
3.417
6.889
8.595
5.211
6.676
2.657
5.358
1.228
744
954
380
765
Los resultados revelan que el mayor beneficio ambiental se encuentra en los humedales.
Cabe recordar que ese ecosistema es una zona sensible cuya tasa de renovación del agua
es relativamente baja y cuya tasa de sedimentación es alta. Bajo estas condiciones, un
volumen de agua entrante (como el vertido de un efluente de EDAR) no tiene la
capacidad de dilución que se produce en el mar; el riesgo de acumulación de PPCPs es
mucho mayor en este ecosistema que en el resto. El hecho de que el beneficio ambiental
en los humedales sea mayor significa que la eliminación de los 5 PPCPs analizados es
muy positiva para el ecosistema. Esta interpretación es trasladable a los resultados
obtenidos para el caso del río. Por otro lado, el caso del mar como ecosistema receptor
16
del efluente de las EDARs es diferente. Su menor beneficio ambiental supone la
situación contraria a los humedales. El volumen de agua de mar con respecto al
volumen del efluente es significativamente mayor, favoreciendo la dilución del efluente.
Es cierto que existe beneficio ambiental asociado a la eliminación de PPCPs, pero los
resultados nos indican que la prioridad en la toma de decisiones debe ir dirigida a
ecosistema de tipo humedal y río. La relevancia de estos resultados es significativa, ya
que sirven como justificación de futuras inversiones en mejoras tecnológicas de las
EDARs cuyos efluentes se vierten a zonas sensibles.
Desde el punto de vista ambiental, existen artículos cuntifican el impacto de diversos
PPCPs sobre los ecosistemas y sobre los organismos (Verlicchi et al., 2012). Este tipo
de estudios son relevantes para jerarquizar el nivel de riesgo y toxicidad de los PPCPs,
los cuales pueden ser relacionados con la metodología de los precios sombra. Se ha
llevado a cabo una revisión bibliográfica para poner de manifiesto el estado del arte de
los estudios de toxicidad de los 5 PPCPs analizados en nuestro estudio. La
trimetoprima, la carbamazepina y el naproxeno (cuyos valores de precios sombra son
los más elevados) poseen un significativo impacto sobre los organismos acuáticos
monitorizados. Los análisis toxicológicos llevados a cabo sobre algas, invertebrados y
peces ratifican la gravedad del contacto entre esos organismos y los PPCPs de forma
prolongada (Papageorgiou et al., 2016; Mendoza et al., 2015; Yu et al., 2013; Valcárcel
et al., 2011). Sin embargo, el ibuprofeno y el acetaminofén (con menor valor de precio
sombra debido a su fácil degradabilidad) poseen un riesgo toxicológico menor para el
mismo tipo de individuos. El valor de riesgo que se obtiene en los análisis de
laboratorio se encuentra por debajo del límite de riesgo estipulado en las normativas
internacionales (UE, 2013). No hay que olvidar que tanto el ibuprofeno como el
acetaminofén siguen siendo tóxicos para los organismos ya que son vertidos de forma
continua. Sin embargo, es evidente que tienen un impacto ambiental menor que si los
comparamos con los efectos tóxicos y la capacidad de bioacumulación de la
trimetoprima, la carbamazepina y el naproxeno (Ma et al., 2016; Pereira et al., 2015;
Wu et al., 2014; Vazquez-Roig et al., 2012). Establecer una relación entre los resultados
de precios sombra y los resultados de los bioensayos de toxicidad supone una novedad
17
en cuanto a la valoración de externalidades ambientales. Se consigue así ratificar que,
un valor de precio sombra mayor para un PPCP (cuyo nivel de toxicidad es alto)
significa reforzar la urgencia en la implementación de mejoras tecnológicas en las
EDARs ante los beneficios ambientales evidentes que reportaría; justificando la
inversión económica para la instalación de etapas de tratamiento terciario en las
EDARs.
5. Conclusiones
La implementación de la metodología de los precios sombra para las diferentes etapas
que conforman el ciclo del agua está siendo una opción cada vez más considerada;
siendo una novedad en el ámbito de los PPCPs. Este trabajo ha calculado el precio
sombra de 5 de los PPCPs más comunes en las aguas residuales urbanas (trimetoprima,
carbamazepina, naproxeno, ibuprofeno y acetaminofén) a partir de los datos de
concentración en EDARs cuya tecnología de tratamiento se basa en los procesos de
fangos activos.
Los resultados obtenidos demuestran que los PPCPs más persistentes (trimetoprima,
carbamazepina y naproxeno) son los que tienen un valor de precio sombra más alto. Al
no ser degradados por los procesos biológicos, son vertidos por el efluente sin sufrir
alteraciones en su estructura ni en su capacidad tóxica. Mientras que, los PPCPs cuya
degradabilidad es mayor (ibuprofeno y acetaminofén) poseen precios sombra menores.
La relevancia de estos resultados ha de ser tenida en cuenta, ya que la interpretación
metodológica de los resultados nos indica que el valor de precio sombra representa el
beneficio ambiental de dejar de verter los outputs no deseados. La trimetoprima, la
carbamazepina y el naproxeno son outputs no deseados cuya eliminación del agua
depurada supondría un elevado beneficio ambiental.
La relación entre el precio sombra y el análisis de riesgo toxicológico sobre organismos
acuáticos supone un paso más allá en la interpretación de nuestros resultados. La
revisión de la literatura demuestra que la trimetoprima, la carbamazepina y el naproxeno
poseen riesgo ambiental elevado; lo cual aporta robustez a nuestros resultados de
18
precios sombra. Es decir, que los PPCPs que poseen un precio sombra más elevado (o lo
que es lo mismo, un mayor beneficio ambiental si fueran eliminados de las EDARs) son
aquellos que más riesgo toxicológico tienen sobre los organismos acuáticos expuestos.
Ante esta situación sería justificable la mejora tecnológica de las EDARs (instalando
tratamientos terciarios) con el objetivo de mejorar la calidad del efluente para potenciar
las opciones de reutilización. Todo ello con el objetivo final de permitir una gestión
integrada de los recursos hídricos minimizando el impacto ambiental.
Agradecimientos
Este trabajo ha sido financiado por el Ministerio de Economía y Competitividad
(Gobierno de España) y el FEDER (Fondo Europeo de Desarrollo Regional) a través del
proyecto ECO2TOOLS (No. CGL2015-64454-C2-1-R, subproyecto Eco2RISK-DDS).
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