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Valoración de los beneficios económicos y ambientales derivados de la

eliminación de la salinidad en las aguas regeneradas

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 reutilización del agua residual se ha convertido en la mejor solución a los

problemas de estrés hídrico en las regiones áridas y semiáridas. Sin embargo, no se trata

de un proceso fácil ni exento de barreras. Las Estaciones de Depuración de Aguas

Residuales (EDARs) están diseñadas en la mayoría de los casos para eliminar

únicamente la fracción orgánica del agua residual. Por ello, en muchas de las plantas de

tratamiento el efluente presenta un alto contenido en sales que impide cualquier tipo de

reutilización y afecta negativamente a las masas de agua receptoras. Ante esta situación

surge la necesidad de evitar el daño ambiental y económico derivado del vertido de agua

con elevados niveles de salinidad. Este coste evitado podría interpretarse como un

beneficio tanto ambiental como económico, sobre todo en términos de producción

agrícola. En este trabajo se pretende cuantificar el beneficio asociado a la eliminación

de la salinidad en el efluente de las EDARs mediante el uso de una metodología basada

en el cálculo de precios sombra. El valor monetario de este beneficio ambiental y

económico deberá compararse con el coste de la tecnología necesaria para la

eliminación de la salinidad con el fin de determinar la viabilidad de la inversión. Se

presenta una aplicación empírica basada en una muestra de EDARs de la Comunidad

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Valenciana. Los resultados obtenidos son de gran utilidad para el proceso de toma de

decisiones ayudando a reducir las barreras que condicionan la reutilización.

Palabras Clave: Conductividad, reutilización, valoración económica, precios sombra,

beneficio ambiental, calidad de agua.

Clasificación JEL: Q53

1. Introducción

El estado actual de los recursos hídricos supone un reto a la hora de gestionar el

volumen de agua disponible. Dos de los problemas a los que se enfrenta la gestión

hídrica son, en primer lugar la carencia de agua para el regadío agrícola; y, en segundo

lugar, la mala calidad de los recursos hídricos disponibles. La calidad del agua es un

factor importante ya que determina su potencialidad de uso. Un factor que repercute

negativamente en la calidad del agua es la salinidad, la cual afecta directamente a la

capacidad de irrigación de las tierras en cultivo y al rendimiento de producción de la

cosecha (Woltersdorf et al., 2016).

El problema de la salinidad en el agua genera importantes consecuencias también a

nivel del suelo. A nivel mundial se estima que existen unas 950 millones de hectáreas

de suelo afectadas por la salinidad de origen antrópico (conductividad). Los principales

impactos que la conductividad tiene sobre el suelo se enumeran a continuación: (i)

reducción en la capacidad de producción; (ii) menor posibilidad de elección de cultivos

porque la tolerancia que tienen las plantas a la sal varía entre especies; (iii) el cultivo

tiende a absorber más agua; (iv) en los casos más extremos el suelo deja de ser apto para

la producción agrícola y las tierras acaban por ser abandonadas (FAO, 2016b; FAO,

2016a; Becerra-Castro et al., 2015; Goodman et al., 2013). Estos impactos convierten a

la sal en una amenaza para la agricultura; ya que de forma silenciosa el suelo

incrementa su concentración de sales. El lixiviado de sales es una técnica muy utilizada

3

para adecuar las tierras al cultivo1 (Letey et al., 2011). Al aumentar el volumen de agua

que llega al suelo favorece que las sales se alejen de la zona de crecimiento de las raíces

de las plantas. Sin embargo, el lavado de sales es una técnica poco viable en zonas

áridas y semiáridas, debido al clima (las altas temperaturas favorecen que las sales

asciendan) y a la disponibilidad limitada de agua (FAO, 2016a).

La tendencia que actualmente sigue la gestión hídrica pasa por utilizar el agua

regenerada como fuente de agua no convencional. El efluente de las EDARs es una

fuente de agua constante, fiable y con un volumen adecuado para el regadío

(Woltersdorf et al., 2016; Maaß and Grundmann, 2016; Becerra-Castro et al., 2015).

Incluirla disminuiría la presión que el ser humano ejerce sobre las masas de agua

potable (Norton-Brandão et al., 2013). La reutilización para regadío está ampliamente

documentada en la literatura (Grattan et al., 2015; Petousi et al., 2015; Abunada and

Nassar, 2015; Pilatakis et al., 2013). En el caso concreto de la Unión Europea, los

principales países que usan agua regenerada son España, Italia, Grecia, Chipre, Francia

y Portugal; ya que son los más influenciados por el clima árido y semiárido (Norton-

Brandão et al., 2013; Bernier et al., 2013). El total de agua regenerada que es usada en

Europa es de 964 millones de m3/año (2.4% de los efluentes de todas las EDARs

urbanas); mientras que en España se utiliza casi un tercio de volumen total del agua

reutilizada a nivel europeo, es decir, 347 millones de m3/año (BIO by Deloitte, 2015).

El principal problema que presenta la reutilización del efluente de las EDARs es su

calidad, asociada a la heterogeneidad en la composición del agua residual bruta (Quist-

Jensen et al., 2015). Las tecnologías convencionales de tratamiento centran sus

esfuerzos en la eliminación de la fracciones orgánica del agua residual a través de

sistemas biológicos de tratamiento (Bunani et al., 2013). Sin embargo, existen

1 El trabajo de Zarzo et al. (2013) evalúa la productividad de los cultivos de cítricos regados con agua

dulce desalada. Los resultados de su análisis muestran que la producción se incrementó hasta un 50%

mientras que, las necesidades de agua que tenían las plantaciones se redujeron hasta un 20%. Esto es

debido a que las sales acumuladas en el suelo son lavadas gracias al riego con agua de menor

concentración de sales; aumentando la calidad y la productividad del suelo.

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sustancias cuya estructura molecular impide que sean eliminadas durante el proceso de

tratamiento (Pedrero and Alarcón, 2009). Productos farmacéuticos y de higiene

personal, virus, metales pesados y la conductividad (Becerra-Castro et al., 2015). En

general su concentración en el agua residual es baja pero su impacto potencial, asociado

a su toxicidad, es alto (Cartagena et al., 2013).

El presente trabajo se centra en la conductividad del efluente de la EDAR. El agua

residual contiene más sales que el agua dulce, por lo que regar con agua residual (sin

regenerar) aporta una cantidad extra de sales al suelo (Becerra-Castro et al., 2015). La

presencia de sal en el agua residual tiene diversos orígenes: los procesos de intrusión

salina de las zonas costeras, los procesos industriales cuyos efluentes salinos son

vertidos a la red urbana de saneamiento y la fuerte evaporación del agua en regiones

áridas y semiáridas (Roy et al., 2016). De forma natural las plantas tienen mecanismos

de respuesta ante subidas en la concentración de sal, esos mecanismos permiten que la

planta sobreviva a ciclos salinos tanto del agua como del suelo. Sin embargo, las plantas

no están preparadas para concentraciones altas de sales que se manifiestan de forma

continuada. Es por esto que los niveles de conductividad en los efluentes de las EDARs

han de reducirse para asegurar que el uso de agua regenerada alcance su máxima

potencialidad y eficiencia (Goodman et al., 2013).

La forma más eficaz de eliminar las sales del agua residual es mediante la instalación de

un tratamiento terciario con ósmosis inversa, intercambio de iones o electrodiálisis

(Norton-Brandão et al., 2013). En España la desalación del efluente de las EDARs para

usos agrícolas supone el 13% del total de agua residual tratada a nivel nacional.

Encontramos ejemplos concretos de estas EDARs situadas en la zona Mediterránea,

como la EDAR de Benidorm, la del Mar Menor Sur y todas las EDARs de las Islas

Canarias. Son zonas con fuerte desarrollo agrícola pero con baja disponibilidad de agua

(convencional). En el trabajo de Cirelli et al. (2012) se analizan las consecuencias de

regar un cultivo de tomates con agua regenerada sometida a un tratamiento terciario

durante dos años. Los resultados demuestran que la calidad microbiológica del cultivo

no se ve alterada, ya que no hay presencia de bacterias de tipo fecal (E.coli). La

producción se incrementó en un 20% (al comparar con cultivos de tomates regados con

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agua convencional). El estudio llega a la conclusión de que con una gestión adecuada de

los riesgos asociados a la reutilización del agua residual (principalmente

microbiológicos y de contaminación química), estamos ante una alternativa más que

viable para incrementar el volumen de agua disponible para cultivo en las zonas áridas y

semiáridas. Estos resultados son relevantes ya que ratifican el uso de tecnologías de

tratamiento terciario para reducir la conductividad del efluente y permitir la utilización

del agua regenerada para regadío, potenciando la productividad de los cultivos y

disminuyendo el impacto ambiental (Woltersdorf et al., 2016; Pedrero et al., 2010).

Tal y como se ha comentado anteriormente, la presencia de sales en el suelo puede ser

la responsable del abandono de tierras de cultivo. Es evidente que la conductividad en el

agua provoca un claro impacto económico y ambiental. Ante esta situación se pueden

implementar metodologías para la valoración monetaria de estos efectos externos. Una

de las opciones metodológicas disponibles en la literatura es el cálculo del precio

sombra asociado a la presencia de la salinidad en el agua regenerada. 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

llamados 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).

La aplicación de la metodología de los precios sombra en relación a impactos

ambientales se ha centrado principalmente en dos áreas: aire y agua. Ambas tienen

como objetivo cuantificar el coste marginal de reducción de los contaminantes2. (i)

Contaminación del aire por CO2 y SO2; con el fin de establecer el valor de las tasas de

2 El coste de reducción de los contaminantes es considerado (bajo el enfoque de precios sombra) como el beneficio ambiental derivado de eliminar esos contaminantes del proceso de producción. Gracias a conocer el valor monetario asociado a su presencia se conoce el coste de “producirlos” (Molinos-Senante et al., 2010a). Si la empresa toma medidas para evitar ese coste se está produciendo un beneficio ambiental, porque esos contaminantes no son liberados al ecosistema. Por eso se considera que el resultado obtenido gracias a la implementación de la metodología de los precios sombra es una estimación del beneficio ambiental de eliminar la contaminación.

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emisión de carbón a las empresas. Esto supone una cuantificación del impacto que tiene

la regulación ambiental sobre las empresas, en tanto que es necesario mejorar

tecnológicamente el proceso de producción para reducir el grado de emisiones, tal y

como se establece en la legislación vigente (Wang et al., 2016; Xie et al., 2016;

Molinos-Senante et al., 2015; Zhou et al., 2015; Lee et al., 2014; Molinos-Senante et

al., 2013b; Wei et al., 2013; Aiken and Pasurka Jr., 2003). (ii) Contaminantes presentes

en las EDARs: sólidos en suspensión, DBO, DQO, nitrógeno y fósforo. Bajo este

contexto los precios sombra cuantifican el valor monetario de estos outputs no deseados

del proceso de tratamiento de agua residual, ya que la eficiencia de eliminación de estos

outputs no deseados no es del 100%.

La Directiva Marco del Agua (2000/60/CE) establece la necesidad de hacer un análisis

económico (coste – beneficio) de la gestión de las EDARs con el objetivo de conseguir

la recuperación total de los costes de la depuración. Implementar los precios sombra al

proceso de tratamiento del agua residual da como resultado un valor (en unidades

monetarias) que se puede incluir en el análisis coste-beneficio y que supone la

internalización de las externalidades ambientales (Garrido-Baserba et al., 2016; Djukic

et al., 2016; Molinos-Senante et al., 2013c; Molinos-Senante et al., 2011; Molinos-

Senante et al., 2010b; Hernández-Sancho et al., 2010).

Aplicando el enfoque de los precios sombra al agua regenerada, los outputs no deseados

vienen representados por la concentración de sales en el efluente de la EDAR; mientras

que el output deseado es el agua regenerada. Hasta donde conocemos, no existe en la

literatura ningún trabajo que haya calculado el precio sombra de la conductividad. Por

ello, el presente estudio tiene como objetivo principal implementar esta metodología

con el fin de obtener el precio sombra de la conductividad en el agua regenerada sobre

una muestra de EDARs de la Comunidad Valenciana. Además, como objetivo

secundario se llevará a cabo una estimación de la superficie potencialmente cultivable y

de los ingresos esperados gracias a la disponibilidad de agua regenerada totalmente apta

para el riego. La aportación a la literatura de nuestro estudio radica en que por primera

vez se lleva a cabo el cálculo de los precios sombra de la conductividad. Los resultados

obtenidos permitirán estudiar la viabilidad de poner en cultivo tierras que por problemas

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de salinidad habían quedado abandonadas y sin capacidad de generar ningún valor

económico.

2. Metodología

Se sigue el enfoque 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), siempre en función de la tecnología disponible (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). Se

define la función distancia al output según Shephard (1970) como:

, inf : / ∈ (1)

cumpliéndose que ∈ , 1.

Sea r = (r1,…,rM) el vector de precios de los outputs con r 0. Dado r, la función de

ingresos será:

, {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):

8

,

, (4)

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

absoluto del precio sombra .

Las funciones distancia utilizadas en el análisis pueden ser obtenidas de diversos

modos, pero el más habitual es mediante la programación lineal no paramétrica y

determinística (no estocástica). Entre sus ventajas está la de no suponer ninguna forma

funcional para la función de producción y adaptarse a procesos en los que se empleen

múltiples inputs para generar diversos outputs simultáneamente. Siguiendo el enfoque

de Färe et al. (1993) se procede a parametrizar la función distancia como una función

translog.

ln , ln

ln

12 ´

´ ln ln ´

12 ´

´ ln ln ´

ln ln

(5)

Para calcular los parámetros de la función distancia , , se resuelve el siguiente

programa lineal (Färe et al., 1993):

9

ln , ln 1

(6)

Sujeto a:

ln , 0,∀ 1, … ,

(6.a)

,

ln

0,∀ 1, … , .

∀ 1,… , .

(6.b)

,

ln

0,∀ 1, … , .

∀ 1,… , .

(6.c)

1

´

´

0, ∀ 1,… , .

∀ 1, … , .

(6.d)

´ ´ ,∀ 1, … ,

∀ , 1, … ,

´ ´ ,∀ 1, … ,

∀ ´ 1, … , (6.e)

10

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, que sea lo más próxima a cero posible.

La primera restricción, la dada por la ecuación (6.a), implica que las unidades estarán

por debajo o formando parte 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 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

Se ha tomado una muestra de 24 EDARs de la Comunidad Valenciana las cuales

destacan por el elevado valor de conductividad en el efluente (con un rango que se

encuentra entre los 2.500 – 8.000 dS/cm). Estos altos niveles de conductividad vendrían

motivados por los fenómenos de intrusión marina, por los vertidos industriales a la red

de saneamiento y por procesos de contaminación difusa (de origen agrícola e industrial).

Para implementar la metodología de los precios sombra sobre la conductividad se hace

necesario considerar los costes de funcionamiento, así como el volumen de agua tratada

y la concentración de contaminantes. Por otro lado, cabe señalar que las unidades de la

conductividad vienen dadas en dS/cm, de forma que para los cálculos posteriores se han

convertido a kg/año partiendo de la equivalencia de que 1dS/cm = 0,64 mg/L. En la

Tabla 1 se recogen los valores medios de la muestra.

Tabla 1. Valores medios de la muestra de EDARs considerada. Energía (€/año)

Personal (€/año)

Reactivos y Mantenimiento (€/año)

Residuos (€/año)

Caudal tratado (m3/año)

Conductividad (dS/cm)

236.700 277.697 144.088 65.953 3.050.292 3.340

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4. Resultados y Discusión

El resultado de la implementación de la metodología de los precios sombra sobre los

valores de conductividad de la muestra está recogido en la Tabla 2. Tal y como se ha

comentado anteriormente, se relaciona al output deseado con el output no deseado

mediante su precio de mercado. En este caso se ha tomado el valor del agua regenerada

de 1,5 €/m3 obtenido del trabajo de Hernández-Sancho et al. (2010). Cabe señalar que el

valor medio de conductividad de la muestra está reflejado en kg/año con el fin de

homogeneizar unidades. Esta conversión permite ver que la cantidad de sales que se

vierten al ecosistema es alarmante (6.519.633,5 kg/año). Mediante la aplicación de la

metodología anteriormente expuesta se obtiene un precio sombra asociado a la salinidad

de 62 €/kg, lo que significa que por cada kilogramo de sal eliminado del efluente se

obtiene un beneficio ambiental de 62 €. Este resultado ya supone un motivo suficiente

para que las autoridades públicas promuevan mejoras tecnológicas que eviten el

impacto ambiental que genera la salinidad en el efluente de las EDARs.

Como se ha comentado anteriormente, los outputs no deseados que se han considerado

tradicionalmente en las EDARs son sólidos en suspensión, DQO, nitrógeno y fósforo.

Entre éstos, los más importantes son el nitrógeno y el fósforo, debido a que el impacto

que provocan sobre el medio ambiente es mayor (eutrofización). En el trabajo de

Molinos-Senante et al. (2011) se observa que el precio sombra del nitrógeno es de 35

€/kg y el precio sombra del fósforo es de 82 €/kg. En función de estos resultados, y

teniendo en cuenta que el resultado obtenido para el precio sombra de conductividad es

de 62 €/kg, podemos afirmar que nuestro resultado es coherente con los estudios previos

y refleja la importancia que tiene la reducción de la concentración de sales en el efluente

de las EDARs.

El precio sombra es una estimación del valor económico que tendría dejar de verter

sales en el efluente de las EDARs. De tal forma que, teniendo en cuenta el caudal medio

de la muestra y la cantidad media de sales presentes en la EDAR se obtiene el valor de

beneficio ambiental. Ese beneficio ambiental es la cuantificación del valor monetario de

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las externalidades positivas que se obtendrían si se eliminaran las sales. Tal y como se

observa en la Tabla 2, el beneficio ambiental se ha representado en €/año y en €/m3. La

cuantificación del beneficio ambiental realizada a partir de los precios sombra supone

una valoración económica objetiva, la cual permite ser incluida en los estudio de

viabilidad (tal y como se ha hecho en la segunda parte del artículo). El resultado de

403.954.370 €/año es un valor de beneficio ambiental que justifica la mejora

tecnológica en las EDARs con el fin de reutilizar el agua depurada para riego agrícola.

Tabla 2. Resultados obtenidos de la implementación de la metodología de los precios sombra. Precio sombra (€/kg) 62

Beneficio ambiental (€/año) 403.954.370Beneficio ambiental (€/m3) 264,9

La hipótesis que se ha planteado a lo largo de todo el estudio es que los suelos con una

concentración de sales elevada pierden su capacidad de producción agrícola, lo que

genera consecuencias negativas tanto económicas como ambientales y sociales. El uso

de agua regenerada con una conductividad baja tendría un doble efecto sobre esas

tierras: lavar las sales acumuladas y recuperar la capacidad productiva de ese suelo. Los

precios sombra nos han permitido justificar que existe un beneficio ambiental real al

eliminar las sales del efluente de las EDARs. El siguiente paso consiste en estimar los

resultados del escenario en el cual se ponen en cultivo las tierras abandonadas debido a

su elevada conductividad. Ese escenario considera que se va a implementar una mejora

tecnológica en todas las EDARs de la muestra gracias a la instalación de un tratamiento

terciario por ósmosis inversa. Se considera que el 100% del caudal de permeado (que

supone el 50% del caudal de salida del tratamiento secundario) es regenerado. El

volumen de agua regenerada determinará las hectáreas de tierra cultivable. Desde el

punto de vista del agricultor, este escenario pretende cuantificar qué impacto tendría el

cultivo de tierras cuya salinidad no genera beneficios económicos, a través del uso de

agua regenerada (la cual reduce el volumen de agua potable consumido). Se propone el

cultivo de hortalizas en base que el rendimiento esperado para este cultivo en el ámbito

español es de 17,2 T/ha, con un precio medio de venta de 413 €/T (MAAM, 2016);

además de su capacidad de rotación estacional (Dominguez-Vivancos, 2016). Ello

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permite que el agricultor pueda mantener su actividad a lo largo del año, ajustando su

cosecha a las hortalizas de temporada. Por lo tanto, este cultivo supondría una opción

viable para poner en producción aquellas tierras abandonadas por la falta de agua y los

problemas de salinidad. En la Tabla 3 se muestran los resultados de la estructura de

costes y de los ingresos esperados para el caso del cultivo de hortalizas.

Un aspecto esencial a tener en cuenta y que está directamente relacionado con el

propósito de nuestro trabajo son las necesidades de riego que tendrá el cultivo. Según

los datos del Instituto Nacional de Estadística (2016), el requerimiento general de riego

para las hortalizas es de 5.606 m3/ha. Teniendo en cuenta que el caudal de agua

regenerada disponible para el conjunto de depuradoras de la muestra es de 3.050.292

m3/año, se concluye que la superficie regable podría alcanzar las 544 ha/año.

A partir del dato de superficie regable disponible, se pueden obtener los valores de la

producción esperada de hortalizas, de los kilogramos necesarios de fertilizantes y de los

costes asociados. A su vez, se tiene en cuenta que el requerimiento medio de

fertilizantes que tiene un cultivo de hortalizas es de 145 kg/año (Dominguez-Vivancos,

2016). Tal y como se recoge en la Tabla 3, los costes totales de fertilizante (para la

superficie considerada) ascienden a los 31.479 €/año.

Otro coste que debe considerarse en la producción agraria es el precio del agua

regenerada. Hay que resaltar que, al estar reutilizando el agua para un uso productivo,

esa agua debe estar sujeta a una tarifa que deberá ser pagada por los agricultores a los

cuales vaya destinada. Tomando como referencia el trabajo de Molinos-Senante et al.

(2013a), en el cual se destaca la variabilidad de precios que tiene el agua regenerada en

los diferentes países y para los diferentes usos, se propone una tarifa de 0.5 €/m3. De

esta forma los costes de riego con el agua regenerada, con un valor bajo de

conductividad, ascienden a 1.525.146 €/año para la totalidad de la superficie propuesta.

Si se compara este valor con los ingresos esperados para los agricultores, se demuestra

que los beneficios de poner en cultivo unas tierras hasta ahora improductivas son

superiores a los costes asociados a la producción agraria (fertilizantes y riego). Resaltar

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también que aquí se está representando un escenario cuyos componentes muestran una

significativa variabilidad.

Tabla 3. Estructura de costes de referencia del escenario propuesto. Agua disponible Caudal medio EDARs (m3/año) 3.050.292

Cultivo de hortalizas

Rendimiento medio del cultivo de hortalizas (T/ha) 17,2 Precio de mercado medio de las hortalizas (€/T) 413

Requerimiento general de riego (m3/ha) 5.606 Superficie regable disponible (ha/año) 544

Producción de hortalizas esperada (T/año) 9.371 Requerimiento medio de fertilizantes (kg/año) 145 Kilogramos necesarios de fertilizante (kg/año) 78.993 Costes de fertilización de la superficie(€/año) 31.479 Tarifa propuesta del agua regenerada (€/m3) 0,5 Coste de riego con agua regenerada (€/año) 1.525.146

Ingreso esperado de la venta de la cosecha (€/año) 3.870.342

Ósmosis inversa (valores medios)

Coste de inversión (€) 3.130.248 Coste de operación y mantenimiento (€/año) 499.153

Coste energético (€/año) 28.243 Coste de producción de agua (€/m3) 0,6

Como parte fundamental de la estructura de costes asociada al uso de agua regenerada

para riego, no solo hay que tener en cuenta el proceso de producción agraria, sino que

también debemos considerar la mejora tecnológica de las EDARs. Para este supuesto se

ha considerado la implementación de un tratamiento terciario por ósmosis inversa (OI)

posterior al tratamiento secundario (Bunani et al., 2013). Con el fin de estimar los

costes de inversión, energéticos y de operación y mantenimiento de la OI se han

utilizado las funciones de coste recogidas en el trabajo de Marcovecchio et al. (2005).

Estas funciones de coste consideran ampliamente todos los aspectos que intervienen en

la instalación y en el funcionamiento de la OI. En la Tabla 3 se recogen los resultados

medios de la implementación de las funciones de coste para la muestra considerada y

los resultados de los costes de inversión (€), los costes energéticos (€/año) y los costes

de operación y mantenimiento (€/año). El coste de producción de agua (€/m3) se ha

obtenido del estudio de Caledera et al. (2016).

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Llegados a este punto es posible plantear un estudio de viabilidad basado en un análisis

coste-beneficio (ACB) incluyendo los valores de la Tabla 2 (externalidades

ambientales) y de la Tabla 3 (estructura de costes y beneficios por EDAR del escenario

propuesto). Este ACB sigue la línea de los estudios llevados a cabo por Molinos-

Senante et al. (2013b; 2011; 2010a). De esta forma se evalúa, en primer lugar la

viabilidad de mejorar tecnológicamente las EDARs de la muestra gracias a la

instalación de un sistema de OI para eliminar las sales del efluente. Lo cual permitirá

que el agua pueda ser utilizada para poner en cultivo aquellas tierras abandonadas por

sus problemas de conductividad. Bajo esta hipótesis se incluye el valor del precio

sombra de la conductividad calculado previamente, como estimación del beneficio

ambiental derivado de eliminar las sales del efluente de las EDARs de la muestra

(resultados en la Tabla 4). En segundo lugar se lleva evalúa la viabilidad de la puesta en

cultivo de las 544 ha que me permite regar el volumen de agua regenerada del que se

dispone. En este caso se consideran los costes y beneficios contables en tanto que el

agricultor únicamente deberá hacerse cargo del mantenimiento de la producción

agrícola (resultados en la Tabla 5). Para ambos análisis se ha considerado una vida útil

de 25 años ya que es la vida útil de la tecnología de OI, una inflación del 2%, una tasa

de descuento del 3,5% y un tipo de interés del 2%.

Tabla 4. Resultados del análisis coste-beneficio de la instalación del sistema de OI para el total de la muestra. Costes (€) Beneficios (€)

Inversión Op&Manten Prod. agua Energía Tarifa Externo (ambiental) VAN (€) 75.125.962 15.655.461 28.700.871 886.114 23.917.393 15.618.211.940 11.756.074.052

Tabla 5. Resultados medios del análisis coste-beneficio de la puesta en cultivo de las 544 ha regables con el volumen de agua de la muestra.

Costes (€) Beneficios (€)Fertilizantes Tarifa Cosecha VAN (€)

41.138 996.558 5.057.904 3.076.290

Los resultados asociados al ACB de la OI revelan la viabilidad de su instalación en las

24 EDARs consideradas debido a que la influencia del beneficio ambiental es

significativa. Este valor tan elevado reitera la importancia y el impacto negativo que

tiene la salinidad en el ecosistema. Desde un punto de vista meramente económico la

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inversión en la OI no estaría justificada, ya que el beneficio directo obtenido de la tarifa

no sería suficiente para cubrir los costes. Esta situación abre una nueva vía de

investigación futura, la cual consistiría en determinar qué valor de tarifa sería el

adecuado para conseguir la recuperación (total) de los costes de la OI. Sin embargo, este

artículo pretende demostrar que la inclusión de las externalidades a través de la

metodología de los precios sombra es posible. Queda patente el impacto que tiene la

inclusión del beneficio ambiental en los procesos de valoración económica de la

reutilización del agua residual. Tal y como refleja la Tabla 4, el beneficio externo

(ambiental) que se consigue al eliminar las sales del efluente en las 24 EDARs de la

muestra asciende a los 15.618 m€; ya que la concentración de sales de la muestra es de

6.519.634 kg/año. Gracias a la consideración de las externalidades ambientales

(eliminación de sales en el efluente), el ACB del escenario propuesto resulta viable, con

un beneficio neto global de 11.756 m€.

Los resultados del ACB de la puesta en cultivo de las 544 ha disponibles (Tabla 5)

refleja que es viable utilizar el agua regenerada disponible para el regadío de hortalizas,

con un beneficio neto global de 3.076.290 €. Los costes en los que incurrirá el agricultor

(fertilización y pago de la tarifa del agua) son menores que el beneficio que obtendrá de

vender la cosecha. En este escenario únicamente se han considerado los costes y

beneficios contables ya que los agricultores reciben el agua regenerada sin

conductividad, solo han de pagar la tarifa asociada al uso de la OI en las EDARs.

Ambos ACB demuestran la viabilidad de los escenarios propuestos, de tal forma que la

reducción del impacto gracias a la eliminación de la salinidad en las EDARs analizadas

y el fuerte potencial del efluente de las EDARs para reutilización en riego agrícola

queda demostrado a través de la implementación de la metodología de los precios

sombra. El cultivo de estas tierras reportará un beneficio directo al agricultor y un

beneficio ambiental, en tanto que la cantidad de sales que se acumularán en el suelo será

mucho menor. Es en este punto donde cobran relevancia la inclusión de las

externalidades ambientales a través de los precios sombra. Resulta evidente la influencia

de las externalidades ambientales en la viabilidad ya que si no fueran consideradas en el

análisis, los costes superarían a los beneficios y, por tanto, no se justificaría la mejora

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tecnológica de las EDARs. Este escenario tendría una repercusión negativa que iría más

allá de las EDARs, en tanto que no se llevaría a cabo la recuperación de los suelos

abandonados y su impacto ambiental y social seguiría sucediéndose. Por un lado, no se

recuperarían las condiciones ecosistémicas y por el otro lado no se generarían ingresos

derivados de la puesta en cultivo de dichas tierras.

5. Conclusiones

El uso de agua regenerada con bajo contenido en sales para riego tiene dos beneficios

claramente diferenciables. En primer lugar, encontramos el beneficio ambiental que

surge por la mejora en la calidad del agua. Este beneficio, calculado a través de los

precios sombra, implica una reducción del impacto directo sobre el entorno. Además,

permite el lavado de sales en los suelos contaminados, gracias a lo cual se recupera la

estructura del suelo y el equilibrio biológico del ecosistema. El uso del agua regenerada

como fuente de agua no convencional supone que la demanda y el consumo de agua

dulce se reduce. En segundo lugar, se encuentra el beneficio económico directo. Es

necesario considerar que existen tierras que están abandonadas y que tendrían un

elevado potencial para ser cultivadas. Esto es debido a la falta de agua y, en ocasiones, a

una elevada concentración de sales en el suelo, de forma que el crecimiento de las

plantas se vuelve inviable. Ante esta situación el agricultor no puede desarrollar su

actividad teniendo que renunciar a su principal medio de vida.

Los resultados de nuestro estudio demuestran que el uso de agua regenerada con baja

conductividad permite poner en cultivo tierras abandonadas. A partir de la metodología

de los precios sombra se ha obtenido el precio sombra de la salinidad, de tal forma que

se obtiene una estimación del beneficio ambiental derivado de eliminar las sales del

efluente de las EDARs. La novedad de esta implementación y del resultado obtenido

amplía la literatura existente sobre precios sombra, y se convierte en la primera vez que

se considera a la conductividad dentro de este tipo de análisis.

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En la segunda parte del estudio se ha llevado a cabo una estimación de los costes y

beneficios derivados de la puesta en cultivo de aquellas tierras que fueron abandonadas

por falta de agua y por problemas de salinidad. Dicho estudio parte de la idea de que, si

se pretende utilizar el agua regenerada para riego, ésta debe tener una conductividad

baja con el fin de hacer viable el cultivo agrícola. Para este escenario se plantean los

costes asociados a la implementación de un tratamiento terciario por ósmosis inversa

junto con los costes y beneficios derivados de la explotación agrícola de las tierras

abandonadas proponiendo el cultivo de hortalizas. Los resultados del análisis

demuestran la viabilidad del uso del agua regenerada para cultivo, en tanto que los

beneficios obtenidos de forma global superan a los costes necesarios para la producción

del agua regenerada.

La relevancia de nuestros resultados viene dada por la internalización de las

externalidades ambientales en el análisis de viabilidad. El cálculo del precio sombra

permite la valoración monetaria del beneficio ambiental que supone la eliminación de

las sales del agua regenerada. Este resultado es el que permite que el escenario

planteado sea viable, ya que si se excluyese este beneficio externo del análisis de

viabilidad los costes globales superarían a los beneficios obtenidos. Bajo esta situación

no se plantearía la mejora tecnológica de las EDARs para reducir la conductividad ya

que no habría justificación económica y social que avalara la inversión. Por lo tanto,

según la estimación llevada a cabo en este trabajo se concluye que la metodología de los

precios sombra supone una herramienta de gran utilidad a la hora de llevar a cabo la

valoración monetaria de los bienes y servicios ambientales. Permite, por un lado, la

inclusión de las externalidades ambientales en los estudios de viabilidad y en el proceso

de toma de decisiones; y permite, por otro lado, obtener de forma objetiva el valor de

los bienes y servicios ambientales en unidades monetarias.

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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