Otra posible aplicación de este sistema es el tratamiento posterior para aguas negras (que contienen menor cantidad de oxígeno que las aguas residuales), pues se ha demostrado que en un reactor catalítico de membrana pueden ser eliminados algunos fármacos que se encuentran en las aguas.

Existen otras aplicaciones de las nanopartículas de oro debido a que presentan unas propiedades fototérmicas, por las que al ser activadas en presencia de luz láser, desprenden calor.

Se puede lograr que las nanopartículas de oro se unan selectivamente a células cancerígenas y no a células sanas y observando la imagen con un microscopio se observa que las células cancerosas están brillando. Con esta técnica, si se observa una célula bien definida brillando intensamente, significa que es cancerosa.

[CyPS-UCM-Grupo de Catálisis y Procesos de Separación]

Las nanopartículas, partículas microscópicas con por lo menos una dimensión menor de 100 nm constituyen en la actualidad un área de intensa investigación científica, debido a una amplia variedad de aplicaciones potenciales en los campos de biomédicos, ópticos, y electrónicos.

Las nanopartículas de oro en tamaños inferiores a 10 nanómetros (10 millonésimas partes de un metro), presentan una gran actividad química en especial en las reacciones de oxidación, por lo que son muy eficaces para eliminar contaminantes orgánicos, difíciles de degradar. Por este motivo la doctora Mirella Gutiérrez Arzaluz y el doctor Miguel Torres, profesores e investigadores de la Universidad Autónoma Metropolitana Azcapotzalco (UAM-A, trabajan en la utilización de catalizadores que incluyen nanopartículas de oro como agente reactivo contra los contaminantes orgánicos para lograr la  descontaminación de las aguas negras y residuales en México.

El formaldehído (un tipo de contaminante orgánico) es el principal causante de contaminación en las aguas del país. Este compuesto químico volátil proviene principalmente de las aguas de desecho que origina la industria farmacéutica, papelera y textil.

Algunos de los efectos negativos del formaldehído (en bajas concentraciones) se manifiestan en irritaciones en diversas partes del cuerpo, pero a concentraciones más altas (arriba de las 800 ppm o partes por millón) son agentes cancerígenos.

Los investigadores de la UAM-A han empleado un reactor de membrana consistente en  un tubo cerámico en el que se dispersan las nanopartículas de oro o algunos metales nobles como el platino, dentro de una carcasa de acero inoxidable.

Por un lado de la membrana se hace pasar la fase líquida (agua contaminada) y externamente un agente oxidante (que puede ser oxígeno o aire) el cual hace contacto con la fase líquida donde se encuentra depositada la fase activa de la membrana catalítica  (nanopartículas de oro o metal noble).

Cuando los contaminantes reaccionan con el agente oxidante en la membrana son transformados a dióxido de carbono, originando mineralización con una efectividad del 70% y el proceso puede considerarse como pre-potabilización para aguas residuales.

Otra posible aplicación de este sistema es el tratamiento posterior para aguas negras (que contienen menor cantidad de oxígeno que las aguas residuales), pues se ha demostrado que a través del reactor catalítico de membrana pueden ser eliminados algunos fármacos que se encuentran en las aguas.

Existen otras aplicaciones de las nanopartículas de oro debido a que presentan unas propiedades tanto físicas como químicas excelentes destacando especialmente sus peculiares e inesperadas propiedades fototérmicas, por las que al ser activadas en presencia de luz láser, desprenden calor. Presentan, en principio una baja toxicidad y unas propiedades peculiares e increíblemente interesantes que pueden ser modificadas mediante su funcionalización con múltiples ligandos, con la finalidad de obtener nanosistemas óptimos para las distintas aplicaciones terapéuticas. En efecto, las nanopartículas de oro emiten un intenso calor cuando son estimuladas con la frecuencia correcta de luz láser u otra fuente de calor (microondas, radiofrecuencia, ultrasonidos…), pudiendo calentar localmente un área de mil veces su tamaño.

Investigadores del Instituto de Tecnología de Georgia y de la Universidad de California en San Francisco (UCSF) han aprovechado esa cualidad en una célula viva para así poder detectar más fácilmente el cáncer.

Uniendo las nanopartículas de oro a un anticuerpo se puede lograr nanopartículas que se unan a las células cancerígenas. Si se agrega una solución de nanopartículas a células sanas y a células cancerosas, y se observa la imagen, se puede observar mirando con un simple microscopio, que toda la célula cancerosa está brillando. Las células sanas no se unen específicamente a las nanopartículas, de manera que no se ve dónde están dichas células. Con esta técnica, si se observa una célula bien definida brillando intensamente, significa que es cancerosa.

En el estudio, los investigadores comprobaron que las nanopartículas de oro tienen un 600 por ciento más de afinidad con las células cancerosas que con las normales.

Lo que hace esta técnica tan prometedora es que no requiere costosos microscopios y láseres para obtener los resultados, mientras que otras técnicas sí y requiere solamente un microscopio simple, barato, y una luz blanca.

Otra ventaja es que los resultados son instantáneos. Si se toman células de un tejido con cáncer y se las rocía con las nanopartículas de oro unidas al anticuerpo, se ven los resultados de inmediato. La dispersión es tan fuerte que se puede detectar una partícula individual.

Finalmente, la técnica no es tóxica para las células humanas. Otra técnica similar basada en puntos cuánticos, emplea cristales semiconductores para marcar las células cancerígenas, pero el material del semiconductor es potencialmente tóxico.

Para vencer el cáncer hay que derrotar las células tumorales especialmente hábiles en eludir el efecto tóxico de las terapias por lo que logran sobrevivir durante años. Uno de sus principales enemigos es el oro aunque es difícil aplicarlo sólo en determinadas zonas.

Por ejemplo, ya se ha desarrollado un nanosensor capaz de detectar sustancias dopantes, como los esteroides que utilizan algunos deportistas, y con un sensibilidad superior a la que proporcionan otras técnicas. Lo que se esta haciendo ahora es extender esa metodología a los marcadores del cáncer. La idea es detectar concentraciones muy reducidas de determinadas moléculas o marcadores en una muestra de sangre de un paciente. Esto permitiría detectar un cáncer en un nivel de desarrollo muy temprano, lo que también facilitaría su curación.

Romain Quidant del Instituto de Ciencias Fotónicas de Barcelona recibió en 2009 el premio Fresnel otorgado a los mejores investigadores menores de 35 años, por sus investigaciones sobre “Las nanopartículas de oro iluminadas con luz pueden ayudar a luchar contra el cáncer”

Este equipo está trabajando en un chip que integre multitud de nanoestructuras metálicas para que pueda actuar como un “nano-laboratorio” que realizara muchos análisis en paralelo a partir de una gota de sangre. Las dos ventajas principales de este dispositivo son su pequeño tamaño (que facilitaría su uso -por ejemplo- en países en desarrollo donde no hay laboratorios), y su gran sensibilidad, que permitiría detectar enfermedades por debajo del nivel de las técnicas actuales, lo que daría a los médicos más seguridad en su diagnóstico y tratamiento.

En la próxima década piensan disponer de este chip, que además de las aplicaciones médicas también se podrá utilizar para otros usos, como el control agroalimentario o la detección de drogas o sustancias industriales peligrosas.

[Grupo Ingeniería Química. UAM]

El aumento en la explotación de las arenas bituminosas de la región de Alberta (Canadá) constituye en la actualidad uno de los principales campos de batalla en los que se enfrentan desarrollo económico y protección del medio ambiente.

Sin ningún género de dudas, el aumento en las emisiones de CO2 como consecuencia de la explotación de este recurso es la principal razón de la negativa canadiense a un segundo compromiso vinculante sobre reducción de emisiones de gases de efecto invernadero (que sustituya al Protocolo de Kioto que finaliza en 2012) en la reciente Conferencia de Durban.

Por otro lado, la explotación de este recurso, principalmente a partir de minería a cielo abierto supone un fuerte impacto sobre el ecosistema que se ve acrecentado por la acumulación, en balsas de decantación, de volúmenes de agua residuales del orden de 1 km³.

No menos importante es la necesidad de desarrollar nuevas infraestructuras para tratar el querógeno obtenido en el proceso de extracción. Una de estas infraestructuras, en concreto el proyecto KeyStone XL ha levantado un enorme debate entre los defensores del medio ambiente y aquellos que consideran que esta infraestructura supondrá la creación de 250.000 puestos de trabajo permanentes en un contexto de crisis internacional.

Este proyecto, valorado en 7.000 millones de dólares, supondría la creación de un oleoducto de 2.740 km para transportar diariamente 830.000 barribles equivalentes de petróleo desde la región Alberta (Canadá) hasta las refinerías del golfo de Mexico, atravesando los estados de Montana, Dakota del Sur, Nebraska, Kansas y Texas.

El departamento de Estado de EEUU concluyó en agosto de 2011 que el proyecto tendría un mínimo impacto ambiental sobre el medio ambiente siempre que se llevase a cabo cumpliendo con la legislación vigente. A esta opinión favorable se une la de diferentes grupos de presión que hacen hincapié, por un lado, en la creación de puestos de trabajo y en la reactivación de la economía y, por otro, en reducir la actual dependencia energética que tienen los EEUU de los países de Oriente Próximo.

En el otro lado de la balanza, los detractores de esta infraestructura dudan de la seguridad de la instalación y remarcan el hecho de aumentar la dependencia de una fuente de crudo mucho más contaminante.

La reciente negativa del Presidente de los EEUU, ha puesto, de momento, freno a la construcción de esta infraestructura. Sin embargo, en el futuro habrá muchos otros proyectos que supondrán una confrontación entre progreso y medio ambiente y que volverán a poner de manifiesto la necesidad de definir el tipo de desarrollo que se quiere en el futuro. El fracaso de la reciente Conferencia de Durban, marcada por la crisis económica, pone de manifiesto la escasez de voluntad política para adoptar medidas que puedan frenar el continuo deterioro del medio ambiente.

[CyPS-UCM-Grupo de Catálisis y Procesos de Separación]

La Directiva sobre las aguas residuales urbanas de la Comisión Europea dispone que las aguas residuales se recojan y traten en cualquier zona que genere una contaminación de las aguas equivalente a la de una población de más de dos mil personas. Hay casi 23 000 zonas de este tipo en la UE-27, que producen una carga contaminante de las aguas residuales total de aproximadamente 550 millones de equivalentes habitante. La Directiva propone el tratamiento biológico de las aguas residuales (tratamiento secundario) y tiene que procederse a un tratamiento más riguroso en las zonas acuáticas especialmente sensibles, que exigen un grado de protección más alto.

En los Estados miembros de la UE-15, la Directiva tenía que aplicarse plenamente en el momento del informe, pero se concedieron prórrogas a los países de la UE-12 en sus tratados de adhesión. En 2007/2008, el plazo para aplicar totalmente la Directiva aún no había concluido en Bulgaria, Chipre, Eslovenia, Estonia, Hungría, Letonia y Rumanía.

Un estudio de la Comisión realizado el año 2000 calculó que se invertirían unos 152.000 millones de euros en infraestructuras de tratamiento de las aguas residuales a lo largo del período 1990-2010. Los fondos de la UE son fundamentales para la financiación de las infraestructuras de recogida y tratamiento, especialmente en la UE-12. Los fondos han ayudado anteriormente a países como Irlanda, España, Italia y Grecia a conseguir enormes mejoras desde la década de 1990, llegándose a cuadruplicar las cifras de tratamiento secundario en algunos casos.

La UE mejora el grado de cumplimiento mediante medidas ejecutivas rigurosas. En 2007, por ejemplo, la Comisión presentó demandas contra Bélgica, España, Luxemburgo y el Reino Unido en relación con la Directiva sobre el tratamiento de las aguas residuales urbanas.

En diciembre de 2011, se ha emitido un comunicado de prensa en el que se informa que entre 2007 y 2013, se habrán gastado unos 14.000 millones de euros en toda la UE en infraestructura de recogida o tratamiento de aguas residuales en virtud de la Directiva sobre el tratamiento de las aguas residuales urbanas, cuyo objetivo es garantizar que los residuos industriales y humanos no afecten negativamente a la salud humana y al medio ambiente. El último informe sobre la aplicación de la Directiva, correspondiente al período de 2007/2008, indica que se está progresando adecuadamente, pero todavía pueden mejorar los índices de cumplimiento en materia de recogida y tratamiento. Este es el sexto de los informes de ejecución de esta Directiva. Transcurridos veinte años, la situación del tratamiento de las aguas residuales en Europa ha mejorado considerablemente.

El informe revela que los Estados miembros más antiguos de la UE (UE-15) han mantenido unas buenas normas de tratamiento de las aguas residuales y han mejorado el tratamiento de aguas sensibles, mientras que los nuevos Estados miembros (UE-12) han mejorado globalmente la recogida y el tratamiento.

Las principales conclusiones del informe son las siguientes:

- La mayoría de los sistemas de recogida de aguas residuales urbanas de la UE-15 es muy eficaz y capta el 99% de sus aguas objetivo.

- La superficie total designada como sensible (eutrófica o con riesgo de eutrofización) y que requiere un tratamiento más riguroso se ha incrementado del 68 % al 73 % desde el último informe. Esto podría indicar en parte un aumento de las aguas eutróficas, pero también que los Estados miembros reconocen y protegen mejor sus aguas sensibles.

- Sigue habiendo grandes diferencias en cuanto a la aplicación de un tratamiento más riguroso de las aguas, pero se han alcanzado unos índices de cumplimiento muy altos en Austria, los Países Bajos y Alemania; se registraron mejoras en Dinamarca, Finlandia, Francia, Luxemburgo y Suecia y, en la UE-12, en Lituania sobre todo.

- El tratamiento de las aguas residuales está muy avanzado en las grandes ciudades y existen instalaciones de tratamiento más riguroso del 77 % de esas aguas residuales. No obstante, algunas ciudades siguen sin tener un tratamiento adecuado, de las cuales cuatro se encuentran en la UE-15: Barreiro/Moita y Matosinhos (Portugal), Fréjus (Francia) y Trieste (Italia).

- Las próximas etapas a realizar consistirán principalmente en que la Comisión asistirá a los Estados miembros mediante la financiación de proyectos recurriendo a los Fondos de cohesión; otras instituciones de la UE también desempeñan un papel importante en la financiación, como el Banco Europeo de Inversiones (BEI). En cuanto al cumplimiento, la Comisión adoptará medidas dinámicas a efectos de la colaboración con los Estados miembros, cuando sea posible, y seguirá tomando medidas legales contra los países que se queden atrás en la aplicación, sobre todo cuando presenten graves retrasos.

[Raffaella Meffe. IMDEA Agua]

In the course of the last century, particularly with the advent of the intensive industrialization and population growth, the stresses on groundwater resources have increased (IAEA, 1998). The presence of contaminants in groundwater is of particular concern when the groundwater is used for drinking water production. The comprehension of the occurrence, behavior and fate of these contaminants in the environmental system is extremely important for groundwater management and remediation issues. The application of reactive transport models (RTMs) to study groundwater contamination problems at a selected field site is a valuable tool for quantitative and prognostic evaluations.

Several studies exist where RTMs were used to model field observations in aquifers contaminated by inorganic and organic pollutants (Meyer et al., 2001; Brun et al., 2002). Let us consider a real study case where a RTM was found to be useful to interpret biogeochemical processes occurring in a contamination plume. The field site is a landfill in the Netherlands where a leachate plume was migrating through the heterogeneous phreatic aquifer. The leachate contained high concentrations of dissolved organic carbon (DOC), alkalinity, methane, nitrate, ammonium, iron and other major ions (except sulfate and nitrate). To obtain quantitative insight into the reactions contributing to the changes in leachate composition downstream of the landfill site and therefore to simulate observed data, a combination of reactions had to be incorporated in the model. Reactions such as degradation of DOC, precipitation of minerals, cation exchange, sorption, proton buffering, degassing were considered the main process attenuating the pollution at the field site. Observed data were well reproduced and interpreted by the applied RTM. The study demonstrated that the application of a RTM allowed the identification of the relevance and the impact of various biogeochemical processes on landfill leachate plume evolution (van Breukelen et al., 2004).

In general, a model can be considered as a description or approximation of the physical systems by means of mathematical equations. In the context of the Earth Sciences, reactive transport models (RTMs) have been intensively developed since the 1970s. They study mainly solute transport in the subsurface under the influence of different interacting processes, such as advection, dispersion, diffusion and chemical reactions.

The growing interest towards reactive transport simulations is related mainly to the increasing attention to groundwater quality that determined the necessity of developing additional tools for a better comprehension of environmental systems (Zheng and Bennett, 2002).

The rapid development of computer technology has considerably reduced the computational times of the simulations and therefore, numerous RTMs have been developed and applied to natural phenomena, and especially to groundwater contamination problems. These models can be used either qualitatively or quantitatively to provide insight into natural phenomena. Quantitative approaches are used to validate or invalidate ideas by introducing real values for environmental parameters into the model and comparing measured data to simulated data to evaluate if the working hypothesis is correct or has to be rejected or modified. Qualitative approaches provide insight into the general features of a particular phenomenon, rather than specific details (Lichtner et al., 1996).

Several natural processes such as for example mineral precipitation-dissolution, cation exchange, biodegradation, sorption and desorption can be generally described by coupling fluid flow, solute transport and biogeochemical interactions (Regnier et al., 2003). The application of RTMs provides diagnostic and prognostic tool for the comprehension of otherwise complex dynamics of natural environments and they are used mainly to understand the fate and the transport of a selected target compound within a given compartment at local or regional scale.

RTMs are also applied for integrating new experimental, observational and theoretical knowledge about geochemical, biological and transport processes (Regnier et al., 2003).

Concerning groundwater contamination, RTMs are usually addressed to answer to the following questions:

- What will the concentration of the contaminant be at a given location?

- When will the concentration of the contaminant at a certain point reach a given level?

- Will the remediation design achieve the target reduction in contaminant concentration during a given period of time?

RTMs can also be applied to reconstruct the history of a contamination event, to estimate the contaminant concentration to which populations have been exposed, and the time period of that exposure (Zheng and Bennett, 2002).

The modeling process involves at least four fundamental steps (Boudreau, 1997):

- Problem identification

- Model formulation

- Model solution

- Interpretation of model results

Problem identification refers to the definition of the topics and objectives that have to be investigated through simulations. Once the problem to investigate is identified, models are developed to answer the specific questions arose in the problem identification step. During model formulation, all the available data concerning physical and chemical properties of the porous media are inserted in the model; a series of boundary conditions and parameters related to the investigated chemical process (biodegradation, oxidation, sorption, etc.) are considered. Once the model is completed, the simulation can be run and model results can be interpreted and compared to measured data to evaluate if the working hypotheses are correct or have to be modified.

Such a description suggests that a model simulation is a very simple procedure that can solve many problems for hydrogeologists and engineers. In reality, the application of a model simulation to an environmental system could be a very difficult task because the environmental system that is intended to be studied is generally complex and heterogeneous. One of the major concerns about the applicability of RTMs is whether or not they can be used with confidence in predicting future evolution of groundwater systems. Even though models may correctly integrate physical and chemical equations, uncertainties related to the characterization of environmental systems could still remain. Very often, researchers deal with a scarce database if compared to the heterogeneity of the system that they want to model and therefore approximations have to be considered.

These uncertainties are often cited as a reason for avoiding simulation; but in fact, simulations offer the only realistic approach to these difficulties. Uncertainties related to model parameters and/or processes can be evaluated during model simulations by analyzing the effect of parameters and/or processes variations on the model results and comparing them to observed data.

The results of model simulations may influence political decisions that have to be taken in the context of environmental management. Therefore, it is extremely important that models are applied and tested in a variety of environments so that the confidence, the limitations and the reliability of model predictions are properly evaluated before taking decisions that can irreversibly affect the environment.

References

Boudreau, B.P., 1997. Diagenetic models and their implementation. Springer Berlin, pp:414.

Brun, A., Engesgaard, P., Christensen, T.H., Rosbjerg, D., 2002. Modelling transport and biogeochemical processes in pollution plumes: Vejen landfill, Denmark. J. Hydrol. 256 (3-4), 228-247.

IAEA (International Atomic Energy Agency), 1998. Application of isotope techniques to investigate groundwater pollution. IAEA Tecdoc-1046, Vienna.

Lichtner P.C., Steefel, C.I., Oelkers, E.H., 1996. Reactive transport in porous media. Mineralogical Society of America, pp: 438.

Mayer, K.U., Benner, S.G., Frind, E.O., Thornton, S.F., Lerner, D.N., 2001. Reactive transport modeling of processes controlling the distribution and natural attenuation of phenolic compounds in a deep sandstone aquifer. J. Contami. Hydrol. 53 (3-4), 341-368.

Regnier, P., Jourtabchi, P., Slomp, C.P., 2003. Reactive transport modeling as a technique for understanding coupled biogeochemical processes in surface and subsurface environments. Netherlands Journal of Geosciences, 82 (1), 5-18.

Van Breukelen, B.M., Griffioen, J., Röling, W.F.M., van Verseveld, H.W., 2004. Reactive transport modelling of biogeochemical processes and carbon isotope geochemistry inside a landfill leachate plume. J. Cont. Hydrol. 70, 249-269.

Zheng, C., Bennett, G.D., 2002. Applied contaminant transport modelling, 2^nd ed. John Wiley & Sons, New York, pp: 621.

Alice Luminita PETRE y Jose Antonio PERDIGÓN MELÓN

Departamento de Química Analítica e Ingeniería Química, UAH 

[Alice Luminita PETRE y Jose Antonio PERDIGÓN MELÓN. Departamento de Química Analítica e Ingeniería Química, UAH]

La OSPAR Commission “OSPAR Commission, protecting and conserving the North-East Atlantic and its resources” http://www.ospar.org/ fue creada en 1972 con el fin de incentivar la cooperación para la protección de la vida marina en el Atlántico Noreste. La comisión está formada por 15 países de Europa cuyas costas y vertidos pueden afectar a la zona del tratado. Los países firmantes son, Bélgica, Dinamarca, Finlandia, Francia, Alemania, Islandia, Irlanda, Luxemburgo, Holanda, Noruega, Portugal, España, Suiza, Suecia y Reino Unido. Aunque Finlandia no pertenece a la costa oeste de Europa algunos de sus ríos fluyen Mar de Barent e históricamente ha estado involucrada en los esfuerzos para el control de vertidos de sustancias peligrosas en el mar del Norte y en el Océano Atlántico. Luxemburgo y Suiza son países firmantes por su influencia de sus vertidos sobre el rio Rhin.

Este artículo es un resumen de guía práctica publicada por la comisión OSPAR para la establecer unas pautas que pretenden acercarse a la caracterización de los efluentes acuosos como un “todo” (Whole Effluent Assessment – WEA) en vez de la forma más clásica de identificar compuesto por compuesto (single substances approach). El documento completo puede encontrarse en la dirección: http://www.ospar.org/documents/dbase/publications/p00316_WEA%20Guidance%20Document.pdf

El estudio clásico de los efluentes basados en el análisis de compuestos individuales es una estrategia usualmente utilizada por muchas de la normativas tanto de la propia OSPAR como por diferentes directivas de la Unión Europea como la Directiva Marco del agua (2000/860/CE) , el reglamento REACH (1907/2006) o la Directiva IPPC (European Integrated Pollution Prevention and Control 2008/1/CE). La estrategia de este acercamiento se basa en la determinación de la persistencia, bioacumulacion y toxicidad (PBT-criteria) de estas sustancias presentes en el efluente. Esos valores representan el riesgo medioambiental de cada sustancia y son usados posteriormente para determinar los parámetros de calidad del agua y los valores de emisión.

No obstante, a pesar de que este acercamiento mediante el estudio de sustancias individuales se considera eficaz se le reconocen algunos importantes defectos. En la actualidad se estima que en el mundo existen más de 50.000 sustancias distintas y aunque en la actualidad hay numerosos programas y estudios dedicados a la identificación y caracterización PBT de éstas, aun hay muchas sustancias por caracterizar. Además estos estudios solo se centran en las sustancias deliberadamente fabricadas, lo que implica que existen multitud de otras sustancias presentes en los efluentes y por tanto vertidas al medioambiente que nunca serán valoradas. Numerosos trabajos avalan el hecho de que un gran número de sustancias peligrosas que están presentes en los efluentes y aguas superficiales  no pueden ser detectadas, analizadas, identificadas y cuantificadas. Otro hecho demostrado es que este análisis individual de los distintos compuestos no tiene en cuenta el efecto que puede tener la mezcla de compuestos presente en la muestra medioambiental.

Estos problemas han hecho que aumente el interés por el desarrollo y aplicación de test para determinar PBT que puedan ser aplicados globalmente a toda la muestra en estudio ya sean efluentes, aguas superficiales o sedimentos. Estos estudios globales (denominados WEA de las siglas en ingles Whole Effluent Assessment) han sido aplicados en numerosos trabajos y se ha demostrado que las sustancias identificadas mediante métodos analíticos podrían explicar solo una pequeña porción de los efectos adversos que han sido medidos en las muestras. Esto significa que una gran fracción de los efectos adversos del agua, agua residual y sedimentos son causados por sustancias desconocidas (no identificadas) o por el efecto combinado de estas sustancias. Estos estudios sirven para aumentar el conocimiento de los efectos combinado de todas las sustancias conocidas y desconocidas presentes en los efluentes, especialmente en las mezclas complejas.

Las ventajas de concepto WEA ha llevado al desarrollo de este tipo de ensayos en todo el mundo y que algunos países como EEUU, Canadá, Alemania, Irlanda, España o Suecia, apliquen ya algunos test WEA en sus legislaciones o permisos de vertido. Así mismo dentro de la normativa IPPC el concepto WEA ha sido incluido en las estrategia de control de los efluentes en numerosas BREF (Best available technology Reference documents)  como en la de la producción de compuestos orgánicos a gran escala (2003) y en química fina (2006). En la mayoría de los países el reglamento de la aplicación de métodos WEA está restringido al estudio de la toxicidad aguda aunque se está pensando la introducción de otros parámetros.

La comisión creada por la OSPAR para el estudio de la aplicabilidad de métodos WEA se centro en tres aspectos.

A. Cuando aplicar WEA

B. Parámetros WEA a utilizar y orden

C. Test y protocolos WEA a aplicar

D. Aspecto prácticos. Manejo de las muestras, interpretación de resultados.

CUANDO APLICAR WEA

La gran ventaja de la aplicación de métodos WEA comparado con el de sustancia individuales es que se mide el efecto combinado de todas las sustancias presentes, incluidas aquellas desconocidas o de sustancias que aun no han sido determinadas. Cuanto mayor sea la complejidad de la muestra la caracterización mediante la identificación de compuestos individuales será más incompleta y puede resultar en la emisión de efectos adverso para las aguas superficiales. El grupo de trabajo de la OSPAR-WEA ha desarrollado cuatro criterios para seleccionar los efluentes donde la aplicación de los métodos puede tener su mayor interés

Industrias donde se prevea la presencia de efluentes complejo. Este criterio se basa en información de la planta considerando los productos empleados y los procesos utilizados responsables de la generación del  efluente, así como de los tratamientos que recibe el agua residual en la propia planta antes de su vertido.

Resultados previos de métodos WEA. Si los resultados de los ensayos WEA usados previamente muestran la presencia de efectos adversos en el medioambiente que no pueden ser explicados mediante el análisis de sustancias individuales. Es necesario comprobar si esos resultados fueron puntuales o se repiten en el tiempo.

Altos niveles de carbono orgánico total. Altos contenidos de carbón orgánico en el efluente indican la presencia de altos contenidos de sustancias orgánicas lo que significa que la probabilidad que el efluente pueda tener efecto adversos es más grande que en efluentes con bajo contenido en materia orgánica. De todas formas hay que tener en cuenta que la presencia de niveles bajos de materia orgánica en el efluente no es una garantía de la ausencia de efectos negativos; no hay un valor claro de corte para el COT o DQO ya que otros parámetros como puede ser la composición iónica, la presencia de metales tóxicos o compuestos orgánicos altamente tóxicos (aunque en baja concentración) como los pesticidas influyen en la toxicidad de la muestra.

Baja calidad ecológica de las aguas superficiales. Si el estado ecológico de las aguas superficiales es muy pobre una de las posibles causas  es la presencia de sustancias que causen efectos adversos en uno o más microorganismos lo que conlleva efectos a través de la cadena alimenticia que desequilibran el equilibrio ecológico. Los test WEA miden los efectos sobre los organismos y son un lazo de unión entre química y ecología. Los test WEA podrían ser aplicados a las aguas superficiales y a los efluentes para descartar esos que necesitan ser examinados en relación con el status ecológico.

B. QUE PARÁMETROS WEA UTILIZAR Y EN QUÉ ORDEN

Los parámetros más relevantes para el ambiente marino y que pueden causar efectos a largo tiempo son la persistencia, bioacumulación y la toxicidad crónica. De todas formas la toxicidad aguda debe ser estudiada en los efluentes para agua fresca, sobre todo en los primeros estudios de muestreo.

Otros parámetros de importancia en el ambiente marino son los disruptores endocrinos y sustancias con efecto mutagénicos. Estos parámetros están siendo determinados cada día con mayor frecuencia en las sustancias individuales. Estos test están aun en desarrollo y la relevancia de estos parámetros en el impacto medioambiental está bajo discusión.

Los ensayos WEA deben ser realizados en el orden persistencia, bioacumulación, y toxicidad. Es importante que los ensayos de persistencia no sean realizados como un parámetro separado si no en combinación con los otros parámetros. La secuencia comienza con los test de persistencia (test de degradación) para eliminar la mayoría de las sustancias no son persistentes. Después de este paso de pretratamiento la muestra tratada es usada para el estudio de la toxicidad y bioacumulación. Esta combinación de test revela los niveles de durabilidad de la toxicidad aguda, crónica y la bioacumulacion. Estos son considerados los más importantes ya que ocurre durante largos periodos de tiempo.

C. TEST Y PROTOCOLOS WEA A APLICAR

 Para la medida de cada parametro WEA existen diferentes ensayos y métodos en todo el mundo. Por ejemplo la toxicidad aguda con bacterias puede ser medida con diferentes especies de bacteria o pueden ser realizadas con distintos end-ponit o diferentes metodos. Cada metodo o ensayo tiene sus ventajas o relacion con el efecto del eflluente en el medioambiente, por lo tanto es necesario disponer de un conjunto de herramientas con una variedad de ensayos para cada parametro WEA a analizar que se adapte especificamente al efluente y a las agua superficiales receptoras del vertido.

Estas herramientas se pueden dividir en dos grupos i) aquellas que son generalmente aceptads, usadas y aplicadas  en el mundo y que son las más robustas y estan mejor desarrollads y ii) aquellas que contienen metodos menos aceptados y menos desarrollados pero pueden ser utiles para ocasiones especificas o que pueden ser apliacdas en un futuro próximo tras un periodo de desarrollo.

C-1 Breve descripción de los ensayos:

Toxicidad aguda. La toxicidad aguda es el parámetro más ampliamente usado y desarrollado y sobre el que existe el mayor número de protocolos disponibles. Muchos países aplican test de bacterias algas y crustáceos prácticamente usando el mismo organismo y protocolo. También existen test que utilizan peces pero son menos utilizados por razones éticas y económicas. Dentro de estos ensayos hay test con organismos de agua dulce y con organismos marinos. Los efluentes pueden tener un carácter salino, salobre o dulce y a su vez pueden ser vertidos en sistemas marinos, salobres o de agua dulce. Idealmente el organismo utilizado debería estar en concordancia con el agua receptora, es decir utilizar organismos de agua dulce si el efluente se descarga en sistemas de agua dulce o organismos de agua salada si el efluente vierte en agua saladas. Cuando la naturaleza del efluente es diferente de la del agua receptora es necesario hacer una elección, también si el efluente es alterado antes de su vertido (adicción de salinidad al agua fresca para efluentes que descarguen en el mar).  La tabla 1 extraída de la guía de la OSPAR-WEA resume estos test así como los países que los utilizan.

Toxicidad crónica. Los ensayos de toxicidad crónica son mucho menos comunes que los de toxicidad aguda. La comisión realizó un estudio y encontró hasta 15 ensayos distintos de los cuales 9 estaban estandarizados con norma ISO. Los organismos utilizados pertenecían a la familia de las bacterias, algas, crustáceos, rotíferos, biválvulas, echinodermata, peces y plantas. El tiempo de exposición varía desde las 16 horas hasta los 90 días dependiendo del ciclo de vida del organismo. La mayoría de los test utilizan como medida la inhibición del crecimiento siendo la mayoría ensayos estáticos y solo un 30% son semiestáticos. Respecto a la naturaleza de estos, 9 pueden ser aplicados a aguas frescas y 7 a aguas salobres. La tabla siguiente extraída de la guía de la OSPR-WEA resume estos ensayos:

Bioacumulación. Para los ensayos de bioacumulación existen dos test. El método LLE aplicado en Suecia de forma rutinaria y se basa en la extracción total de sustancias potencialmente bio acumulables incluida la fracción unida a las materia particulada, y el método SPME este método es más reciente y refleja más precisamente la posible bioacumulación en el ecosistema y solo mide sustancias biológicamente disponibles. La tabla, extraída del documento de la OSPR-WEA resume estos ensayos.

Genotoxicidad y mutagésis. Existen diversos métodos internacionalmente estandarizados para la medida de estos parámetros. La genotoxicidad mide cualquier daño potencial sobre el material genético, mientras que la mutagénesis tiene en cuenta daños permanentes y transmisibles en el material genético.

 Disruptores endocrinos. Estos test son menos utilizados y están menos estandarizados que los de mutagénesis y varían de país en país. Generalmente son utilizados en programas de I+D y suelen ser ensayos in vitro con células humanas o levadura modificadas y en algunos casos utilizan pez cebra.

Persistencia. La medida de la persistencia es un parámetro complicado, como es bien sabido de los estudios mediante compuestos individuales. Aunque para la determinación de la persistencia se usa principalmente la biodegradación existen otros factores como hidrólisis que pueden afectar la persistencia de los productos químicos. Una de las dificultades es que la persistencia está definida de forma general tiempo de vida media, mientras que en realidad la persistencia representa un gradiente variando desde sustancias fácilmente degradables (no persistentes) sustancias difícilmente degradables (persistentes o no persistentes) y sustancias no degradables (persistentes). Estos test simulan diferentes condiciones de degradación, adsorción y/o reacciones químicas que se pueden dar en los sistemas naturales, para obtener información de los diferentes niveles de persistencia. La tabla siguiente, extraída del documento de la OPRS-WEA resume estos ensayos:

D. ASPECTOS PRÁCTICOS

D-1 Manejo y almacenamiento de las muestras

Existen numerosos documentos y normas que tratan sobre las técnicas de muestreo y manejo de las muestras de agua. Entre ellas las más importantes son:

• ISO 5667-2:1991. Water quality — Sampling — Part 2: Guidance on sampling techniques

• ISO 5667-3: 2003. Water quality — Sampling — Part 3: Guidance on the preservation and handling of water samples

• ISO 5667-16: 1998. Water quality – Sampling Part 16: Guidance on biotesting of samples

La toma de muestras es considerado el paso más delicado en los procesos de análisis de efluentes porque los errores no pueden ser corregidos. Normalmente los ensayos rutinarios toman las muestras justo antes de ser vertidas (end-pipe), no obstante si se quiere determinar el origen del efecto medioambiental el análisis de muestras en procesos intermedios puede ser de gran utilidad. La utilización de muestreadores automáticos proporcionales suele ser la mejor elección. Normalmente las muestras compuestas tomadas en 2 o 24 horas son más representativas que las muestras tomadas manualmente de forma aleatoria. Si la toma de muestras ocurre durante periodos largos de tiempo (por ejemplo 24 horas) éstas deben ser refrigeradas. El material de sistema de recogida debe ser químicamente inerte, fácil de limpiar y resistente a los procesos de calentamiento y congelado. Los materiales recomendados son vidrio, polietileno o politetrafluoruroetano. Las muestras almacenadas  entre 0 y 5 ° C en la oscuridad son estables durante 24 h. Si las muestras se congelan por debajo de – 18 °C se puede alargar el periodo de conservación preferiblemente hasta 2 semanas y como máximo dos meses según la norma ISO 5667-16. Es conocido que los procesos de congelación y descongelación de la muestras pueden (pero no siempre) resultar en una pérdida de toxicidad. Si el proceso de descongelación no se hace de forma controlada los compuestos volátiles se pueden eliminar. Así mismo estos procesos pueden alterar el tamaño y distribución de las partículas afectando a otros ensayos posteriores. Si las partículas en suspensión sedimentan puede ocurrir una significativa reducción de la toxicidad, por lo que si se cree que éstas pueden tener una fuerte contribución a la toxicidad deben realizarse ensayos que no se vean afectados por su presencia.

El principal objetivo de los pretratamientos es que las muestras se parezcan a la inicial tanto como sea posible y modificarla lo mínimo que requiera el test a realizar. Algunas ideas sobre cómo conseguir esto son:

a) Las muestras congeladas deben ser descongeladas inmediatamente antes de su uso. Hay que asegurar que la muestra es homogeneizada bien agitando o sacudiendo la muestra para evitar sobrecalentamientos donde la pérdida parcial de compuestos volátiles debe ser considerada.

b) En general los bioensayos deben ser realizados con la muestra original. En algunos casos las partículas pueden afectar al comportamiento de los organismos o a los sistemas de detección (p.e. fotometría) En estos casos un paso previo de eliminación de estas está permitido. De todas formas los procesos de eliminación de las partículas llevan el riesgo de que los compuestos activos adsorbidos a las partículas son también eliminados previamente a la realización del test. El primer paso recomendado sería dejar sedimentar las partículas de 30 minutos a 2 horas. Si las partículas no se eliminan por sedimentación la centrifugación es preferida a la filtración. Si la filtración es necesaria deben usarse filtros de fibra de vidrio.

c) Los ensayos de degradabilidad de las aguas residuales deben realizarse preferiblemente con las muestras sin diluir para asegurar que los sucesivos ensayos de toxicidad no se vean afectados por la dilución. Si es necesario diluir las muestra (p.e. niveles de COT muy altos) el factor de dilución debe ser tenido en cuenta a la hora de interpretar los resultados.

d) Las muestras que tengan pH extremos excediendo los límites de tolerancia de los microorganismos deben ser neutralizados. Este paso debe ser omitido si el efecto del pH quiere ser reflejado en la toxicidad o si el ajuste del pH puede provocar reacciones químicas o físicas (p.e precipitación). Los volúmenes de acido o bases utilizados deben se tales que el cambio de volumen sea lo menor posible. Como agentes neutralizantes se puede utilizar acido clorhídrico y hidróxido sódico.

e) La toxicidad de algunas sustancias (p.e. amoniaco, sulfuros, cianuros, aminas, fenoles y ácidos orgánicos) se ve afectada por el pH. La dependencia de la toxicidad del amoniaco con el pH es muy remarcable en los estudios con peces. En los bioensayos con algas se observa un aumento del pH debido a que el CO₂ es consumido. El pH debería ser medido y registrado durante el ensayo para una correcta interpretación de los resultados. En ciertos casos se debería considerar el ajuste del pH o la utilización de tampones.

f) La presencia de nutrientes en el efluente podría favorecer el crecimiento en los ensayos con algas o plantas. La presencia de organismos en las muestras podría interferir con el organismo del ensayo mediante efectos fisiológicos o biológicos. (p.e. consumo de oxigeno por bacterias, eliminación de algas o bacteria por los protozoos, infección del organismo del ensayo)

g) La presencia de partículas podría afectar con las medidas de fluorescencia en los ensayos con la bacteria Vibrio fischeri, pueden reducir el crecimiento del alga por generación de zonas de sombra y molestar los sistemas de filtración en daphnia o la agallas de los peces.

h) La absorción de luz puede reducir el crecimiento de algas e interferir con las medidas fotométricas y de luminiscencia.

D-2 Expresión e interpretación de los ensayos de toxicidad

En los ensayos WEA los resultados de toxicidad pueden ser expresados de diferentes maneras y existen diferentes normativas oficiales:

• Guidance on statistically evaluation gives OECD (2006) and ISO (2004)

• ISO/PDTS 20281: 2004 (draft). Water quality – Guidance on statistical interpretation of ecotoxicity data.

• ECETOC. Whole Effluent Assessment. Technical Report No. 94, Brussels, December 2004

• OECD. Current approaches in the statistically analysis of ecotoxicity data: A guidance to application. OECD Series on testing and assessment No. 54, 09-May-2006

Umbral de concentraciones (NOEC/LID). Se conoce como NOEC (de las siglas en ingles No Observed Effect Concentration) el volumen de muestra (en %) que no tiene estadísticamente efectos adversos significativos. Aunque este valor es muy utilizado en los ensayos de toxicidad aguda, NOEC es usado más frecuentemente para expresar los efectos en la toxicidad crónica. Para este tipo de medida no es necesario establecer una relación dosis-respuesta. Otro valor utilizado es el LID (Lowest Ineffective Dilution) que es comparable a NOEC. Se define como el inverso de la fracción de volumen de la muestra de agua residual a la cual no se observan efectos adversos que excedan le variabilidad del especifica del ensayo (ISO 5667-16: 1998 Annex A).

Curvas concentración-respuesta (EC50, EC10, LC50) La ECi se define como la concentración de una sustancia en un medio que se espera produzca un cierto efecto en el i% de los organismos testeados de una población bajo ciertas condiciones (IUPAC, 1993). La LC50 representa la concentración del compuesto tóxico que resulta letal para el 50% de los organismos expuestos durante un período especificado. Estos valores se pueden determinar grafica- o estadísticamente. Se prefiere utilizar métodos estadísticos Los valores de EC50 o LC50 se calculan normalmente a partir de curva dosis – respuesta.

Unidades de toxicidad KLa unidades de toxicidad aguda TU_a se define como 100/EC50. En ensayos de toxicidad crónica la unidad de toxicidad TUc se define como 100/NOEC. Los datos de toxicidad crónica se corresponden con el LID (LID = 1/fracción de volumen; TUc = 100/NOEC = LID. Por ejemplo si NOEC se corresponde con un 25 % volumen del efluente LID = 1/0.25 = 4; TUc = 100/25 = 4).

[José Aguado Alonso, Grupo de Ingeniería Química y Ambiental, URJC]

Lógicamente los mayores vertidos de elementos radiactivos al mar se produjeron justo después del terremoto.

Según el informe del IRSN desde el inicio del accidente el 11 de marzo de 2011, se produjo el vertido directo de líquidos radiactivos al mar, lo que duró hasta el día 8 de abril. Asimismo hasta el 22 de marzo se produjo la precipitación al mar de los radionucleidos emitidos a la atmósfera.

En las inmediaciones de la planta, se detectaron a finales de marzo y principios de abril valores del orden de varias decenas de becquerelios por litro (*) para el cesio 134 y 137 y valores superiores a 10⁵ Bq/l para el yodo 131. Las concentraciones de yodo 131 se redujeron rápidamente con el tiempo debido a que su periodo de semidesintegración (t_1/2) es muy corto (8 días), por lo que a finales de mayo los valores de las mediciones se encontraban por debajo de los límites inferiores de detección. En relación con el cesio 134 y 137 sus concentraciones también descendieron con el tiempo, alcanzando valores inferiores a los límites inferiores de detección de las técnicas de medición utilizadas (del orden de 5 Bq/l) en el mes de julio. Esta reducción en la contaminación por cesio no fue consecuencia de su desintegración, ya que los valores de t_1/2 para el cesio 134 y 137 son 20 años para el primero y 30 años para el segundo, por lo que tardarían en ser inocuos alrededor de 10 y 150 años respectivamente. La reducción de la contaminación por cesio 134 y 137 fue consecuencia de la existencia de importantes corrientes marinas (corrientes de Kuroshio y Oyashio) en las proximidades de la localización de la central nuclear. Estas corrientes, que transportaron a grandes distancias las aguas contaminadas en el seno, dieron lugar a una excepcional dispersión de los radioisótopos en el seno de las aguas del Océano Pacífico, provocando una elevada velocidad de renovación de las aguas marinas costeras, con una continua dilución de los contaminantes en las mismas. Esta dilución ha dado lugar a una importante reducción del impacto ambiental del accidente en las aguas costeras.

Sin embargo, el IRSN señala que puede persistir durante bastante tiempo una contaminación significativa de las aguas en el litoral próximo a la central nuclear, cuya causa es el aporte continuo al mar de sustancias radiactivas por las aguas fluviales o escorrentía de aguas superficiales en contacto con suelos contaminados. También existe el riesgo de vertidos esporádicos de líquidos contaminados provenientes de la propia central nuclear.

Así, por ejemplo, en el mes de junio, la operadora de la central de Fukushima, Tokio Electric Company (TEPCO), informó de la aparición, por primera vez desde la fecha del accidente, de niveles de estroncio 89 y 90 en muestras recogidas del lecho marino frente a la central, mas de 50 veces superiores a los estándares de seguridad establecidos por el gobierno de Japón. El riesgo de la contaminación por estroncio radica en su persistencia, consecuencia de su elevado periodo de semidesintegración (alrededor de 29 años).

Asimismo, el pasado lunes TEPCO confirmó que el domingo 4 de diciembre se produjo una fuga al Océano Pacífico de agua contaminada con estroncio radiactivo desde la central Fukushima-1.

Recientes mediciones realizadas a las especies marinas capturadas en las costas de la prefectura de Fukushima, mayoritariamente peces, ponen de manifiesto la persistencia de contaminación en las mismas. Por otra parte durante el pasado mes de octubre, investigadores de la Universidad de Tokio informaron de la presencia de altas concentraciones de cesio radiactivo en muestras de plancton recogidas en las proximidades de la central. Todo ello  justifica que se mantenga la vigilancia de las especies marinas de la zona próxima a la central. Este control es especialmente importante en especies depredadoras, como atún o pez espada, que acumulan la radiactividad de las especies de las que se alimenten durante toda su vida.

Finalmente, los investigadores del IRSN han establecido una correlación empírica entre la cantidad emitida de cesio 137 y las concentraciones de cesio 137 medidas en el agua marina. Aplicando esta correlación  han estimado que la cantidad total de cesio 137 vertido al mar hasta mediados de julio ha sido de 27.10¹⁵ Bq, lo que constituye el mayor vertido de radionucleidos artificiales al medio ambiente marino realizado hasta la actualidad. La mayor parte del vertido se produjo antes del 8 de abril, estimándose en un 18% del total las cantidades vertidas con posterioridad a esta fecha. En base a estos datos, el IRNS informa que el accidente nuclear de Fukushima, alcanzó el nivel 7 de gravedad en la Escala Internacional Nuclear y de Sucesos Radiológicos (INES). Este valor se corresponde con el máximo de la Escala y solo se había alcanzado anteriormente en el accidente de Chernobil en 1986.

(*) El becquerelio (Bq) es la unidad de medida de la actividad radiactiva y equivale a 1 desintegración nuclear por segundo.

(**) El Periodo de semidesintegración (t_1/2) es el tiempo necesario para que se reduzcan a la mitad el número de núcleos de una muestra de un material radiactivo.

[Grupo Ingeniería Química UAM]

La explotación de las arenas bituminosas como fuente para la obtención de querógeno es uno de los sectores industriales que ha experimentado un mayor crecimiento en los últimos años [Allen, 2008a]. Se trata de una mezcla compleja de arcilla, arena, agua y bitumen (9-12% en peso) que se encuentra en grandes cantidades en diversas partes del mundo, en especial en la región de Alberta (Canadá). De estas arenas se extrae un betún con características similares a las del petróleo, que al igual que éste puede ser refinado para obtener distintas fracciones y compuestos orgánicos. El progresivo aumento de la demanda, unido a las subidas del precio del crudo ha puesto en valor este recurso, cuyas reservas probadas en Canadá ascienden a unos 180.000 millones de barriles, las segundas del mundo, solo por detrás de las reservas de crudo de Arabia Saudí. En la actualidad la producción mundial de querógeno asciende a unos 1,5 millones de barriles al día y se estima que en la próxima década esta cifra podría triplicarse.

El principal problema que presentan las arenas bituminosas es que tanto su extracción como su refino resultan de una gran complejidad a nivel técnico y suponen un alto impacto ambiental. Al contrario que el petróleo, la extracción de las arenas bituminosas suele realizarse a cielo abierto, lo que implica excavar la superficie y procesar la materia prima. Por lo general, el bitumen se extrae del mineral utilizando una disolución acuosa de hidróxido sódico a una temperatura moderada (40-60ºC). Para facilitar la separación, se inyectan burbujas de aire, que se adhieren al bitumen, que se separa por flotación. A continuación, este espeso líquido se mezcla con naftas y se centrifuga para eliminar el resto de sólidos y sales [www.oilsandsdevelopers.ca].

Dependiendo de la calidad del yacimiento, se necesita aproximadamente 1 m³ de arenas bituminosas para obtener 1 barril de querógeno [Allen 2008a]. Los residuos del proceso son enviados a balsas de decantación, quedando un sobrenadante que se caracteriza por una alta concentración de sólidos en suspensión (entre 2 y 2,5 g/L), concentraciones residuales de bitumen (12-30 mg/L), pH entre 8 y 8,4, alcalinidad del orden de 800-1.000 mg/L HCO₃^-, ligeramente salobre y con una alta toxicidad debido a la presencia de compuestos orgánicos lixiviados del bitumen durante el proceso de extracción, principalmente ácidos nafténicos (80%), pero también asfaltenos, hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAHs), benceno, cresoles, ácidos húmicos, y fenoles [Allen 2008b].

Parte de este sobrenadante se reutiliza en el proceso. Sin embargo, es necesario captar aproximadamente 3 L de agua adicional por cada litro de querógeno producido, lo que unido a la política de vertido cero, supone un continuo incremento del volumen de agua embalsada. Se estima que las balsas de decantación ocupan en la actualidad una extensión cercana a 200 km² con un volumen acumulado del orden de 1 km³. Además, el previsible incremento de la explotación de este recurso supondrá un mayor consumo de agua, unido a un incremento proporcional del volumen de la misma embalsado.

En la actualidad, las alternativas estudiadas abarcan desde procesos de oxidación hasta la biorremediación, pasando por la utilización de membranas o el empleo de adsorbentes.

Referencias

Allen E.W. Process water treatment in Canada’s oil sands industry: I. Target pollutants and treatment objectives. J. Environ. Eng. Sci. 2008a, 7, 123–138.

Allen E.W. Process water treatment in Canada’s oil sands industry: II. A review of emerging technologies. J. Environ. Eng. Sci. 2008b, 7, 499–524.

www.oilsandsdevelopers.ca

www.energy.alberta.ca

[Grupo de Ingeniería Química y Ambiental]

El objetivo de la Directiva Marco del Agua es que las masas de agua superficial y subterránea alcancen en 2015 un buen estado químico y medioambiental, previniendo el futuro deterioro que pueden causar, por ejemplo la presencia de contaminantes químicos en las mismas. El estado químico del agua vendría definido de acuerdo al Artículo 16 de la Directiva Marco, que establece una lista de 33 contaminantes prioritarios, incluyendo 8 sustancias prioritarias peligrosas, que se regulan y siguen a escala europea. Para el resto, el Anexo VIII de la Directiva Marco da una lista indicativa de contaminantes principales que los miembros de la Unión deben usar como base para identificar los contaminantes químicos de riesgo o contaminantes específicos. Sin embargo, en esa lista se incluyen muchas sustancias que están ya prohibidas o reguladas desde hace tiempo, como el procedimiento para la aprobación del uso de ciertos pesticidas (Directiva 91/414).

Por otro lado, debido al elevado número de compuestos químicos existentes en el mercado (más de 14 millones de sustancias químicas) de las cuales 100 000 se producen a escala industrial, el control de las mismas ha de reducirse a una escala aceptable. De este modo, es necesario reducir el número de sustancias que deben monitorizarse y ser sometidas a regulación, tal y como se ha descrito anteriormente.

A principios de 2011 un equipo de científicos, procedentes de Bélgica, Alemania, España, Francia y Eslovaquia, presentó en la revista Science of the Total Environment un estudio en el que se mostraban los resultados procedentes del análisis de 500 sustancias orgánicas halladas en las cuencas de cuatro ríos europeos importantes.

El estudio se centró en contaminantes orgánicos registrados en más de 750000 entradas de análisis de agua de las cuencas de los ríos Elba (República Checa y Alemania), el Danubio (que atraviesa 10 países europeos), el Escalda (Bélgica) y el Llobregat (España). Se clasificaron 73 compuestos como contaminantes prioritarios potenciales, dos tercios de los cuales eran plaguicidas. Estos son productos fitosanitarios que se usan para proteger los cultivos frente a enfermedades, plagas y malas hierbas.  Los plaguicidas más problemáticos fueron diazinón, prohibido ya en Austria y Alemania, así como azoxistrobina y terbutilazina, todavía permitidos en Centroeuropa. Ninguno de estos plaguicidas está en la lista de 33 contaminantes prioritarios a controlar por las autoridades pertinentes de toda Europa.

Una de las principales conclusiones del trabajo fue que la contaminación por sustancias químicas orgánicas es un problema extendido por toda Europa. Además averiguaron que el 38 % de dichas sustancias se encuentran en concentraciones que podrían ser letales para los organismos que habitan dichas cuencas fluviales. Algunos compuestos no aparecen en la regulación vigente, y otros, como el di(2-etilhexil) ftalato (DEHP), un suavizante artificial que puede perjudicar a la fertilidad serán prohibidos en la UE pero a partir de 2015.

De acuerdo con los datos obtenidos por los autores del trabajo, un tercio de los contaminantes clasificados como prioritarios hace unos años ya no suponen una amenaza para los ríos estudiados. Por lo tanto, a pesar de que en el estudio se manifiesta la necesidad de actualizar la lista de contaminantes prioritarios con regularidad, el hecho de que algunos plaguicidas puedan tacharse de la lista significa que se está avanzando adecuadamente.

DIFUSIÓN DE UNA NOTICIA APARECIDA EN CORDIS, Servicio de Información Comunitario sobre Investigación y Desarrollo,  en Octubre de 2011, con referencia al artículo “A new risk assessment approach for the priorization of 500 classical and emerging organic microcontaminants as potencial river basin specific pollutants under the European Water Framework Directive”. Science of Total Environment 409 (2011) 2064-2077.

Recientemente, un equipo de científicos ha llevado a cabo mediante técnicas novedosas, la identificación de virus desconocidos hasta ahora y con potencial para afectar a humanos en aguas residuales no tratadas. El equipo también indica que muchos de los virus conocidos descubiertos en aguas residuales no tratadas procedían de plantas, probablemente debido a que los humanos se alimentan de vegetales y los virus vegetales superan con creces a otros tipos de virus en las heces humanas.

[CyPS-UCM-Grupo de Catálisis y Procesos de Separación]

La mayoría de los microorganismos patógenos contenidos en el agua se eliminan en las primeras etapas del tratamiento de purificación. No obstante, es necesaria la desinfección para que el agua potable no sea dañina para la salud.

Los actuales tratamientos que se aplican a las aguas residuales pueden reducir mucho las concentraciones de organismos patógenos existentes pero es difícil asegurar su eliminación completa por lo que puede existir la posibilidad de transmisión de enfermedades en aguas reutilizadas si no se llevan a cabo tratamientos adecuados.

El tipo y concentración de microorganismos en un agua residual depende del estado general de salud de la población, la existencia de portadores de alguna enfermedad y la capacidad de los agentes infecciosos a sobrevivir fuera de los huéspedes bajo diversas condiciones ambientales.

Los microorganismos patógenos en el agua se pueden dividir en tres categorías: bacterias, virus y protozoos parásitos. Las bacterias y virus se pueden encontrar tanto en las aguas subterráneas como en las aguas superficiales, mientras que los protozoos son comunes en las aguas superficiales.

En un agua residual pueden detectarse numerosos tipos distintos de bacterias, entre las que pueden nombrarse las especies Vibrio, Mycobacterium, Clostridium, entre otros. Aunque estos microorganismos patógenos pueden encontrarse en el agua residual, sus concentraciones son normalmente muy bajas para iniciar un brote epidémico.

La supervivencia de las bacterias en el agua depende mucho de la presencia de otros microorganismos que puedan competir con ellas. Muchas veces las bacterias sobreviven más en aguas limpias que en aguas sucias, mientras que los virus sobreviven mejor en las aguas contaminadas, ya que pueden interaccionar con partículas sólidas suspendidas en el agua sucia que ejercen un efecto protector.

Los virus son parásitos intracelulares que sólo pueden multiplicarse dentro de una célula huésped, encontrándose inactivos fuera de ella.  Al contrario que las bacterias, los virus no están presentes en el ser humano de manera natural. Cuando las personas quedan afectadas por un virus, éstos generalmente se eliminan del cuerpo humano mediante secreciones.

El primer virus conocido, el virus del mosaico del tabaco, fue descubierto por Martinus Beijerinck en 1899 y actualmente se han descrito más de 5.000, si bien algunos autores opinan que podrían existir millones de tipos diferentes. Los virus se hallan en casi todos los ecosistemas de la Tierra y son el tipo de entidad biológica más abundante.

No se conoce con toda seguridad la evolución de los virus, ya que algunos podrían haber evolucionado a partir de plásmidos (fragmentos de ADN que se mueven entre las células), mientras que otros podrían haberse originado desde bacterias.

No todos los virus provocan enfermedades, ya que muchos virus se reproducen sin causar ningún daño al organismo infectado. En los animales, sin embargo, es frecuente que las infecciones víricas produzcan una respuesta inmunitaria que confiere una inmunidad permanente a la infección. Los antibióticos no tienen efecto sobre los virus, pero se han desarrollado medicamentos antivirales para tratar infecciones potencialmente mortales.

El virus causante de la hepatitis A es el que se transmite con más  frecuencia a través del agua contaminada. El único huésped que se ha encontrado parar el virus de la hepatitis A es la persona humana. En principio cualquier virus excretado y capaz de producir infección a través de su ingestión, puede ser transmitido mediante un tratamiento inadecuado del agua residual.

En 1962, André Lwoff, Robert Horne y Paul Tournier fueron los primeros en desarrollar una forma de clasificación de los virus, basada en un sistema jerárquico. El Comité Internacional de Taxonomía de Virus (ICTV) desarrolló el sistema de clasificación actual, desarrollándose  a partir de 1966 un sistema universal para clasificar los virus y una taxonomía unificada.

Sin embargo, actualmente sólo se ha estudiado una pequeña parte de toda la diversidad de los virus, y diversos estudios han revelado que algunas muestras del ambiente, presentan secuencias completamente nuevas.

Recientemente, un equipo de científicos de la Universidad de Barcelona (España), la Universidad de Pittsburgh y la Universidad Washington de San Luis (Estados Unidos) ha llevado a cabo mediante técnicas novedosas, la identificación de virus desconocidos hasta ahora y con potencial para afectar a humanos en aguas residuales no tratadas. Los resultados de su estudio se han publicado en la revista mBio. El equipo también indica que muchos de los virus conocidos descubiertos en aguas residuales no tratadas procedían de plantas, probablemente debido a que los humanos se alimentan de vegetales y los virus vegetales superan con creces a otros tipos de virus en las heces humanas.

Referencias

Cantalupo, P.G., et al. (2011) Raw sewage harbors diverse viral populations, mBio, 2 (5): e00180-11. DOI: mBio.

[Grupo Ingeniería Química UAM]

La implantación de tecnologías nuevas y/o mejoradas, capaces de conjugar eficacia y economía, para el tratamiento de las aguas residuales de la industria constituye en la actualidad una exigencia, dada la presencia creciente de contaminantes peligrosos y la existencia de límites de vertido cada vez más restrictivos.

Entre estas técnicas destacan los Procesos de Oxidación Avanzada (POA´s), que se definen como “procesos de tratamiento de aguas a presión y temperatura cercanas a las ambientales, y que implican la generación de radicales hidroxilo en cantidades suficientes para purificar el agua”. Dentro de los procesos de oxidación avanzada, uno de los más efectivos es el tratamiento con el Reactivo Fenton, consistente en la descomposición catalítica de H₂O₂ en radicales ·OH mediante el empleo de sales de Fe²⁺ en medio ácido. Entre las ventajas que presenta el uso del Reactivo Fenton cabe destacar la baja toxicidad del Fe, la facilidad de manejo del H₂O₂ y su descomposición en productos inocuos para el medio ambiente. La instalación necesaria (reactor tanque agitado) resulta, en general, sencilla, sin que sea preciso emplear equipos adicionales para la generación de los reactivos. El proceso se realiza bien por cargas, adicionando los reactivos (Fe²⁺ y H₂O₂) al principio del mismo o por alimentación diferida, donde las cantidades de Fe²⁺ y/o H₂O₂ se van añadiendo poco a poco a lo largo del proceso. La temperatura de operación se sitúa habitualmente entre 25 y 50ºC y el pH inicial próximo a 3.

Las actuales líneas de investigación relacionadas con la depuración de aguas residuales, se centran en el tratamiento de los efluentes de diversas industrias contaminadas con compuestos de diversa naturaleza, como fenoles, clorofenoles o hidrocarburos aromáticos policíclicos, que aparecen en la lista de contaminantes prioritarios. La eficacia del proceso se determina a partir de la reducción de la carga orgánica del efluente, expresada como COT o DQO. No obstante, la legislación actual establece también límites para la toxicidad del efluente, determinada mediante ensayos normalizados de ecotoxicidad (p.e., MicrotoxÓ). En el caso de la Comunidad Autónoma de Madrid, la Ley 10/93, sobre vertidos líquidos industriales al sistema integral de saneamiento, fija como límite máximo 25 unidades de toxicidad (equitox/m³).

Este proceso, en las condiciones anteriormente indicadas, presenta una serie de inconvenientes derivados de la necesidad de emplear altas dosis de hierro y elevadas concentraciones de H₂O₂ (superiores a la estequiométrica) para conseguir acelerar el proceso y alcanzar una reducción significativa del COT, respectivamente [Zazo et al., 2005]. Estas altas cantidades de hierro provocan la formación de lodos de Fe(OH)₃ durante la etapa de neutralización, previa al vertido o a un tratamiento biológico posterior, que deben ser separados del efluente. Este inconveniente se soluciona empleando catalizadores heterogéneos de hierro soportado [Al-Hayek y Doré, 1990; Tatibouët et al., 2005; Molina et al., 2006; Zazo et al., 2006; Melero et al., 2007], si bien, este hecho no afecta significativamente al consumo de H₂O₂ (principal coste de este tratamiento), por lo que la economía del proceso no se ve sustancialmente mejorada. En este sentido, algunos autores proponen la utilización del Reactivo Fenton como pretratamiento para eliminar la toxicidad del efluente de tal manera que pueda ser posteriormente tratado mediante procesos biológicos convencionales [Andreozzi et al., 1999]. De esta manera se reduce la cantidad necesaria de H₂O₂ ya que no se persigue la total oxidación de la materia orgánica.

Una alternativa de tratamiento que apenas se ha considerado hasta la fecha es trabajar a temperaturas más elevadas, debido a la creencia de que la descomposición térmica del H₂O₂ reduce la eficacia del proceso. No obstante, algunas experiencias ponen de manifiesto la posibilidad de emplear la temperatura como alternativa para mejorar la eficacia global del proceso. Así, los resultados obtenidos en la oxidación de fenol (compuesto que suele utilizarse como modelo para simular el comportamiento de efluentes industriales) empleando Reactivo Fenton indican que la cantidad de materia orgánica convertida por unidad de H₂O₂ descompuesta aumenta con la temperatura en el intervalo 25ºC-130ºC [Zazo et al., 2011]. La viabilidad técnica y económica del proceso a alta temperatura también ha sido probada utilizando efluentes industriales de diversa naturaleza. En este sentido, la empresa española FMC Foret ideó en el año 1997 el proceso OHP (Oxidación Húmeda con Peróxido) que opera hasta 120ºC y 1,5 bar, y en la que se emplea una combinación de H₂O₂ y sales metálicas para tratar aguas residuales industriales.

Referencias

Al-Hayek N., Doré M. Oxidation of phenols in water by hydrogen peroxide on alumine supported iron. Water Res. 1990, 24, 973-982.

Andreozzi R., Caprio V., Insola A., Marotta R. Advanced oxidation processes (AOP) for water purification and recovery. Catal. Today 1999, 53, 51-59.

Melero J.A., Calleja G., Martínez F., Molina R., Pariente M.I. Nanocomposite Fe2O3/SBA-15: An efficient and stable catalyst for the catalytic wet peroxidation of phenolic aqueous solutions. Chem. Eng. J. 2007, 131, 245-251.

Molina C.B., Casas J.A., Zazo J.A., Rodriguez J.J. A comparison of Al-Fe and Zr-Fe pillared clays for catalytic wet peroxide oxidation. Chem. Eng. J. 2006, 118, 29-35.

Tatibouët J.M., Guélou E., Fournier J. Catalytic oxidation of phenol by hydrogen peroxide over a pillared clay containing iron. Active species and pH effect. Topics Catal. 2005, 33, 225–232.

Zazo J.A., Casas J.A., Mohedano A.F., Gilarranz M.A., Rodriguez J.J. Chemical pathway and kinetics of phenol oxidation by Fenton’s reagent. Environ. Sci. Technol. 2005, 43, 9295-9302.

Zazo J.A., Casas J.A., Mohedano A.F., Rodriguez J.J. Catalytic wet peroxide oxidation of phenol with a Fe/Active carbon catalyst. Appl. Catal. B. Environ. 2006, 65, 261-268.

Zazo J.A., Pliego G., Blasco S., Casas J.A., Rodriguez J.J. Intensification of the Fenton process by increasing the temperature. Ind. Eng. Chem. Res. 2011, 50(2), 868-870.