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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 (Agueda.Bellver@uv.es) 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

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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

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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, Kasprzyk-

Hordern 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;

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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.

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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).

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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 Molinos-

Senante 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

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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 ∈ y ∈ 0,1 se tendrá

que ∈ . 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:

, inf : / ∈ (1)

cumpliéndose que ∈ , 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 0. Dado r, la función de ingresos

será:

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, {ru: , 1 (2)

Bajo el supuesto de que las funciones , y , son diferenciables es posible

afirmar que (Shephard, 1970):

, ∗ , (3)

siendo ∗ , 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 = , siendo el precio

sombra del output deseado mth. Así, para todo m m´ se tendrá que (Färe et al., 1993):

,

, (4)

Donde es el output deseado cuyo precio de mercado es , el cual es igual al valor

absoluto del precio sombra .

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

9

ln

12 ´

´ ln ln ´

12 ´

´ 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)

10

1

´

´

0, ∀ 1,… , .

∀ 1, … , .

(6.d)

´ ´ ,∀ 1, … ,

∀ , 1, … ,

´ ´ ,∀ 1, … ,

∀ ´ 1, … , (6.e)

donde 1,… , 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

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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.

Tabla 1. Características de los PPCPs analizados (HSDB, 2014). PPCPs 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

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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 País Habitantes

equivalentes Caudal (m3/día)

Tecnología de tratamiento

Fuente

Torroella de Montgrí

España 11.385 16.500 FA* (Rodriguez-Mozaz et al., 2015)

Cilfynydd Reino Unido

111.000 36.160 LB (Kasprzyk-Hordern et al., 2009)

Coslech 30.000 19.750 FA Castellón de la Plana

España 265.000 36.000 FA (Gracia-Lor et al., 2012)

Taipei Taiwan 227.250 210.000 FA (Lin et al., 2009) Lausanne Suiza 220.000 95.000 FA (Margot et al., 2013) Coimbra Portugal 213.000 N/A FA (Santos et al., 2013) Sena Centro Francia 90.000 240.000 FA (Mailler et al., 2015) Ioannina ciudad

Grecia

100.000 25.276 FA

(Kosma et al., 2014; Kosma et al., 2010)

Arta 38.000 115.000 FA Preveza 25.000 7.000 FA Agrinio 90.000 14.000 FA Grevena 20.000 4.000 FA Kozani 70.400 10.000 FA Veroia 45.000 9.800 FA Alcalá de Henares España 374.090 74.818 FA (Rosal et al., 2010) Wayne Hill EE.UU. N/A 227.000 FA (Yang et al., 2011)

Howdon Reino Unido

N/A 230.000 FA (Roberts and Thomas, 2006)

Nápoles

Italia

840.000 181.000 FA

(Castiglioni et al., 2006)

Latina 45.000 19.000 FA Cuneo 140.000 31.000 FA 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

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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). Trimetoprima Acetaminofén Ibuprofeno Naproxeno Carbamazepina

EDAR Influente Efluente Influente Efluente Influente Efluente Influente Efluente Influente Efluente Torroella de Montgrí 118,5 19,0 208.601,0 24,5 26.011,0 3.527,5 982,0 280,2 230,0 440,5 Cilfynydd 2.192,0 1.152,0 211.380,0 11.733,0 1.681,0 263,0 838,0 370,0 1.694,0 2.499,0 Coslech 2.925,0 876,0 178.116,0 353,0 2.294,0 143,0 1.173,0 170,0 950,0 826,0 Castellón de la Plana 100,0 90,0 55.100,0 9.245,4 14.600,0 1.980,0 1.320,0 130,0 1.863,4 212,0 Taipei 36,3 3,1 13.046,2 2.189,1 9.322,0 2.045,0 138,6 39,5 219,5 153,5 Lausanne 235,0 158,0 51.438,0 7,9 4.101,0 952,0 697,0 380,0 482,0 461,0 Coimba 124,0 167,0 2.463,0 96,1 1.596,0 119,0 741,0 303,0 433,8 49,4 Sena Centro 64,0 4,0 5.870,0 1.030,0 951,0 432,0 154,0 52,0 215,0 41,0 Ioannina ciudad 132,1 59,8 2.872,5 91,6 2.633,4 301,2 230,3 57,3 98,8 119,9 Arta 23,1 11,6 8.313,2 195,7 177,0 24,0 544,4 128,0 59,7 211,9 Preveza 16,2 8,0 293,0 192,3 279,9 77,5 1.814,0 170,7 21,8 57,7 Agrinio 16,7 8,3 139,9 51,8 56,5 31,3 324,6 58,8 95,4 61,7 Grevena 158,5 13,4 20.600,0 900,0 12.500,0 1.500,0 1.500,0 500,0 800,0 900,0 Kozani 33,7 2,8 4.184,9 209,7 1.041,9 412,2 574,5 23,0 83,8 76,6 Veroia 22,9 10,0 30.353,6 368,7 1.021,0 395,9 1.583,7 534,0 38,9 110,5 Alcalá de Henares 104,0 99,0 23.202,0 3.893,1 2.687,0 135,0 2.363,0 923,0 129,0 117,0 Wayne Hill 610,0 10,0 80.000,0 50,0 11.000,0 10,0 123,2 35,2 230,0 1,0 Howdon 258,7 270,3 27.341,0 20,0 23.161,3 3.063,3 169,4 48,3 253,0 28,8 Nápoles 31,5 15,8 11.344,5 267,1 566,2 129,9 742,9 174,7 55,7 129,9 Latina 3,3 1,7 1.190,9 28,0 30,3 7,0 78,0 18,3 3,0 7,0 Cuneo 5,4 2,7 1.943,0 45,7 94,4 21,7 127,2 29,9 9,3 21,7 Cagliari 15,1 7,6 5.434,1 127,9 182,0 41,8 355,9 83,7 17,9 41,8 Varese Lago 7,0 3,5 2.507,1 59,0 74,1 17,0 164,2 38,6 7,3 17,0 Varese Olona 4,0 2,0 1.441,6 33,9 80,9 18,6 94,4 22,2 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

14

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.

15

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

16

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.

Tabla 5. Beneficio ambiental (€/año) de los PPCPs seleccionados. Trimetoprima Acetaminofén Ibuprofeno Naproxeno Carbamazepina

Humedal 11.051 6.699 8.584 3.417 6.889 Río 8.595 5.211 6.676 2.657 5.358 Mar 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

17

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

18

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

19

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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