La Huella Ecológica del agua industrial en territorios insulares: sostenibilidad versus resiliencia

Tesis Doctoral La Huella Ecológica del agua industrial en territorios insulares: Sostenibilidad versus Resiliencia Mª Fátima Campos García Las Palmas de Gran Canaria, 2013 Universidad de Las Palmas de Gran Canaria. Departamento de Filología Moderna Dedicatoria. A mis padres, Pepita y Antonio, y a Juan, mi aliento en tiempos de flaqueza. Gracias por el apoyo incondicional. Fátima. xiv xv  Índice de contenidos: Introducción. 1 1. La evolución de la Sostenibilidad en la sociedad contemporánea. 13 1.1. Introducción. 13 1.2. El Desarrollo Sostenible y sus indicadores. 18 1.2.1. La operatividad del desarrollo sostenible: modelos de sostenibilidad. 19 1.2.2. Los indicadores para diseñar y evaluar estrategias sostenibles. 25 1.3. La Huella Ecológica. 28 1.3.1. Qué mide la Huella Ecológica: áreas bioproductivas. 30 1.3.2. Metodologías de cálculo. 37 1.3.3. Análisis crítico del indicador. 43 1.3.4. Dimensión educativa: comunicación y transformación social. 47 1.4. La Resiliencia en sistemas socio-ecológicos. 49 1.5. Conclusiones parciales. 52 Anexo 1.1: El enfoque pragmático de la Escuela de Londres: la preocupación por hacer operativo el desarrollo sostenible. 316 Anexo 1.2:.Estructura de los cálculos de Huella Ecológica y Biocapacidad. 321 2. El agua como protagonista de la gestión sostenible. 56 2.1. Introducción. 56 2.2. El agua en los sistemas naturales y sociales. 59 2.2.1. El discurso de la “escasez”. 62 2.3. Los enfoques de la gestión del ciclo del agua. 64 2.3.1. El Análisis de Ciclo de Vida como herramienta de planificación hidrológica. 66 xvi 2.3.2. La gestión integrada de los recursos hídricos: La Directiva Marco del Agua 68 2.3.3. La Huella del Agua. 72 2.3.3.1. Análisis de las estimaciones de la Huella del Agua versus la Huella Ecológica. 75 2.3.4. La Huella Ecológica del Agua. 77 2.4. Los procesos industriales para la obtención de agua dulce. 78 2.4.1. La desalación por ósmosis inversa. 79 2.4.1.1. Factores físico-químicos relevantes de la tecnología. 82 2.4.1.2. Impacto ambiental de las desaladoras de OI. 87 2.4.2. Los sistemas de depuración natural. 91 2.5. Conclusiones parciales. 105 3. Las Islas Canarias: Especificidades del ámbito de estudio. 109 3.1. Introducción. 109 3.2. La Caracterización energética del territorio insular. 111 3.2.1. Mix-eléctrico regional e insular. 112 3.2.2. Transporte y energía. 123 3.3. El Balance Hídrico Insular natural e industrial. 125 3.3.1. Binomio agua-energía. 133 3.3.2. Desalación y desalobración. 136 3.3.3. Depuración en sistemas convencionales y no convencionales. 149 3.4. Adaptaciones metodológicas y fuentes de información. 153 3.4.1. Huella del territorio agrícola. 154 3.4.2. Huella del pastoreo. 158 3.4.3. Huella del comercio agropecuario. 162 3.4.4. Huella forestal. 163 3.4.5. Huella pesquera. 166 xvii 3.4.6. Huella de carbono. 169 3.4.7. Huella del territorio construido. 172 3.4.8. Biocapacidad. 175 3.4.9. Factores de rendimiento. 180 3.4.10. Factores de equivalencia. 181 3.5. Conclusiones parciales. 183 Anexo 3.1: Mapas eólicos insulares. 321 Anexo 3.2: Demarcaciones hidrográficas. 327 Anexo 3.3: Estadísticas del agua en Canarias. 328 Anexo 3.4: Formulación Huella Ecológica: Niveles de cálculo. 344 Anexo 3.5: Descripción de las hoja cálculo Excel. 357 Anexo 3.6: Fuentes de datos para los cálculos de la Huella Ecológica. 428 Anexo 3.7: Estructura de cálculo de la Huella Ecológica. 435 4. La Huella Ecológica de las Islas Canarias. 185 4.1. Introducción. 185 4.2. Los consumos de recursos naturales en el territorio. 188 4.2.1. Huella ecológica aplicada al turismo. 189 4.2.2. Huella Ecológica de los recursos consumidos en Canarias. 193 4.2.2.1. Consumo de recursos agrícolas. 200 4.2.2.2. Consumo de pastos y comercio pecuario. 203 4.2.2.3. Consumo de recursos forestales. 207 4.2.2.4. Consumo de recursos pesqueros. 211 4.2.2.5. Consumo de recursos energéticos. 215 4.2.2.6. Territorio construido. 218 4.3. La Biocapacidad del archipiélago. 222 4.4. El Déficit Ecológico y sus potenciales compensaciones. 233 4.5. Conclusiones parciales. 239 xviii Anexo 4.1: Extracto de la Huella Ecológica en España según el MMA. 443 Anexo 4.2: Datos forestales del MMA. 448 Anexo 4.3: Huella Ecológica de España en Europa. 453 5. La Huella Ecológica del agua desalada en Canarias. 241 5.1. Introducción. 241 5.2. La Huella Ecológica del agua desalada. 242 5.3. La desalación con energía fósil versus eólica. 255 5.4. Los efectos de la desalación sobre la Biocapacidad del territorio. 261 5.5. Conclusiones parciales. 266 6. Una propuesta de gestión resiliente del agua desalada y depurada. 268 6.1. Introducción. 268 6.2. La Huella Ecológica del agua depurada. 269 6.3. La depuración convencional versus humedales artificiales. 271 6.4. La enmienda del Déficit Ecológico como factor de resiliencia. 275 6.5. Conclusiones parciales. 280 Conclusiones finales y Futuras Líneas de Investigación. 283 Bibliografía consultada. 290 Anexos. 315 xix  Índice de Gráficas: Nota: La numeración con más de dos dígitos corresponde a los Anexos. Gráfica 1.1: La Curva de Kuznets Ambiental. 21 Gráfica 1.1.1: La Economía Lineal. 316 Gráfica 1.1.2: La generación de residuos del sistema económico. 317 Gráfica 1.1.3: Representación simple de la Economía Circular. 318 Gráfica 1.1.4: Los Recursos Renovables y No Renovables. 318 Gráfica 1.1.5: Representación ampliada de la Economía Circular. 319 Gráfica 2.1: Membranas asimétricas: integral y compuesta. 83 Gráfica 2.2: Impacto ambiental de la desalación por OI. 88 Gráfica 2.3: Tecnología convencional versus depuración natural. 93 Gráfica 2.4: Esquema de Tanque Imhoff (a) y Fosa Séptica de dos compartimentos (b). 97 Gráfica 2.5: Esquema del diseño de un humedal construido de flujo superficial libre. 99 Gráfica 2.6: Esquema del diseño de un humedal de flujo subsuperficial: horizontal (a) y vertical (b). 100 Gráfica 2.7: Esquema de humedal híbrido (FSV-FSH). 103 Gráfica 3.1: Situación geográfica de las Islas Canarias. 110 Gráfica 3.2: Evolución del mix eléctrico español en kWh y en %. 113 Gráfica 3.3: Configuración general del parque de generación eléctrica en Canarias según % de participación (2005). 115 Gráfica 3.4: Estructura tecnológica del parque de generación en Canarias (2005). 120 Gráfica 3.5: Comparación del ratio potencia/población con el resto del mundo (2005). 122 Gráfica 3.6: Comparación del ratio potencia/población con otras comunidades autónomas. Años 2004 y 2005. 123 xx Gráfica 3.7: Distribución de los volúmenes de agua suministrados por sectores. 129 Gráfica 3.8: Captación Agua Canarias 2005. 134 Gráfica 3.9: Plantas de desalación de agua de mar construidas desde 1960 a 1985 (se consideran plantas con capacidad de desalación al menos de 700 m3/d). 138 Gráfica 3.10: Plantas de desalación de agua de mar construidas a partir de 1985 hasta la actualidad (se consideran plantas con capacidad de desalación al menos de 700 m3/d). 138 Gráfica.3.11: Volumen de agua desalada en Canarias (2005). 143 Gráfica 3.12: La OI en Canarias (2005). 144 Gráfica 3.13: Emisiones vinculadas a la producción eléctrica en Canarias (2005). 146 Gráfica 3.14: La desalación en Canarias (2005). 146 Gráfica 3.15: Evolución de la reutilización de agua depurada en Canarias. 150 Gráfica 3.16: Distancias marítimas a la costa según zonas. 178 Gráfica 3.17: Superficie oceánica vinculada a las islas. 179 Gráfica 3.7.1: Estructura de cálculo de la huella agrícola. 435 Gráfica 3.7.2: Estructura de cálculo de la huella de pastoreo. 436 Gráfica 3.7.3: Estructura de cálculo de la huella del comercio pecuario. 437 Gráfica 3.7.4: Estructura de cálculo de la huella forestal. 438 Gráfica 3.7.5: Estructura de cálculo de la huella pesquera. 439 Gráfica 3.7.6: Estructura de cálculo de la huella energética. 440 Gráfica 3.7.7: Estructura de cálculo de la huella construida. 441 Gráfica 3.7.8: Estructura de cálculo de la Biocapacidad. 442 Gráfica 4.1: Huella Ecológica por componentes de Canarias (2005). 197 Gráfica 4.2: Huella Ecológica por componentes de España (2005). 197 Gráfica 4.3: Evolución de la Huella Ecológica Agrícola de España (1995-2005). 202 Gráfica 4.4: Evolución de la huella ecológica ganadera española (1995-2005). 206 Gráfica 4.5: Evolución de la huella ecológica forestal española (1995-2005). 209 Gráfica 4.6: Evolución de la huella ecológica pesquera española (1995-2005). 214 Gráfica 4.7: Evolución de la huella energética española por consumo energético. 217 xxi Gráfica 4.8: HE del consumo energético en España por componentes. 218 Gráfica 4.9: La Huella Ecológica del suelo artificializado (gha/hab.). 220 Gráfica 4.10: Evolución de la huella por suelo artificializado de España. 221 Gráfica 4.11: Biocapacidad Canarias 2005. 223 Gráfica 4.12: % Biocapacidad en Canarias (2005). 230 Gráfica 4.13: % Biocapacidad en España (2005). 230 Gráfica 4.14: Evolución del déficit ecológico en Canarias (gha/hab). 235 Gráfica 4.15: Evolución del déficit ecológico en España (gha/hab.). 235 Gráfica 4.16. Factores vinculados a la pérdida de diversidad vegetal en islas oceánicas. 237 Gráfico 4.2.1: Capacidad de fijación de CO2 de la superficie forestal (Tm CO2). 448 Gráfico 4.2.2: Incremento de la capacidad de fijación de CO2 de la superficie forestal (%). 449 Gráfico 4.2.3: Superficie arbolada según Inventario Forestal (2000): arbolado y arbolado ralo (km2). 450 Gráfico 4.2.4: Relación entre el volumen de leñas y la superficie arbolada. 451 Gráfico 4.2.5: Relación entre el volumen maderable y la superficie arbolada. 452 Gráfica 5.1: Consumos energéticos de las diferentes etapas de la OI. 244 Gráfica 5.2: Costes de producción agua desalada en Canarias. 245 Gráfica 5.3: Huella ecológica producción (gha) Canarias (2005). 256 Gráfica 5.4: Huella ecológica producción (gha) con desalación a 5kWh/m3. 257 Gráfica 5.5: Huella ecológica producción (gha) con desalación a 3 kWh/m3. 258 Gráfica 5.6: Huella producción energética (gha) con desalación a 5 kWh/m3. 258 Gráfica 5.7: Huella producción energética (gha) con desalación a 3 kWh/m3. 258 Gráfica 5.8: HE Producción (gha) con desalación eólica a 3 kWh/m3. 260 Gráfica 5.9: HE Producción (gha) con desalación eólica a 5 kWh/m3. 261 Gráfica 6.1. Esquema simplificado de la depuración biológica aerobia de aguas residuales. 270 xxii xxiii  Índice de Tablas: Nota: La numeración con más de dos dígitos corresponde a los Anexos. Tabla 1.1: Los factores de equivalencia para 2005. 32 Tabla 1.2: Factores de rendimiento nacionales y globales (2005). 33 Tabla 2.1: Ejemplos de caracterización de agua de alimentación. 80 Tabla 2.2: Caracterización del agua de alimentación según contenido en sal. 81 Tabla 2.3: Composición de agua de alimentación y salmuera en Bocabarranco en GC. 91 Tabla 2.4: Humedales artificiales en el mundo y tipos de efluentes vertidos. 95 Tabla 3.1: Configuración del parque de generación de cada isla (2005). 113 Tabla 3.2: Configuración del parque de generación del archipiélago (2005). 115 Tabla 3.3: Estructura tecnológica del parque de generación que utiliza productos petrolíferos, Canarias (2005). 116 Tabla 3.4: Estructura tecnológica del parque de generación que utiliza productos petrolíferos, por islas (2005). 117 Tabla 3.5: Factores de conversión a unidades energéticas. 118 Tabla 3.6: Factores de conversión a Tm de CO2 evitadas. 119 Tabla 3.7: Distribución de los volúmenes de agua suministrados por sectores. 129 Tabla 3.8: Captación de agua en Canarias (2005). 133 Tabla 3.9: La producción de agua desalada (2002). 135 Tabla 3.10: Fuentes de energía para la desalación en Canarias (2000). 136 Tabla 3.11: Mejoras en la eficiencia energética de las desaladoras de OI en Canarias. 140 Tabla 3.12: Estimación del consumo eléctrico de la desalación por OI con ERD. 142 Tabla 3.13: Volumen de agua desalada en Canarias (2005). 143 Tabla 3.14: Mix-eléctrico insular y regional en Canarias (2005). 145 xxx 1 Introducción. En la actualidad la humanidad consume los recursos naturales de la Tierra a un ritmo sin precedentes y casi sin control, lo que parece estar conduciendo a desastres ecológico en el conjunto del planeta: calentamiento global, pérdidas o invasiones de hábitats, destrucción de biodiversidad, contaminación del aire, de la tierra y del agua, que alteran gravemente la composición orgánica del medio ambiente. Las causas parecen estar relacionadas con el aumento de la población, el tipo de agricultura, la extracción de combustibles fósiles, la combustión de estos para la obtención de energía que demanda la industria, el transporte o el consumo humano. Se impone pues una mejora en el seguimiento y en la gestión de los recursos naturales y de los procesos y ritmos a los que estos se obtienen, tanto como al control de los residuos que se re-emiten al medio ambiente. Entender y resolver este tipo de problemas es esencial para la sostenibilidad y supervivencia en el tiempo de todas las formas de vida que conforman la biosfera. Pero, aunque el problema estuviera bien definido, la gestión de sistemas de tipo socioecológicos puede resultar una tarea casi imposible, debido a la complejidad de estos. Tal complejidad se debe no sólo al tamaño de estos sistemas, sino a las interacciones fuertemente no lineales entre sus elementos, lo que introduce grandes incertidumbres en sus respuestas ante cualquier perturbación, con fuerte dependencia de las condiciones iniciales y, por tanto, creando grandes discrepancias entre los problemas que se plantean y las soluciones posibles, que no son, de manera alguna, únicas. Pero una de las claves de la robustez y supervivencia de estos sistemas es su capacidad de adaptarse a un entorno cambiante. Por tanto, proteger y mejorar esta capacidad debe acompañar siempre a cualquier intervención cuyo interés sea la resolución de estos problemas. Nos enfrentamos pues a dos cuestiones: la transformación del sistema, lo que implica la creación de un sistema nuevo; con nuevos componentes y con relaciones distintas entre ellos, o fortalecer su resiliencia. La resiliencia (concepto introducido por primera en este marco por Crawford Holling en 1973) es la capacidad de un sistema para responder a perturbaciones externas y permanecer, a través del tiempo, con la misma estructura y funciones, para coevolucionar con el medio que le rodea o utilizar tales impactos en beneficio propio. Es decir, la resiliencia es un indicador del grado al cual el sistema es capaz de autoorganizarse, aprender y adaptarse. De otra manera, los sistemas naturales, si pierden parte 2 de su capacidad adaptativa o de su resistencia a impactos externos, entran en crisis y tienen dificultades para cumplir con sus funciones específicas. El mantenimiento y la mejora de su resiliencia es crucial (Holling, 1973, 1987, 1996). En el caso particular de los sistemas ecológicos que pueblan la biosfera, la resiliencia es una propiedad clave. Ésta es asegurada principalmente por la biodiversidad y garantiza la sustentabilidad de estos sistemas, gracias a dotarles de una extraordinaria habilidad para co-evolucionar con el medio que los rodea. (Holling, 1973, 2001). Hay algunas definiciones relacionadas con estos conceptos que debemos tener en cuenta: i) los sistemas son estables cuando después de un periodo de perturbación regresan a su estado inicial o próximo a él; ii) la homeostasis tiene que ver con la estabilidad interna que tiene un sistema, con su capacidad de autorregularse, con el conjunto de mecanismos mediante el cual los sistemas se mantienen en un equilibrio dinámico estable (estacionario) en el tiempo; iii) la resiliencia, sin embargo, es la capacidad del sistema para resistir impactos desestabilizadores y seguir permaneciendo como tal sistema, proporciona una evaluación de la capacidad del ecosistema para hacer frente a las perturbaciones. En ecología, el concepto de estabilidad es difícil de definir, ya que los ecosistemas son sistemas dinámicos sujetos a un cambio continuo, mientras que en Termodinámica, el término se refiere a la capacidad del sistema de permanecer próximo al punto de equilibrio o de retornar a él tras el cese de la perturbación (Holling, 1973; May, 1974; Margalef, 1975). Sin embargo, cuanto más complejo es un sistema, más fluctúa en respuesta a la variabilidad natural de los factores ambientales pero posee, al mismo tiempo, mayor capacidad para absorber fluctuaciones extremas. Existen más dominios de atracción y por tanto mayor persistencia general, otra manera de expresar la resiliencia. Por otra parte, la robustez, entendida como el mantenimiento de las funciones específicas del sistema frente a perturbaciones, se complementa con la capacidad de evolución, es decir, la capacidad del sistema para innovar; encontrar nuevas formas de explotación de recursos o persistir bajo cambios ambientales no conocidos anteriormente. 3 En la actualidad, el cambio climático es una amenaza para todos los habitantes de la biosfera, especialmente para los seres humanos; su desarrollo; su economía; la seguridad alimentaria o sus medios de vida. Los impactos del cambio climático incluyen, entre otros fenómenos: aumento de temperaturas y cambios en el ritmo o en la cantidad de la precipitación anual promedio; probables aumentos en la frecuencia e intensidad de eventos climáticos extremos: inundaciones, sequías o ciclones. De alguna manera, este fenómeno emergente y no previsto pone a prueba la capacidad de los sistemas socioeconómicos de adaptarse a los impactos adversos y, por tanto, su resiliencia. La diferencia principal entre los seres humanos y otras especies es que, además de nuestro metabolismo biológico, los humanos han desarrollado “un metabolismo industrial”. (Fisher-Kowalski y Haberl, 2007). En términos ecológicos, todos nuestros productos industriales y bienes de consumo requieren flujos continuos de energía y materiales hacia y desde el medio ambiente. De ello se desprende que los análisis ecológicos y biofísicos pueden ser de gran ayuda a las evaluaciones económicas, al menos desde un punto de vista funcional. La relación de la humanidad con el resto de la ecosfera es similar a las de millones de otras especies con las que comparten el planeta. Dependemos de los recursos energéticos y materiales extraídos de la naturaleza y los devolvemos en forma degradada como residuos. A pesar de nuestros logros tecnológicos, económicos y culturales, la sostenibilidad de la vida y de la sociedad sobre la Tierra requiere que entendamos a los seres humanos como entidades ecológicas. Por otra parte, la humanidad depende de un desarrollo económico, social, cultural y tecnológico, continuo en el tiempo, que ha de tener en cuenta la preservación de los recursos naturales del planeta. En este contexto es donde emerge el concepto de desarrollo o crecimiento sostenible, que trata de conjugar la satisfacción de las necesidades humanas a través del progreso socio-económico y tecnológico con la conservación de los sistemas terrestres naturales. Sin embargo, el modelo de desarrollo, producción y consumo, adoptado tanto por los países industrializados como por las naciones en vías de desarrollo, no hacen un uso racional de los recursos naturales y no parecen tener en cuenta la capacidad de los ecosistemas para regenerar tales recursos y reciclar los residuos producidos. Por ello el documento publicado en 1987, elaborado por la Comisión Mundial sobre Medio Ambiente y Desarrollo para las Naciones Unidas, y presidida por Gro Harlem Brundtland, considera como sostenible a aquel modelo de desarrollo que "atiende a las necesidades del presente sin comprometer la posibilidad de que las futuras generaciones atiendan a sus propias necesidades". Definición que incluye, aunque de manera muy general, las interrelaciones entre el hombre, el ambiente, los recursos naturales y las relaciones internas de la sociedad. 4 Pero la población y el consumo de recursos crecen y, por tanto, paralelamente se da un crecimiento económico que, a largo plazo, resultará no sostenible (Boulding, 1966). Esto se pone de manifiesto por el continuo agotamiento del capital natural; la reducción de la biodiversidad; la contaminación de la tierra, el aire o el agua; la deforestación; los cambios atmosféricos; etc. El concepto de desarrollo sostenible, por tanto, resulta ambiguo ya que el crecimiento continuo de la economía sólo se puede mantener a costa de incrementar el desorden o la entropía en la ecosfera, lo que nos enfrenta directamente al Segundo Principio de la Termodinámica. El estudio de sistemas tan complejos como los socio-ecológicos, debe necesariamente abordarse desde una perspectiva multidisciplinar que abarque no solo las ciencias naturales, económicas o sociales, sino políticas y éticas. De todas las leyes de la naturaleza conocidas hasta la fecha, los principios de la Termodinámica y de la Mecánica Estadística son los más apropiados para enmarcar el problema. La Primera Ley de la Termodinámica establece que la energía no puede ser creada ni destruida, lo cual sugiere que la energía puede ser utilizada para realizar trabajo una y otra vez. Sin embargo, la segunda ley de la termodinámica señala que en cualquier proceso irreversible, como son los procesos de producción industrial, la calidad de la energía, o su capacidad para realizar trabajo útil, resulta afectada. Esta degradación de la energía, a veces entendida como pérdida de “orden”, viene determinada por la entropía. "Entropía" es un concepto fundamental en las ciencias físicas que se trata como una ley fundamental de la naturaleza en la Segunda Ley de la Termodinámica (GeorgescuRoegen, 1971; Prigogine, 1967). Estrictamente, el enunciado del Segundo Principio de la Termodinámica es: en un sistema aislado todos los procesos posibles evolucionan hasta que se alcance el estado de equilibrio y la entropía sea máxima. En este estado, toda la energía disponible ha sido degradada; la cantidad total de energía no cambia, pero sí su calidad y, por tanto, la capacidad del sistema para realizar trabajo se anula. A medida que un sistema tiende hacia estados de mayor entropía se desordena, pierde información, es menos capaz de reorganizarse y, por lo tanto, es menos útil. Otro concepto procedente de la ingeniería es el de exergía, que mide la porción de la energía que puede ser transformada en trabajo mecánico, mientras que, desde este punto de vista, la entropía se refiere a la porción de energía sin utilidad práctica. La exergía al contrario que la energía no se conserva sino que se pierde al evolucionar el sistema hacia el estado de equilibrio. 5 En el mundo físico, la degradación de energía útil es un proceso irreversible e inevitable y, por tanto, está intrínsecamente ligada a las cuestiones del medio ambiente y de la sostenibilidad. El avance económico acelera el deterioro del mundo físico debido a su dependencia de los insumos de recursos naturales y a la contaminación que crea (Georgescu-Roegen, 1971). Por lo tanto, la dinámica entrópica está indisolublemente ligada a los procesos económicos y a las relaciones sociales en las que están inmersos. Desde este punto de vista, la Tierra puede considerarse un sistema cerrado al flujo de materia, pero no al de energía. La tierra recibe energía del sol en forma de luz, esta es una energía de alta “calidad” o de baja entropía, y emite calor al resto del universo en forma de radiación térmica de muy baja frecuencia, una forma de energía degradada, muy entrópica. Los diferentes enfoques de la sostenibilidad demandan indicadores para evaluar las trayectorias de desarrollo implementadas. La elaboración de instrumentos operativos de medida ha evolucionado en consonancia con la construcción conceptual que pretenden validar. La profusión de indicadores y sistemas de indicadores hizo necesaria una clasificación acorde con la respuesta que cada uno de ellos podía dar a los problemas que analizaban. En este trabajo, nos centraremos en el análisis mediante la Huella Ecológica (HE). Desde los años 90 del pasado siglo hasta la actualidad la Huella Ecológica ha consolidado su aplicación con apoyos internacionales crecientes. Sucintamente puede definirse como una herramienta contable que estima el consumo de recursos naturales y los requerimientos de absorción de sus residuos para una población definida en términos de la correspondiente área de territorio productivo requerido. La capacidad biológica o biocapacidad supone la superficie biológicamente productiva para proporcionar el capital natural demandado por esa economía. Este indicador se asienta en la responsabilidad del consumidor, haciéndose parte activa de la evolución sostenible en su comunidad; puede comparase a una fotografía de la presión antropogénica sobre un entorno. Un análisis profundo de la Huella Ecológica revela fortalezas y debilidades, su contabilidad completa depende de una ingente variedad de información a escala mundial. Esto hace que se encuentre en permanente construcción, mejorando en lo posible las bases de datos para aportar consistencia global a la metodología. Aún así, falta información para algunas exigencias ecológicas, lo que conduce a resultados que probablemente subestimen la demanda real de capital natural. 6 El agua es el medio por excelencia de la vida, mientras que el ciclo natural del agua, proceso esencial para hacer ésta accesible a todos los organismos vivientes que la precisan, se encuentra propulsado por la energía solar. Esta relación entre vida, agua y energía se ha mantenido durante siglos y milenios, pero sus fundamentos han ido cambiando. En tiempos pretéritos, la disponibilidad de agua estuvo dictada por las características del ciclo hidrológico natural en cada territorio. Las poblaciones humanas prefirieron establecerse en las proximidades de ríos, lagos, etc., lugares con agua suficientes para satisfacer sus necesidades, hasta que desarrollaron tecnologías capaces de extraer y transportar las aguas requeridas a los lugares elegidos como sus asentamientos. La progresiva emancipación de la geografía humana con respecto al ciclo hidrológico natural ha caminado pareja al desarrollo de las tecnologías necesarias para extraer, almacenar y transportar los volúmenes de agua necesarios para el sustento de sus actividades, cada vez más diversas, cada vez a mayor escala. A medida que la población ha ido creciendo y que las demandas per cápita de agua, a su vez, aumentaban, han surgido diversas formas de escasez a las que se ha hecho frente mediante respuestas económicas (inversiones), tecnológicas (innovaciones en la producción y transporte de agua) e institucionales (desarrollos normativos). La dialéctica escasez-respuesta mediada por: i) los valores sociales predominantes, ii) las diferencias de poder entre grupos sociales, iii) el volumen y la asignación de los fondos para la investigación y el desarrollo de soluciones tecnológicas y iv) la evolución de los condicionantes naturales (pluviometría, infiltración, etc.), ha conformado el mapa de las formas históricas de producción1 y distribución social del agua en las diferentes sociedades. En general, las respuestas tecnológicas e institucionales aportadas a los problemas de escasez de agua se han traducido habitualmente en demandas crecientes de energía. La extracción de aguas mediante pozos de varios centenares de metros de profundidad o de galerías de varios kilómetros de longitud; el transporte de las aguas -a veces centenares y hasta miles de kilómetrosdesde los lugares de captación hasta los espacios de consumo; y más recientemente, la transformación industrial masiva de aguas inicialmente no aptas para la mayoría de los usos humanos, en aguas apropiadas para diferentes usos -la desalación de aguas saladas y salobres o de la depuración de las aguas ya servidasson expresivas de la creciente dependencia energética que las sociedades experimentan para acceder a los volúmenes de agua requeridos con el fin de sustentar sus estilos de vida. Por tanto, una proporción creciente de la energía producida por los seres humanos para su provecho, se destina al conjunto de procesos relacionados con la captación, producción, 1 Aunque en rigor, en el contexto de este trabajo nos referiremos a la producción de agua como al conjunto de operaciones requeridas para adaptar las características y accesibilidad del agua a las diferentes necesidades humanas. 7 distribución y tratamiento del agua (Svardal y Krois, 2011). Esta tendencia, sin embargo, ha sido la resultante de dos vectores que han actuado en sentido opuesto. Por una parte el creciente consumo per càpita y por otra, el aumento de la participación de las fuentes no convencionales de agua -intensivas en energíahan impulsado el consumo energético asociado a la gestión hidrológica. Mientras tanto, las mejoras de eficiencia de las tecnologías que proporcionan el trabajo requerido para acceder al agua han contrarrestado -sin llegar a invertirla tendencia anterior. No obstante, los consumos energéticos particulares dependen de factores diversos, entre los que destacan los climáticos, orográficos, edáficos, tecnológicos, económicos e institucionales. Así, la energía necesaria para tratar y transportar agua para diferentes usos puede oscilar entre 0,05 y 5 KWh/m3, dependiendo de que se trate de agua de mar, de acuíferos, presas o depurada, y de parámetros específicos de la región en cuestión, como el clima, la disponibilidad de agua, la distribución de los usos y la densidad de población (Meda y Cornel, 2010). En la cima de este grupo se encuentra la desalación de agua de mar, con consumos energéticos que alcanzan los 2,5-5,0 kWh/m3. Los sistemas de tratamiento consumen una cantidad de energía que fluctúa entre 0,2 y 1,5 kWh/m3. Existen ejemplos de obtención de agua reciclada con calidad para el uso doméstico mediante tratamiento y reposición en acuíferos con un consumo energético de 0,53 kWh/m3 (Patel, 2010), esto supone aproximadamente la quinta parte del consumo de las soluciones de desalación energéticamente más eficientes. Por otra parte, hay aplicaciones de depuración de aguas residuales con digestión anaerobia con un consumo energético de 0,35 kWh/m3, que además producen electricidad con el biogás generado, logrando de este modo la autosuficiencia energética (Novak et al., 2011). En general, las aguas depuradas exhiben un potencial de ahorro del consumo doméstico entre el 30% y el 50%, dependiendo de la estructura de usos. Su potencial de sustitución con bajo consumo energético de aguas captadas o desaladas, y sus otros vectores de aprovechamiento, a saber, la producción de energía y los nutrientes contenidos en ellas, han hecho que su participación en el pool de fuentes de aprovisionamiento de agua haya crecido en la mayoría de las sociedad tecnológicamente dotadas (Lazarova et al., 2012: 8 y ss.). Con respecto al transporte de las aguas desde los emplazamientos de captación/producción hasta donde son requeridas para el uso, su consumo energético guarda una obvia proporcionalidad con la distancia salvada. Aunque en la mayoría de los 8 casos estudiados el consumo energético no excede 1,0 kWh/m3, en situaciones con transporte a muy larga distancia puede alcanzar hasta los 2,5 kWh/m3. En este contexto la gestión hidrológica ha devenido en un problema social de complejidad creciente. Junto al tradicional par de variables que dominó la escena en el pasado -la suficiencia de la oferta para una demanda creciente y la minimización de los costes operativos medios de producción y distribuciónotro conjunto de variables ha sido incorporado para atender las diferentes dimensiones implicadas en la captación y uso humano del agua. La calidad adaptada a los usos, la equidad en el acceso al agua, y los diferentes impactos ambientales asociados -locales y globalesa los ecosistemas directamente alterados y a las emisiones gaseosas que comprometen el ambiente global, entre las nuevas variables consideradas, son las más importantes. Al mismo tiempo, el reconocimiento de la diversidad de los agentes sociales e institucionales concernidos en la gestión del agua, ha impulsado, de igual modo, modelos de gestión que abogan por la participación social, definiendo un marco de gestión integrada del ciclo hidrológico. Esta gestión integrada consiste en adoptar una visión de ciclo hidrológico cuyo fundamento es un ciclo natural, pero modificado por la acción humana. A priori, la intervención humana sobre el ciclo natural no tiene por qué producir efectos negativos en la productividad y la sostenibilidad de éste. Bien orientada, esta acción puede incluso contribuir a mejorar los servicios ambientales del agua, sin menoscabo del mantenimiento de su función de soporte de los sistemas naturales de los que forma parte. El enfoque de la gestión integrada sugiere que las soluciones tecnológicas se alineen y trabajen con los procesos naturales, en lugar de contra ellos. En este marco, categorías de análisis y gestión como costes operativos, externos y totales; eficiencia y eficacia de los servicios proporcionados; energía incorporada o impactos ambientales de la gestión hídrica, son considerados de forma global, holística, y no sólo referidos a cada una de de las fases del ciclo (Wilson, 2009; Meda y Cornel, 2010). Por otro lado, la gestión integrada tiene en cuenta el despliegue territorial de la gestión hídrica. La opción por las soluciones descentralizadas y autónomas se viene imponiendo frente a las preferencias anteriores por los modelos centralizados, en virtud de criterios de eficiencia que desbordan el reduccionismo de lo crematístico para considerar también otros valores sociales y ambientales. La gestión descentralizada además, implica en la toma de decisiones a los diferentes agentes sociales concernidos en la asignación del agua para sus usos alternativos, incluyendo los ambientales (Bieker et al., 2010; Ferreyra y Beard, 2007). 9 En los últimos años ha habido diversas iniciativas a escala mundial encaminadas a preservar la calidad y distribución del agua. Las Naciones Unidas instituyeron el Decenio Internacional del Agua (2006-2015) para llamar la atención sobre este recurso natural irremplazable. En las regiones áridas o semiáridas, el agua como factor económico es más importante que el territorio. En el archipiélago canario confluyen tres limitantes determinantes: la falta de territorio, la escasez de agua dulce y la prominente dependencia del combustible fósil importado en su economía. No pueden soslayarse las implicaciones energéticas de la planificación hidrológica; las diferentes alternativas llevan asociadas un consumo energético y el precio final del agua debería reflejarlo en forma de recuperación de costes (habitualmente no están bien reflejados en el precio del agua producto debido a los subsidios del sector). En general, el ciudadano es más consciente de las necesidades energéticas, pero no está familiarizado con las demandas de agua para producir sus bienes y servicios; la huella del agua permite estimar esta información, aunque sólo se hace referencia a ella de forma general en este trabajo. En el caso de Canarias y otros archipiélagos más poblados y con economías relativamente más diversificadas, la participación del turismo en el producto interior ronda el tercio del mismo (Exceltur, 2012). Situación que es el resultado de que a lo largo de las últimas décadas, el crecimiento medio anual de las llegadas de turistas a destinos insulares haya sido significativamente superior a la media internacional (Nowak y Sahli, 2007). Todo ello representa que las islas deben añadir a la presión sobre los recursos hídricos ejercida por los residentes, la añadida por la población turística, lo que plantea desafíos adicionales a su gestión hidrológica. Una investigación reciente sobre turismo y cambio climático en Canarias, reveló que la imagen e información de los destinos turísticos con respecto a las acciones que llevan a cabo para mitigar y adaptarse al cambio climático, influyen significativamente en la decisión de visitarlos (González et al., 2011-b). El objetivo de este trabajo es validar la huella ecológica como herramienta en la gestión sostenible del agua desalada en territorios insulares con estrés hídrico. Como ya hemos expuesto el agua es un capital natural crítico, insustituible, y afecta tanto a la economía como al medio ambiente. Las Islas Canarias suponen un marco de referencia óptimo para confirmar esta hipótesis. La disponibilidad de agua en la región está condicionada por factores como el clima, la orografía, la situación geográfica e incluso el componente antrópico en función de las infraestructuras empleadas para gestionar su oferta. 16 Las contribuciones de Georgescu-Roegen a partir de los años 30, constituyen un buen punto de referencia de los inicios de la cimentación del edificio teórico de la economía ecológica. Georgescu-Roegen (1966) criticó el mito de la economía basada en la física clásica, de sistemas aislados y reversibles. Frente a ello propuso un nuevo enfoque de la economía en consonancia con lo que las Leyes de la Termodinámica nos habían enseñado de forma consistente (Georgescu-Roegen, 1971). Particular énfasis puso este autor en desarrollar las implicaciones de la ley de entropía para los procesos económicos, desplazando la Economía desde el mito del crecimiento perpetuo al mundo más razonable de las limitaciones impuestas por su dependencia de un Planeta necesariamente finito y en constante disipación de energía. Por los mismos años, el trabajo conjunto de científicos naturales y economistas dio sus frutos en la sistematización de un modelo que concretaba la sujeción de los procesos económicos a los imperativos del mundo físico en los que aquellos se desenvuelven. Ayres y Kneese (1969) desarrollaron por primera vez un análisis sistemático de la actividad económica como el proceso de metabolización de materiales y energía procedentes del medio natural, para la generación tanto de bienes y servicios, como de los residuos que se producen durante los procesos de extracción de minerales, producción de inputs intermedios y bienes finales, así como el consumo de estos. La ocasional dependencia del medio, que aparece en la economía convencional sólo cuando el impacto físico de la actividad de un agente perjudica (o beneficia) en la forma de externalidad a un tercero, es en realidad una interacción permanente regida por las leyes que gobiernan el mundo físico, las cuales imponen límites al desenvolvimiento de lo económico. De acuerdo con el enfoque del balance de materiales y energía, el objeto de consumo son las características incorporadas a los bienes físicos, pero de ninguna manera estos mismos como supone la economía convencional. Los recursos no desaparecen en el proceso de consumo; una vez prestados los servicios para los que fueron empleados continúan su curso como residuos, bien destinados a regresar al proceso productivo a través del reciclaje o bien a ser depositados en algún lugar del medio ambiente (vertederos, atmósfera, ríos, mares). El éxito de la noción de desarrollo sostenible no parece ser correspondido con esfuerzos suficientes en lo que es aún más importante: cómo hacerlo operativo. Ante este reto, los indicadores tienen un papel esencial que desempeñar. Los indicadores de desarrollo sostenible y aquéllos directamente emparentados con estos, los indicadores ambientales, 17 se han venido implementando en ámbitos sectoriales y territoriales muy diversos desde hace un par de décadas. En la Estrategia de Desarrollo Sostenible Europea, adoptada por el Consejo Europeo de Gotemburgo en 2001 y revisada en 2006, se establecieron dos objetivos prioritarios; por un lado, invertir la tendencia de pérdida de recursos naturales a nivel nacional y global hacia 2015 y por otro, desarrollar objetivos sectoriales e intermedios para sectores claves como el agua, el territorio, la energía y la biodiversidad. Ante un escenario mundial donde la población y el consumo se incrementan, mientras el total de la superficie productiva y el stock de capital natural están fijos o en declive; se requiere encontrar una medida que relacione ambas tendencias; convirtiendo el volumen de toneladas de recursos y residuos en su equivalente en hectáreas o km2 de superficie. A este espacio lo denominamos huella ecológica de una economía, aunque podría matizarse como huella de deterioro ecológico de ésta. Entre los antecedentes del término destaca el territorio fantasma4, enunciado por Georg Borgstrom, donde se estimaba el área externa de un país para mantener a la población dentro de los límites de su territorio (Carpintero, 2005: 166). Particularmente la huella ecológica es una de las herramientas propuestas para valorar: i) la sobreexplotación de recursos y el déficit ecológico subsiguiente, ii) los impactos provocados por los cambios de recursos energéticos en la apropiación del territorio y emisiones de CO2, iii) los efectos de la agricultura convencional frente a la orgánica y iv) la información a los consumidores acerca de los impactos de sus patrones de consumo. La propia UE, para facilitar la divulgación de este instrumento, aporta fuentes de datos asociadas a la metodología de cálculo (ECOTEC-UK, 2001). El objetivo de la HE es proporcionar una herramienta transparente, robusta y con suficiente resolución para identificar las tendencias y el valor relativo de diversas actividades humanas. La habilidad para responder a esta pregunta también arroja luz sobre cuánta capacidad regenerativa existe dentro de un área determinada en comparación con la capacidad regeneradora exigida por la población de esa zona, y cómo ha cambiado en el tiempo. Además, permite identificar qué parte de la demanda es suministrada por el abastecimiento interno frente a la porción obtenida mediante las importaciones. También proporciona un marco para comparar los recursos dedicados a los flujos comerciales, 4 Borgstrom, G. (1967): “The Hungry Planet”, Macmillan, New York, pp.70-86. 18 comparar la demanda de recursos, rastrear en qué medida las regiones son deudores netos o acreedores de capacidad ecológica (Maj Petterson, 2005: 15-16). Tampoco podemos ignorar la necesidad de utilizar enfoques multidisciplinares para abordar los retos de la sostenibilidad. En este sentido es claro que debemos considerarnos como un todo con la naturaleza, más que como seres independientes de ella, tal y como las nuevas ciencias de los Sistemas Complejos parecen indicar. Aunque este punto de vista no tiene resueltos lo desafíos a que tal complejidad conducen. Paradójicamente, la variabilidad es una de las características casi inevitables cuando se integran los sistemas naturales y sociales. En el pasado, las políticas han tendido a intentar estabilizar estos sistemas, mediante el control de la naturaleza cambiante de estos. Pero la mejora de la resiliencia de un sistema, asociada a su capacidad de adaptación, es decir, de cambio, debe promocionar políticas que tengan por objeto fomentar la capacidad de un sistema para gestionarse, adaptarse, o incluso dirigir el cambio y, de este modo, contribuir más eficazmente a la sostenibilidad a largo plazo. Un mejor conocimiento de las funciones de la resiliencia y la capacidad de adaptación en los sistemas dinámicos complejos permiten, por tanto, entender la forma óptima de orientar estas transformaciones (Adger, 2003: 4). El cambio puede ser deseable cuando es visto desde una perspectiva adaptativa. Los cambios pequeños, que no alejen el sistema demasiado del equilibrio, permiten estudiar algunas de sus propiedades; sus fortalezas y debilidades; sus limitaciones y puntos de tensión; contribuyendo a la formación de una base de conocimientos que puede convertirse en un recurso para su gestión. Las crisis de baja intensidad o de sondeo intencionado, a través de experimentos estructurados, puede proporcionar información valiosa acerca de cómo el sistema se auto-organiza y su capacidad para hacer frente a las perturbaciones. (Ibíd.). 1.2. El desarrollo sostenible y sus indicadores. El desenvolvimiento de los hechos y las ideas económicas hasta la década de los 60 del siglo XX es la historia de la construcción, consolidación y evolución de un paradigma científico articulado alrededor de la creencia en el crecimiento económico ilimitado y el 19 optimismo tecnológico. Sobre la base de la evidencia empírica aportada por la crisis y la escasez de recursos experimentada en aquel contexto socio-económico, se inicia también un largo y complejo proceso de impugnación teórica del paradigma que durante decenios dominó el territorio de las ideas económicas. La analogía mecanicista heredada por la economía convencional desde finales del siglo XVIII hacía descansar las formulaciones teóricas de los economistas sobre hipótesis que apelaban a sociedades atomísticas, donde los individuos se movían impulsados por fuerzas como la maximización de la utilidad o del beneficio; amparados a su vez por un mercado en el que se fusionaban armónica y óptimamente todos los intereses (Carpintero, 2005). Obviamente, la corriente principal del análisis económico también evolucionó para ajustar sus axiomas y proposiciones a la idea de un mundo finito. La noción de desarrollo sostenible es la heredera privilegiada de ese debate; privilegiada porque otros conceptos que se acuñaron antes tuvieron menos éxito5. La extensión y complejidad de este debate es inmensa y no es el propósito de este trabajo abordarlas en toda su amplitud. 1.2.1. La operatividad del desarrollo sostenible: modelos de sostenibilidad. El rearme intelectual del paradigma convencional para terciar en el debate que arrecia en los 70, con la publicación de trabajos que evidencian la crisis ambiental provocada por el crecimiento económico experimentado en el Planeta con la industrialización (especialmente después de la Segunda Guerra Mundial6) tiene algunos antecedentes ilustres en los trabajos pioneros desarrollados décadas antes por economistas como Pigou (1920) y Hotelling (1931). El primero, precursor de la economía del bienestar, desarrolló la noción de externalidad y propugnó el empleo de impuestos para internalizarlas y propiciar una asignación de recursos socialmente eficiente. El segundo, en respuesta al movimiento conservacionista que se desarrolló en los EEUU a finales del XIX y primera parte del XX, formalizó el curso óptimo de agotamiento de los recursos no renovables, enfatizando con ello que el destino de los recursos naturales para nada es el de durar eternamente. 5 El término de ecodesarrollo fue acuñado por J. Sachs en los tiempos en los que se desarrollaba la Conferencia de Estocolmo en 1972. Sin embargo su radicalidad impidió que tuviera la acogida que 15 años más tarde tuvo el más maleable y polisémico de desarrollo sostenible. 6 Ayres y Kneese (1969) demostraron que el consumo de materiales y energía en Estados Unidos sólo en el año 1950 era igual a la suma de todos los consumidos por el conjunto de la Humanidad desde los comienzos de ésta hasta 1918. 20 Cuando con la publicación de Los límites al crecimiento (1972) se incrementan los temores ante un hipotético agotamiento de los recursos materiales en los que se sustenta el crecimiento económico, la respuesta de la ciencia estándar se dividió entre la calificación de los datos aportados como exageración, y el desarrollo de proposiciones basadas en la teoría económica que demostraban la capacidad de las economías de mercado para afrontar problemas de tal naturaleza. Así, de modo general, la escasez se traduciría en incrementos de precios que reducirían la demanda de los recursos escasos y potenciarían la búsqueda de sustitutivos que el progreso técnico no tardaría en proveer. En realidad los recursos nunca llegarían a agotarse pues, su escasez y la consiguiente elevación de precios, induciría al uso de otros que los sustituirían antes de desaparecer del todo. John Hatwick (1992, 1978, 1977) desarrolló y extendió el modelo propuesto por Hotelling de agotamiento óptimo de los recursos no renovables al conjunto de los recursos, incluyendo la capacidad de asimilación de los ecosistemas; sentando las bases de lo que sería el paradigma de la sostenibilidad débil, desarrollado desde los supuestos de la economía convencional. El mantenimiento a largo plazo del bienestar de las sociedades, que era a lo que se reducía la noción de desarrollo sostenible, requería simplemente que el conjunto de los recursos de capital natural, humano y producido, por habitante, no declinara con el paso del tiempo. Por tanto, la destrucción de capital natural no debería preocupar si iba acompañada de la generación de otras formas de capital que la compensaran. Gary Becker, Nobel de Economía en 1992, estableció en un trabajo de 1976 que categorías económicas tales como maximización, egoísmo, competencia o escasez eran suficientes para explicar la evolución y organización social no sólo de los seres humanos, sino también del conjunto de las especies que habitan el Planeta, encontrando significados análogos en los dos componentes de los pares especie-industria, mutacióninnovación, evolución-progreso, o mutualismo-intercambio. Con ello, la Economía se postula no sólo como la ciencia social por excelencia, sino también como la ciencia de la biosfera: todos los organismos optimizan o maximizan sus comportamientos como lo hacen los consumidores y productores arquetípicos de la teoría económica. Algunos años más tarde, los economistas Shakif y Bandyopadhay (1992) aportaron alguna evidencia empírica que volvería a dar alas al optimismo tecnológico de la economía estándar. Según sus datos, el consumo de algunos importantes recursos, así como la generación de ciertos destacados residuos, disminuía con la renta a partir de un 21 cierto nivel de ésta. Más ampliamente, si bien en los estadios iniciales de desarrollo las economías crecían consumiendo cantidades crecientes de recursos y generando volúmenes cada vez mayores de residuos, a partir de un cierto nivel de renta esta relación se invertía. La conclusión parecía obvia: el crecimiento económico no sólo no es enemigo de la conservación ambiental, sino que a largo plazo es su más convincente aliado. A esta relación (ver Gráfica 1.1), primero directa y luego inversa, entre crecimiento y deterioro ambiental se le denominó Curva de Kuznets Ambiental (en adelante, CKA). Gráfica 1.1: La Curva de Kuznets Ambiental. Grossman y Krueger, 1991. A este proceso se le denominó desmaterialización de las economías y acompaña al crecimiento a partir de cierto estadio. De esta forma, la viabilidad ecológica del sistema económico global requería precisamente atizar el crecimiento de las regiones más atrasadas hasta situar a la mayoría de sociedades del Planeta en la fase descendente de la CKA. La economía estándar, sobre la base de una simple extensión de su red analítica al ámbito de las interacciones entre la economía y su medio físico, construiría su propia noción de sostenibilidad7: la sostenibilidad en sentido débil (o simplemente sostenibilidad débil). Según ésta, todas las formas de capital, incluyendo el capital natural, son completamente sustituibles entre sí, y la sostenibilidad queda garantizada mediante el mantenimiento de la cantidad de capital per cápita. El sistema de precios, 7 Para una visión bien fundamentada de la concepción estándar del desarrollo sostenible y la sosteniblidad, véanse los trabajos del Premio Nobel Robert Solow de 1974 (“The economics of resources or the resources of economics”), donde ajusta cuentas con el supuesto tremendismo de los Límites al crecimiento desarrollando el modelo propuesto en 1986 (“On the intergenerational allocation of natural resources”), donde sienta los fundamentos de la sostenibilidad débil. Renta per cápita. Consumo de recursos y contaminación, per cápita. 22 expresión de la escasez y las preferencias sociales, y la innovación tecnológica espoleada por la competencia en mercados libres, conducirían a las economías por la senda de la óptima asignación de los recursos naturales. Con todo, cuando el debate de los límites del crecimiento alcanza su cénit en los 80 y 90 del siglo pasado, la economía ecológica se nutre de una lectura de los datos que arrojan las investigaciones sobre la disponibilidad de los recursos del Planeta bien diferente a la realizada por la corriente estándar del pensamiento económico. El rebrote de optimismo tecnológico al que dieron lugar los supuestos de la denominada curva de Kuznets ambiental (CKA), fue rechazado por los economistas ecológicos y otros adscritos al modelo dominante. La supuesta reducción del uso de recursos y la generación de residuos a partir de cierta renta, ni era generalizada, ni era en muchos casos tal. En un artículo de amplia repercusión, Arrow et al. (1995) deshicieron el optimismo injustificado de la CKA. Argumentaron que tal relación inversa sólo se daba en el caso de algunos materiales y contaminantes, y que desde luego no reflejaba lo que ocurría con los residuos que tenían efectos acumulativos, ni los contaminantes dispersos como el CO2. Sobre estas bases teórico-empíricas, el nuevo sistema de pensamiento se viene construyendo para dar respuesta analítica y política a las dos grandes cuestiones sobre las que ha pivotado el debate sobre las relaciones Economía-Naturaleza. La primera, la cuestión de las restricciones biofísicas a la expansión del crecimiento económico. La segunda, la representación del sistema económico y los procesos en que se sustenta, bien por analogía con la mecánica de interacciones permanentes y reversibles, bien con la dinámica evolutiva de los cuerpos vivos, en permanente cambio e interacción con sus entornos. La economía ecológica naciente se fundó sobre la necesidad de aceptar y comprender los límites, y sobre la consideración del sistema económico como un subsistema del sistema general constituido por la biosfera (Daly, 1979). Por lo tanto, “los procesos de producción y consumo no pueden estar al margen de las leyes que gobiernan el funcionamiento de la propia biosfera” (Carpintero, 2005). La consecuencia de todo lo anterior es la economía ecológica (pese a su confusa denominación) concibiéndose a sí misma como una nueva ciencia transdisciplinar, más allá de la mera convocatoria de disciplinas diversas, empeñada en la construcción de conocimiento mediante el empleo de nuevas categorías de análisis que superen el enfoque parcelario de las disciplinas tradicionales, en respuesta al carácter sistémico y a la complejidad que caracteriza las relaciones relevantes entre las sociedades humanas y la naturaleza. En cualquier caso, este nuevo paradigma se encuentra aún en una fase de 23 desarrollo embrionaria. Un interesante compendio de trabajos que nos aproximan a sus piedras angulares puede encontrarse en Costanza et al. (1991). Buena parte de los defensores de la noción de sostenibilidad en sentido fuerte se inscriben en esta corriente de pensamiento. Los fundamentos de este enfoque de la sostenibilidad se resumen como sigue:  El capital natural y otras formas de capital mantienen entre sí relaciones de complementariedad y no de sustitución, como sostiene el paradigma convencional (Daly, 1991).  El mantenimiento de las opciones de desarrollo para las sociedad futuras requiere la preservación del conjunto del capital natural (Daly, 1996).  La sostenibilidad ecológica no es factible sin limitar el crecimiento económico. La economía debe tender a un estadio estacionario compatible con la preservación de las funciones ambientales de los ecosistemas que soportan la vida en el Planeta (Daly 1996).  El enfoque pragmático de la Escuela de Londres: la preocupación por hacer operativo el desarrollo sostenible. La denominada Escuela de Londres8, con David Pearce al frente, ha venido apadrinando desde hace unas dos décadas una noción de sostenibilidad que se sitúa entre las formulaciones propuestas por las dos escuelas de pensamiento anteriormente expuestas. Como expresamos más arriba, se proponen fusionar la visión más holística de las relaciones entre la economía y el medio natural del que depende, característica de la economía ecológica, con el reconocimiento de la fortaleza del enfoque convencional para explicar las fuerzas motrices del comportamiento humano en relación a la naturaleza, y de la utilidad de los instrumentos de política económica que dimanan de esta visión para reconducir las economías hacia una senda más sostenible. 8 En realidad, se trata en su mayoría de economistas y científicos naturales miembros del CSERGE (Center for Social and Economic Research on the Global Environment), vinculado a la Universidad de East Anglia. 24 De acuerdo con este planteamiento, el análisis económico convencional se desarrolló al margen de la dependencia que la economía tiene de los recursos que la naturaleza provee. De hecho, la visión convencional operaba como si los recursos naturales fuesen infinitos y como si la capacidad de los ecosistemas naturales para asimilar los residuos generados por la economía fuese igualmente ilimitada. Esta visión es denominada por la Escuela de Londres como el enfoque de la economía lineal. En su lugar, los miembros de esta Escuela proponen el enfoque de la economía circular (ver Anexo 1.1). Esta perspectiva permite explicar las tres funciones fundamentales que la Naturaleza desempeña en su relación con la Economía. La primera de ellas es la provisión de inputs (materias primas minerales y vegetales) al sistema productivo. Sabemos, sin embargo, que la Naturaleza es la receptora última de los residuos que se ocasionan en todo el proceso, que se inicia con la obtención de los recursos de ésta, continúa con la generación de residuos en el proceso de producción, y culmina con los residuos originados en el proceso de consumo de los bienes y servicios producidos. Por lo tanto, la segunda gran función económica del medio ambiente será la capacidad que tiene de asimilar al menos parte de los residuos que los humanos emitimos. De acuerdo con este esquema de economía circular, el bienestar de la sociedad ya no depende solamente de los bienes que consuma, sino también de los recursos disponibles para el futuro y de las funciones o amenidades que el medio ambiente presta a las personas, como son paisajes naturales, aire limpio, descanso mental y equilibrio emocional. Ésta es, desde la perspectiva de la Escuela de Londres, la tercera gran función económica del medio ambiente: proveer amenidades a los seres humanos en la forma de disfrute estético y bienestar espiritual. Esta visión de las relaciones existentes entre la actividad humana y el medio ambiente donde se desenvuelve, va acompañada de ciertos criterios generales para una gestión práctica de esa interacción, cuya aplicación no está exenta de importantes dificultades. Veamos algunas de estas reglas:  Los recursos renovables deberían usarse de tal forma que el ritmo al que son extraídos no exceda a largo plazo el ritmo al que se regeneran. 25  Los recursos no renovables deben extraerse de modo que la reducción de sus existencias sea compensada por el aumento de recursos renovables con funciones ambientales similares.  Los residuos liberados al medio ambiente no deberían superar la capacidad de asimilación de los ecosistemas receptores. Esto significa que los ecosistemas no deberían ser generalmente impactados más allá de su capacidad de resiliencia. En la práctica las cosas son un poco más complicadas. ¿De verdad deben ser preservados los recursos globales del planeta para que el desarrollo humano sea sostenible?, ¿Cómo sabemos cuándo estamos sobrepasando la capacidad de asimilación de un ecosistema, o extrayendo recursos renovables por encima de su tasa de regeneración? Generalmente el discernimiento sobre esos temas va acompañado de no poca controversia científica, en ocasiones contaminada por los intereses industriales en liza. La incertidumbre e ignorancia intrínseca al carácter complejo y no siempre predecible de los fenómenos naturales, añade nuevos problemas a la aplicación empírica de estas reglas de sostenibilidad. 1.2.2. Los indicadores para diseñar y evaluar estrategias sostenibles. En una primera aproximación, buena parte de los esfuerzos se orientaron a definir indicadores útiles para evaluar, o al menos poder medir, la realidad de las economías con respecto a los objetivos del desarrollo sostenible y los efectos de las políticas llevadas a cabo para aproximar el modelo socio-económico al logro de tales retos. Como no podía ser de otro modo, la elaboración de estas herramientas ha debido soportar las mismas vicisitudes que el propio concepto de desarrollo sostenible (aspecto que hemos desarrollado en el apartado anterior). Los enfoques de sostenibilidad débil y fuerte, y aquellos que se encuentran en algún punto del continuum definido por ambos extremos, han generado –no sólo diversas definiciones de sostenibilidad– sino también distintos indicadores para medirla. Inicialmente tiene interés que distingamos entre un indicador y un simple descriptor; mientras este último se basa en una medida directa de un hecho o vínculo, el indicador tiende a reflejar una relación relativamente compleja. Baker et al. (2004) estableció que un indicador es “una variable observable empleada para dar cuenta de una realidad no 32 establecidos por la GAEZ (Global Agro-Ecological Zones) 2000, un modelo espacial del potencial de los rendimientos agrícolas (FAO e IIASA, 2000). La Tabla 1.1 muestra los factores de equivalencia empleados en los cálculos de este trabajo. Tabla 1.1: Los factores de equivalencia para 2005. Tipo de terreno EQF [-] [gha wha-1] Cultivos 2,6441 Forestal 1,3326 Pastos 0,4965 Superficie Marina 0,3972 Infrastructura 2,6441 Agua dulce 0,3972 Hidroeléctrica 1,0000 Energética 1,3326 GFN, 2008. El factor de equivalencia describe el rendimiento alcanzable por los cultivos en una zona con un supuesto nivel de insumos -como el agua y los fertilizantes-, independientemente de las prácticas de gestión o tipos de producción de biomasa (Ibíd.).  Los factores de rendimiento. Los factores de rendimiento en un determinado país intentan cuantificar la relación entre una zona biológicamente productiva y el promedio mundial de la misma zona bioproductiva. En otras palabras, supone la relación entre la producción de bienes en una determinada categoría de territorio en un país –con sus rendimientos nacionalesy la cantidad de territorio que habría que establecer para producir las mismas mercancías con los rendimientos mundiales medios; por 33 lo tanto, cada país tiene su propio conjunto de factores de rendimiento, que se ha de calcular cada año nuevamente (Wackernagel et al., 2005: 12). La Tabla 1.2 presenta los factores de rendimiento españoles y mundiales para el año 2005, usados en este trabajo (GFN, 2008). Tabla 1.2: Factores de rendimiento nacionales y globales (2005). Tipo de territorio Rendimiento Nacional. Rendimiento Mundial. Factor de rendimiento. [-] [t nha-1] [t wha-1] [wha nha-1] Cultivo - - 13408741,00 Pastoreo 7,51 6,19 1,21 Superficie marina 539,00 504,00 1,07 Aguas continentales - - 1,00 Bosques 1,51 2,36 0,64 Infrastructuras - - 13408741,00 GFN, 2008. Además de la productividad de los recursos renovables nacionales, el factor de rendimiento refleja la tecnología y las prácticas de gestión imperantes en el territorio. Si la producción agrícola por hectárea en un país depende de la fertilidad del suelo así como de los métodos de cultivo, el factor de rendimiento reflejará el promedio nacional con la subsiguiente ponderación de las zonas climáticas que existan. Hay que tener en cuenta esta variabilidad inherente a las regiones con gran número de las zonas climáticas y, así, reflejar con mayor resolución la exactitud de su productividad real en los análisis regionales o locales; recalculando, si es posible, los factores de rendimiento para conseguir reflejar las circunstancias particulares (Ewing et al., 2008: 5-7; Kitzes et al., 2007: 15-18). Estas cuentas son viables para cualquier escala de población humana. En este apartado nos centramos en la contabilidad de la Huella Ecológica en un ámbito nacional para proporcionar una documentación detallada de la economía de un país y su demanda agregada de recursos naturales, permitiendo evaluar: i) la dependencia de 34 la región en función de sus servicios ecológicos, ii) la competencia entre los diversos usos de la naturaleza y iii) la distribución de los recursos y la capacidad global en todo el planeta. La contabilidad se compone de dos partes: el suministro ecológico (o zonas bioproductivas) y la demanda de la naturaleza (o HE). El Anexo 1.2 presenta un esquema de su balance. En este esquema se detallan los componentes de ambos, incluyendo la definición de las zonas bioproductivas y su conversión en hectáreas globales normalizadas a partir de las hectáreas en uso, además de los factores de equivalencia y de rendimiento aplicables según el año (Monfreda et al., 2004: 233234). Desde el punto de vista operativo, el procedimiento de cálculo en sentido estricto se basa en tres etapas (Bagliani et al., 2005: 40-43; Allan, 2003: 9-13; Barrett y Simmons, 2003: 19-24; Chambers et al., 2000: 59):  En primer lugar, es necesario estimar el consumo medio anual por persona de los bienes específicos que vayamos a considerar -Rees y Wackernagel clasificaron los bienes de consumo en cinco grandes categorías: alimentación, vivienda, transporte, bienes de consumo y serviciosa través de la agregación de los datos regionales o nacionales y dividiendo el consumo entre el número total de la población. Siempre que los datos estén disponibles es conveniente obtener una cifra del consumo corregida por el efecto del comercio interregional o internacional, donde el verdadero consumo (C) sea igual a la producción (P) más las importaciones (I) menos la exportaciones (E): C = P + I – E.  En segundo lugar, se estima el área adecuada per cápita (aa) para la producción de cada tipo de bien i, i= 1, 2, 3,..n. Esto se realiza dividiendo el consumo medio anual de cada bien (ci en kg/per cápita) entre la productividad media anual por hectárea (pi en kg/ha): aai = ci / pi A continuación, se obtiene la huella ecológica total per cápita sumando todas las áreas biológicamente productivas para los n bienes y servicios: 35 1 n i i H Eaa     Finalmente, la huella ecológica total de una población concreta será el producto de la expresión anterior por el número total de habitantes N HET = N×HE La HE del consumo (HC) será igual a la HE de la producción (HP) más la HE de las importaciones (HI) menos la HE de las exportaciones (HE): HC = HP + HI - HE  Áreas bioproductivas15. Mientras que un 46% de la superficie excluida del cálculo de biocapacidad, como los desiertos, tiene todavía valor, como reducto de biodiversidad o de tipo estético, ésta mantiene un grado significativo de fotosíntesis improductiva; regiones como La Antártida o Groenlandia; la tundra o vastos desiertos como el Sahara. Desde la perspectiva del capital natural, estas regiones tienen poca capacidad para producir el sustento básico demandado por la sociedad: alimentos, fibras, maderas, además de la limitada capacidad de secuestrar carbono de aquellas. Por el contrario, se encuentran en torno a 11,2 millones de hectáreas de zonas bioproductivas globales: tierras de cultivo, bosques, pastizales, la pesca y tierras para infraestructuras. Estos territorios ofrecen gran cantidad de recursos renovables económicamente útiles para las poblaciones (Lewan y Simmons, 2001: 2).  Cálculo de la Biocapacidad. La biocapacidad, también denominada ecuación de la oferta, es la contrapartida de la huella o ecuación de la demanda. La biocapacidad total de una nación es la suma de sus zonas bioproductivas, también expresadas en hectáreas globales (gha); se transforma cada zona bioproductiva en hectáreas globales multiplicando su área por el 15 Para una descripción de las areas bioproductivas y sus fuentes de datos consultar: Monfreda et al., 2004: 240-242; Wackernagel et al., 2005: 20. 36 factor de equivalencia y el factor de rendimiento específico de ese país (Giljum et al., 2007: 8-15; MINUARTIA, 2007: 23): Biocapacidad (gha) = Superficie (ha) * Factor de equivalencia (gha/ha) * Factor de rendimiento (-). La biocapacidad de una nación representa la tasa teórica máxima de suministro de recursos que pueden sostenerse con las tecnologías y sistemas de gestión prevalentes. Este concepto incluye todas las zonas bioproductivas de las que ese país tiene la exclusiva soberanía, incluso las regiones que no se utilicen debido a la geografía, la economía, la conservación u otros motivos.  El déficit ecológico y la sobreexplotación ecológica. Una comparación entre la HE y la biocapacidad es un indicador de hasta que punto el actual capital natural es suficiente para sostener los patrones de consumo y producción establecidos. Un país cuya HE supere su biocapacidad se dirige a lo que denominamos un déficit ecológico. Hay dos maneras de convivir con una situación de déficit ecológico: importando biocapacidad de otras naciones (déficit ecológico comercial) y/o mediante la liquidación del capital natural propio (sobreexplotación ecológica). Desde la perspectiva del consumo, la cantidad de déficit ecológico se define también en hectáreas globales según la relación (MINUARTIA, 2007: 23; Giljum et al., 2007: 8-15; Kitzes et al., 2007: 7): Déficit ecologico (gha) = Huella (gha) - Biocapacidad (gha). Si un país mantiene remanente ecológico (déficit ecológico negativo), es decir tiene más biocapacidad que huella, asumimos un superávit ecológico. Por el contrario, los países con baja biocapacidad per cápita, tanto por poseer una alta densidad de población -como Bangladesh o los Países Bajoso por causas climáticas -como en Etiopía o Arabia Sauditatienen dificultades para satisfacer sus demandas de recursos, e importan generalmente alimentos, madera, etc. de países con excedentes agrícolas, pesqueros, o forestales, como en el caso de Canadá o Brasil. 37 Los déficits ecológicos no equilibrados mediante el comercio se compensan mediante la excesiva explotación de sus recursos naturales, pastoreo excesivo, sobrepesca, degradación de bosques, y altas tasas de emisiones de dióxido de carbono a la atmósfera. Este fenómeno, denominado sobreexplotación ecológica, supone que el ritmo al que se consumen recursos biológicos es mayor que la capacidad natural de la biosfera para reponerlos o asimilar los desechos que se producen en los procesos, contraviniendo así el principio en que se sustenta el concepto de sostenibilidad. La sobreexplotación ecológica de un país, equivale a la huella debida a los procesos de producción de bienes, menos la biocapacidad medidas ambas en hectáreas globales. Sobreexplotación Ecológica (gha) = Huella de producción (gha) - Biocapacidad (gha). Como no hay otro planeta desde donde se puedan importar nuevos recursos, un déficit ecológico global siempre significa sobreexplotación ecológica. Sin embargo, la ausencia de déficit ecológico -a nivel mundial, nacional o localno indica necesariamente verdadera sostenibilidad en la gestión de los recursos; por ejemplo, en un ámbito local, un abuso en el consumo de recursos también puede conducir a sobreexplotación, mediante el consumo excesivo o sistemático del capital natural. 1.3.2. Metodologías de cálculo. Las huella ecológicas nacionales se publican anualmente representando, de alguna manera, las relaciones entre la demanda y la oferta ecológica del año de estudio; mostrando los cambios anuales en extracción de recursos según las tecnologías, la eficiencia en la producción y la gestión de los ecosistemas (Chambers et al., 2000: 35). Con el fin de ofrecer una respuesta cuantitativa a la pregunta de cuánta capacidad regenerativa es necesaria para mantener un flujo de recursos, la metodología de la contabilidad de la HE se basa en seis supuestos (Ewing et al., 2008: 3; Giljum et al., 2007: 8-15; Wackernagel et al., 2005: 6; Monfreda et al., 2004: 233-234). 1. Las cantidades anuales de recursos consumidos y de desechos generados por los países son registrados por organizaciones tanto nacionales como internacionales. 38 Estos valores anuales pueden medirse en unidades como toneladas, julios o metros cúbicos. Casi todos los países mantienen registros estadísticos anuales documentando el consumo propio de recursos, especialmente en las áreas de energía, productos forestales y productos agrícolas. La Organización de Naciones Unidas, particularmente la FAO, compila muchas de estas estadísticas nacionales en un formato uniforme. Los datos de las agregaciones de consumo y producción anuales se hacen compatibles con la mayoría las estadísticas nacionales actualizadas anualmente y registran posibles variaciones estacionales entre países. 2. La cantidad de recursos biológicos consignados para el uso humano está directamente relacionado con la cantidad de superficie bioproductiva necesaria para la regeneración y la asimilación de residuos. Los procesos bioproductivos están asociados con las superficies que capturan la luz en la fotosíntesis. 3. Ponderando cada área en función de su potencial anual de producción de biomasa utilizable, podemos obtener un promedio productivo normalizado por hectárea. Estas hectáreas normalizadas, denominadas hectáreas globales, reflejan el potencial para producir biomasa útil en relación al potencial medio mundial de ese año, limitándose a la porción de la biomasa que puede ser cosechada de forma renovable. 4. La demanda completa, en hectáreas globales, puede ser obtenida sumando tipos de demandas excluyentes entre sí, tanto como los desechos y las zonas necesarias para asimilarlos. Esto significa que ninguno de los servicios o flujos de recursos incluidos en la contabilidad de la HE estén contabilizados más de una vez en el mismo territorio o espacio marino, asegurando que todos los ámbitos son agregados sólo una vez a la HE. En caso contrario, el doble cómputo inflaría la estimación de la demanda global. Contrariamente a algunas interpretaciones erróneas de la HE, esto no implica que las áreas sean incapaces de ofrecer una serie de servicios simultáneamente, o que las cuentas estén construidas sobre esa suposición. Las actividades y usos de los recursos reflejados en las cuentas son llamadas funciones primarias16. 16 Si un área ofrece madera y además también, como una función secundaria, recoge agua para riego agrícola, la HE sólo incluye el uso madera como la función primordial. En los casos de doble cosecha, el aumento de la productividad de la zona cultivada se refleja en un mayor factor rendimiento. 39 5. La demanda humana agregada (HE) y los suministros de la naturaleza (Biocapacidad) pueden ser comparados directamente entre sí. Ambos utilizan hectáreas estandarizadas para medir la demanda de capital natural versus la capacidad del capital natural para satisfacer esa demanda. Por tanto, la oferta y la demanda son conmensurables. 6. La zona de demanda puede exceder el área de suministro. Una HE mayor que la Biocapacidad total de la zona indica que las demandas superan la capacidad de regeneración de capital natural existente. Por ejemplo, los productos obtenidos de la explotación de un bosque duplican su tasa de regeneración, por lo tanto, tienen una huella dos veces el tamaño del bosque. Fundamentándose en estas suposiciones, el diseño inicial basado en componentes, que partía de lo concreto para llegar a lo general (modelo bottom-up), ha sido sustituido en gran medida por el diseño imperante actualmente, en el que la perspectiva es inversa (modelo top-down), desde los grandes números nacionales hacia unidades territoriales menores. (Best et al., 2008b: 40; Ryan, 2004: 224; Lewan y Simmons, 2001: 21; Simmons et al., 2000: 377). La metodología original sumaba la HE de todos los componentes de los consumos de recursos y la producción de desechos de una población. Esta manera de proceder permite, en primer lugar, identificar todos los bienes y servicios que una determinada población consume y sus cantidades; y en segundo, evaluar la HE del ciclo de vida de cada componente de los recursos necesarios para un determinado producto, desde la extracción de recursos a la eliminación de residuos, o lo que es lo mismo, “desde la cuna a la tumba”. La precisión del resultado final depende de la integridad de la lista de componentes así como de la fiabilidad de la evaluación del análisis de ciclo de vida (ACV) de cada elemento identificado. Este método produce resultados irregulares, dadas las dificultades de limitar las fronteras del ACV. La falta de información precisa y completa acerca de los ciclos de vida de los productos es un problema -agravado en el caso de complejas cadenas de producción con muchos productos primarios y subproductos-, y la demanda de gran cantidad de conocimientos detallados necesarios para analizar cada proceso (Lewan y Simmons, 2001: 12; Simmons et al., 2000: 375-378). El método de cálculo de la HE basado en 40 componentes utilizando datos de ACV mantiene solidez científica y fiabilidad, sin embargo, puede ser menos exacta debido a las limitaciones apuntadas. La implementación de un método de componentes, calibrado con una evaluación de la HE compuesta, puede superar las deficiencias del propio método. La HE compuesta, en la que nos basamos en este estudio, se calcula utilizando datos nacionales agregados (ECOTEC-UK, 2001: 17; Chambers et al., 2000: 67). En este modelo los valores captan la demanda de recursos, sin tener que saber todo lo necesario sobre el uso final y, por lo tanto, es más completo que los datos utilizados en el enfoque de componentes. Habitualmente, estas categorizaciones de uso final están mal documentadas en las colecciones de datos estadísticos utilizados para apoyar el enfoque de componentes. Por otro lado, en evaluaciones nacionales de la HE existen numerosos estudios, por parte de organizaciones profesionales, municipales, etc., que se fundamentan en componentes como un método previo, para luego completar la información con la procedente de la evaluación compuesta nacional referenciada en la GFN (Barrett et al., 2002; Best Foot Forward, 2000).  Reflexiones a tener en cuenta a nivel de territorios particulares o ciudades: Las siguientes recomendaciones representan las opiniones de diversos autores basadas en los resultados de estudios comparativos de distintas metodologías de cálculo y en experiencias alcanzadas al aplicar y desarrollar los análisis de la HE y de la biocapacidad en un territorio particular; reflejan un punto de partida para la evaluación de la sostenibilidad de una región o ciudad a través de su HE (Crummey y Victor, 2008: 10-11; Ewing et al., 2008: 5; Kitzes et al., 2007: 3-4; Arto, 2005: 8; Lenzen y Murray, 2003: 5; Barrett, 2002: 18; Wackernagel y Rees, 1996: 61). Recomendación 1. El método debe tener las características siguientes:  Estar basado en el principio de la responsabilidad. Esto significa ser coherente con los indicadores de CO2 en la región a estudiar. 41  Las tasas de sostenibilidad se centran en comparaciones con la biocapacidad global, aunque algunos valores también puedan ser calculados por comparaciones con la biocapacidad de la huella regional o local, la biocapacidad nacional o incluso con la biocapacidad del continente.  El método se fundamenta en la HE nacional y los cálculos de su biocapacidad. Es decir, la HE del promedio per cápita se utiliza para determinar la HE de la región o localidad. Para que sea significativa y evitar variaciones, se debe intentar la coordinación con los autores que trabajan con la HE nacional. Recomendación 2. Hay dos razones para realizar algunos pequeños cambios en el método básico de cálculo de la HE nacional. En primer lugar, incorporar ideas de otros estudios de la huella y, en segundo lugar, facilitar el cálculo de las huellas regionales y locales. Los cambios se pueden concretar en:  La porción de energía consumida establecida en los cálculos de la HE nacional puede ser subdividida -quizás basándose en EUROSTAT o en datos nacionales de EEAen las diversas áreas de las actividades implicadas en el gasto energético.  Los cálculos de la energía incorporada por las materias primas son incluidos en las estadísticas comerciales a nivel nacional. Las energías asociadas a alimentos y madera están actualmente incompletas y podrían tener un efecto significativo en ciertas HE nacionales.  Los cálculos de la energía incorporada en los productos de exportación se vinculan con la fuente de energía aplicada en el país productor; actualmente se asume que toda la energía proviene del combustible fósil.  El factor de equivalencia usado por defecto para el territorio construido; infraestructuras, viviendas, etc. podría ser vinculado a la bioproductividad media mundial; esto daría un resultado más modesto de la huella, pero sería más extensamente aceptable.  Algunos modelos reconocen la importancia de la agricultura de baja intensidad, este dato necesitaría de una investigación adicional para realzar su veracidad, para ello es útil complementar la HE con información sobre biodiversidad y calidad de agua en la región.  Los autores del modelo de cálculo recomiendan tratar la energía nuclear de manera que ésta sea considerada igual que el combustible fósil. Por supuesto, se 48 2008: 124-153; Jackson, 2011). Desde los centros educativos se puede dinamizar un aprendizaje significativo hacia relaciones socio-afectivas saludables, con menor preponderancia de valores materiales en éstas. El consumismo no ha demostrado aportar calidad de vida a sus fieles y la agresividad publicitaria enfocada hacia estos compradores neonatos demanda medidas educativas como respuesta. El crecimiento económico tiene desventajas (Victor, 2008: 154-168) y no puede, en general, considerarse sinónimo de progreso (Ibíd.: 9-10); numerosos informes internacionales dan prueba de ello (Brown, 2011). Por otro lado, las energías renovables en toda su diversidad y la gestión sostenible del agua en cada cuenca hidrográfica aportan un nuevo enfoque a la transición hacia un mundo con menor dependencia de las energías fósiles, que inevitablemente llegará (Rifkin, 2011); desde las aulas se puede empezar a vislumbrar un futuro, cada vez más cercano, sin energías fósiles. La revolución tecnológica que ha supuesto Internet es una ventana abierta a la comunidad global que los alumnos experimentan de forma natural; la multi-culturalidad de la aldea virtual muestra distintos entornos socio-culturales, permitiendo interactuar entre iguales, compartiendo aportaciones para mejorar la relación individual o colectiva con el entorno natural en cualquier dimensión, global o local. La transversalidad curricular de la huella ecológica se hace idónea para aplicarla como recurso didáctico en diversas áreas de conocimiento: Matemáticas, Ciencias Sociales, Ciencias Naturales o Ética. El voluntariado activo, que puede tenerse en cuenta a la hora de elaborar un Proyecto de Centro, podría facilitar el desarrollo emocional de los alumnos, fortaleciendo su empatía hacia los valores humanos y ambientales. Existen diversos materiales educativos publicados que invitan a vivir con menor huella ecológica en un planeta finito como es éste (Amed et al., 2010; Merkel, 2003). Los jóvenes viven conectados; pero carecen de herramientas para madurar emocionalmente, sin diversidad de relaciones sociales saludables que puede aportar el voluntariado activo en la comunidad escolar y familiar. La valorización de recursos intangibles como la cultura y la cooperación se cultivan desde la Educación, estimulando un modelo de aprendizaje lateral. Actualmente en las aulas, las relaciones virtuales mantienen hegemonía frente a las reales, la colaboración entre iguales y la creación de 49 proyectos en su comunidad educativa, acercan a los alumnos a una dimensión positiva de la interacción social. El efecto multiplicador de la dimensión educativa llega fácilmente a las familias; si además añadimos un compromiso de la Administración Pública con políticas coherentes para incentivar el ahorro de recursos naturales y su posterior incorporación al flujo biológico natural, el resultado será una sociedad más resiliente. Si la Naturaleza no genera residuos, nosotros podremos replantear nuestros sistemas de producción para relocalizar el valor añadido del producto en una dimensión más ambiental y que no se subordine a lo estrictamente pecuniario. Existen muchas subvenciones encubiertas que incentivan el consumo de petróleo y dificultan la descentralización de la producción eléctrica con la diversidad de fuentes renovables según los recursos hábiles en el entorno. Existe la tecnología eléctrica e informática necesaria para implementar la Tercera Revolución Industrial y la huella ecológica permite cuantificar los costes de las distintas alternativas (Rifkin, 2011). La pedagogía política también necesita fundamentarse en cierta consistencia técnica o científica, todos los políticos presentan soluciones sostenibles para los problemas, parece una marca distintiva y ninguno cuantifica con variables objetivas y mensurables sus proyectos. 1.4. La Resiliencia en sistemas socio-ecológicos. En muchos debates políticos el interés por el desarrollo sostenible y la conservación medioambiental se ha desplazado al centro de las reflexiones sobre el futuro. Sin embargo, desconocemos la mayoría de los aspectos que conforman la evolución hacia ese porvenir, lo cual nos plantea cuestiones del tipo: ¿Es nuestro actual camino sostenible? ¿Qué medidas podrían hacer que fuera más sostenible? ¿Qué imprevistos e incertidumbres cruciales podrían desviar a los sistemas socio-ambientales de sus horizontes previsibles? ¿Cuán resiliente es el sistema global social-ambiental ante tales acontecimientos? ¿Cómo interactúan los procesos ecológicos, sociales y económicos? Estas cuestiones mantienen un cariz específico en entornos insulares. 50 Las aspiraciones en materia de sostenibilidad pueden enmarcarse en el concepto de resiliencia: la aptitud para persistir y la capacidad de adaptación (Côté y Darling, 2010: 1; Tempkins y Adger, 2003: 5). Tanto la sostenibilidad como la resiliencia coinciden en la necesidad de acciones preventivas en la gestión de los recursos naturales, evitar la vulnerabilidad ante riesgos emergentes (por ejemplo, las consecuencias del cambio climático) y la preservación de la integridad ecológica o biodiversidad (Adger, 2003:1). Una importante contribución de la WSSD18 (World Summit on Sustainable Development) en Johannesburgo (2002) fue promover las sinergias entre la sostenibilidad y los programas encaminados a desarrollar la resiliencia (Ibíd.). La resiliencia es un objetivo que debe ser fomentado, no sólo para los ecosistemas o las instituciones sociales per se, sino también para las interacciones entre ambas entidades (Ibíd.: 2). Generalmente los seres humanos nos distanciamos de la Naturaleza en nuestra percepción del mundo. Esta desconexión conceptual de las relaciones con el medioambiente es perjudicial para la sostenibilidad que anhelamos. El primer principio de la resiliencia y la sostenibilidad es que el ser humano y el mundo natural no sólo son interdependientes; estos dos mundos son, de hecho, el mismo, visto a través de los ojos de la especie humana (Ibíd.). Promover la resiliencia significa cambiar, en particular, los mecanismos de toma de decisiones para reconocer los beneficios de la autonomía y las nuevas formas de gobernanza19 tendentes a promover metas sociales, la auto-organización, y la capacidad de adaptación. En una política mundial centrada en la resiliencia habría menos posibilidades de diseñar estrategias globales, caracterizadas por un elevado control central y una baja equidad resultante; de hecho estos proyectos crean sus propias vulnerabilidades, dejando problemas y cuestiones latentes. La promoción de la resiliencia está vinculada a los conocimientos necesarios para facilitar sistemas de gobernabilidad robustos que puedan hacer frente a los cambios ambientales y sociales (Adger, 2003: 2; Janes et al., 2010: 3; Tempkins y Adger, 2003: 3). 18 Cumbre Mundial sobre el Desarrollo Sostenible. Ver en http://www.worldsummit2002.org/ 19 Arte o manera de gobernar que se propone como objetivo el logro de un desarrollo económico, social e institucional duradero, promoviendo un sano equilibrio entre el Estado, la sociedad civil y el mercado de la economía. 51 Pueden establecerse dos vías para disminuir la vulnerabilidad: promover la autonomía, fortalecer la dimensión local, la diversidad y evitar en lo posible el riesgo; o bien, promover la integración, la especialización y asumir los riesgos para fomentar el avance económico. Ambas direcciones no pueden ser más divergentes. La solución no consiste en comprometerse a tomar las partes menos indeseables de ambas estrategias y buscar una vía intermedia; más bien, necesitamos una nueva forma de valorizar la potestad, la confianza local y su contribución a la sostenibilidad y la resiliencia (Adger, 2003: 3). En los últimos años ha surgido un creciente número de investigaciones relativas a la resiliencia y a la capacidad de adaptación de los sistemas ecológicos y sociales, impulsando sobre todo la colaboración entre ecólogos, economistas, sociólogos o matemáticos. Estos esfuerzos han generado nuevas sinergias, que siguen contribuyendo a la síntesis y aplicación de este conocimiento a los desafíos del desarrollo sostenible. Este conjunto de conocimientos objetivos para mejorar nuestra comprensión y manejo de los sistemas adaptativos complejos constituyen un marco conceptual de referencia. En este enfoque es fundamental la conciencia de que los sistemas humanos y naturales actúan fuertemente acoplados, ambos sistemas co-evolucionan, y la respuesta de los ecosistemas frente a la intervención humana rara vez es lineal, previsible o controlable (Ibíd.: 4). La existencia de umbrales en los sistemas ecológicos revela su sutileza; la acumulación de cambios repentinos puede tener efectos catastróficos sobre la estructura y función de los ecosistemas. La evidencia demuestra que los sistemas naturales interaccionan de forma no lineal, con fuertes bucles de realimentación, y a distintas escalas, lo que supone efectos imprevisibles (Ibíd.). Los vínculos socio-ecológicos están influenciados por las estructuras y los procesos a múltiples escalas. Los eventos o las perturbaciones en un nivel pueden influir en los procesos que ocurren en otras dimensiones dentro del sistema. Estas interacciones interescalares pueden aumentar los niveles de incertidumbre en el sistema, sin embargo, también pueden proporcionar un mecanismo para reforzarlo en su conjunto. La resiliencia de los sistemas socio-ecológicos está determinada por: i) la magnitud de las perturbaciones que puedan absorber y aún así conservar su función global; ii) el grado en que el sistema sea capaz de auto-organizarse; y iii) la intensidad en que se pueda desarrollar la capacidad de aprendizaje y adaptación (www.resalliance.org) (Ibíd.). 52  Los sistemas socio-ecológicos y la capacidad de adaptación. La capacidad de adaptación, entendida como las diversas opciones de reorganización tras el cambio, es una parte importante de la resiliencia dentro de los sistemas socioecológicos. Los sistemas con alta capacidad de adaptación son más capaces de mantener flexibilidad y evitar perturbaciones significativas de funciones críticas después de una perturbación. Pueden enunciarse cuatro factores que confieren capacidad de adaptación y parecen ser indispensables cuando se trata de la dinámica de los recursos naturales durante los períodos de cambio y la reorganización (Ibíd.:5):  ➤ Aprender a vivir con el cambio y la incertidumbre;  ➤ Alimentar la resiliencia a través de la diversidad;  ➤ Combinar diferentes tipos de conocimientos para el aprendizaje;  ➤Crear oportunidades para la auto-organización social hacia la sostenibilidad ecológica. ¿Cómo gestionar la resiliencia y crear capacidad de adaptación en sistemas socioecológicos? Los elementos de incertidumbre y sorpresa son inherentes en los sistemas socio-ecológicos y, desde la perspectiva del ciclo adaptativo, los análisis empíricos sugieren que cualquier intervención puede ser un factor decisivo cuando se trata de orientar el cambio en un sentido deseable. Los sistemas en red son más receptivos a los esfuerzos enfocados a dirigir su desarrollo durante las fases del proceso de reorganización; por lo tanto, es fundamental reforzar la capacidad de resiliencia inmediatamente después de eventos críticos (Ibíd.). 1.5. Conclusiones parciales. La aparición del término “desarrollo sostenible” como noción clave en el debate en torno a problemas del medio ambiente ha estimulado un diálogo interdisciplinario que ha reunido a científicos provenientes de los campos más dispares, y a grupos políticos y sociales en conflicto. Los conceptos de metabolismo socioeconómico -básicamente los insumos materiales, el procesamiento y los desechos de las sociedades, y la correspondiente producción energéticay de colonización de la naturaleza -actividades 53 que alteran deliberadamente los sistemas naturales con el fin de hacerlos más útiles para la sociedadconstituyen intentos de relacionar la idea de “desarrollo sostenible” con características fundamentales de la sociedad desde una perspectiva histórica. Estos planteamientos pueden ser útiles para identificar y hacer funcionales objetivos y estrategias concretas para su consecución (Fischer-Kowalski y Haberl, 2007). Por lo tanto, junto al debate sobre las restricciones biofísicas a la expansión del sistema económico, también se establece la discusión paralela sobre la utilización de las ciencias de la naturaleza para ayudar a representar los procesos económicos. Por un lado, las propias ciencias naturales proporcionan buenos argumentos para terciar en la polémica sobre los límites del crecimiento, y por otro, parece oportuno cambiar la representación analítica convencional del proceso económico que se desarrollaba de espaldas a las enseñanzas de saberes bien asentados como la Termodinámica y la Biología (Carpintero, 2005). Los retos que enfrenta cualquier metodología encaminada a acumular indicadores de sostenibilidad son considerables: i) deben ser lo suficientemente consistente para concitar amplia credibilidad (especialmente en las audiencias técnicas y científicas); ii) proveer de un mediocomunicación a los gestores y a la ciudadanía para entender lo que significan los impactos acumulativos de nuestros patrones de consumo (en términos de desarrollo medioambientalmente sostenible) y proponer avances objetivos en esa línea; iii) ser transferibles para permitir comparaciones con sectores económicos diversos (Lenzen, 2003). Sin duda, la sociedad humana ejerce un impacto significativo sobre el medio ambiente y su biodiversidad. Esta presión es una función de la población, del consumo y de la tecnología. La densidad de la población humana y los asentamientos humanos están altamente correlacionados con la riqueza de las especies y por lo tanto con la amenazada biodiversidad. La biocapacidad de un país está claramente relacionada con la riqueza de especies que habitan en sus límites geográficos. Los seres humanos nos apropiamos de una parte significativa de la producción básica de los ecosistemas, y por ello, interferimos en las redes tróficas de estos. La colonización de la naturaleza y la usurpación de las áreas naturales han cambiado muchos patrones de distribución de la biodiversidad. La biodiversidad está vinculada a la Huella Ecológica principalmente mediante la densidad de población humana y sus tasas de consumo de recursos, pero posiblemente otros factores podrían ser tomados en cuenta para afinar su resolución (Vackar, 2007: 6). 54 Como corolario a lo expuesto, con la HE se tiene la posibilidad de realizar un análisis de los flujos físicos que se producen y la incidencia que sobre los recursos naturales implica su existencia. Con ello se consigue una herramienta objetiva que indica qué acciones o decisiones, en diversos campos, serán beneficiosas o perjudiciales desde el punto de vista de la sostenibilidad ambiental. El hecho de que todos estos flujos tengan su expresión en la misma unidad, territorio productivo por habitante, permite compararlos entre ellos y posibilita, al mismo tiempo, que la huella en sí sea una potente herramienta de comunicación para transmitir la importancia y la urgencia de aminorar la presión sobre los recursos naturales con el objetivo de alcanzar la sostenibilidad (Calvo y Sancho, 2002: 20). Por otro lado, la resiliencia no trata de fomentar el crecimiento o el cambio per se. Se trata de promover la capacidad de amortiguar los golpes y presiones y aún mantener el funcionamiento de la sociedad y la integridad de los sistemas ecológicos. Sin embargo, la resiliencia también compromete a comunidades y sociedades a que tengan la capacidad de auto-organizarse y gestionar los recursos para tomar así decisiones de forma que promuevan la estabilidad. En definitiva, las sociedades resilientes requieren tener la capacidad de adaptación a circunstancias y riesgos imprevistos. Estos objetivos dan una orientación genérica sobre cómo fomentar la sostenibilidad a diferentes escalas (Adger, 2003: 3). Sin duda el mensaje de la resiliencia es más radical para los responsables políticos que el de la sostenibilidad. Su implementación implica en realidad un desafío ante algunos postulados generalizados acerca de la estabilidad y la resistencia al cambio que están implícitos en la formulación del concepto de sostenibilidad aplicado generalmente en las políticas ambientales y sociales establecidas. La gestión resiliente supone cerrar ciclos de forma parecida a los ecosistemas naturales; todo residuo es un recurso que incluso puede incrementar su valor a lo lardo de su ciclo de vida continuo. Las tres erres: reducir, reutilizar y reciclar se incrementan con otra más, rediseñar (McDonough y Braungart, 2005). El objetivo de contaminar menos no es sostenible por sí mismo y demanda una reestructuración del proceso industrial para mitigar sus externalidades negativas, incluso el reciclaje se puede afinar más con los conceptos de upcycling y downcycling según el valor añadido final del material en el mercado (McDonough y Braungart, 2010). 55 La Huella Ecológica sin el compromiso social queda relegada a conformar una herramienta más del listado de indicadores empleados para medir el desarrollo sostenible. La posibilidad que tiene cada individuo para actuar desde su responsabilidad como consumidor da un valor añadido significativo a sus conductas: conocer la huella ecológica individual, a qué se debe y cómo actuar para reducirla aporta un cambio de paradigma (Merkel, 2003): una prosperidad desacoplada (decoupling) del agotamiento de los recursos, e incluso para algunos, prosperidad sin crecimiento (Jackson, 2011; Victor, 2008). Las políticas ambientales tradicionales enfocadas en disminuir las emisiones vinculadas a la producción de bienes y servicios se muestran insuficientes para materializar un nuevo modelo económico (McDonough y Braungart, 2005). En un sentido termodinámico, cada individuo puede expresarse como un ser extendido viviendo de un flujo entrópico (Rifkin, 2009: 144), tomar consciencia de su huella ecológica en el mundo ya es un paso para asumir responsabilidades. Hay muchos parámetros importantes para construir un mundo sostenible, cada uno de los cuales necesita ser iluminado por separado, ya que no hay una fórmula mágica que defina la óptima compensación entre ellos. Para lograr la sostenibilidad, necesitamos tanto salud ecológica como bienestar social, y lograr uno a expensas del otro es intrínsecamente insostenible (Best et al., 2008a: 11-12). Finalmente es de interés destacar que la Huella Ecológica rastrea las necesidades básicas de la sostenibilidad fuerte e identifica las áreas prioritarias de sostenibilidad débil. Su premisa es simple: ¿Cuánto espacio necesita la economía humana para proveerse de bienes y servicios ecológicos? ¿Cuánto espacio nos proporciona el planeta para hacerlo? Si la superficie requerida supera la capacidad disponible, el uso excesivo del capital natural opera violando el principio de sostenibilidad fuerte; al mismo tiempo la sobreexplotación ecológica identifica la liquidación de capital natural, que requiere de un sustituto para preservar el criterio de sostenibilidad débil. 56 2. El agua como protagonista de la gestión sostenible. “Hay que volver a reformular las legislaciones, que quede consagrado definitivamente que el agua es un bien universal”. (Rigoberta Menchú; activista indígena guatemalteca, Premio Nobel de la Paz en 1992). 2.1. Introducción. El agua es un compuesto que no se produce sobre la superficie terrestre ni en la atmósfera, al igual que la energía, no se crea ni se destruye. Por lo tanto, existe en una cantidad finita que circula en lo que se denominamos el ciclo hidrológico. Esto quiere decir que el agua empleada hoy en día, es la misma que se ha estado usando durante millones de años, conservada casi sin cambio. Desde el origen del planeta el agua se ha ido reciclando constantemente, en un circuito interminable entre la hidrosfera y la atmósfera, en equilibrio con todos los procesos de la Naturaleza en los que interviene (López de Asiain et al., 2007: 2). Sin embargo la actuación del hombre está alterando gravemente este ciclo hidrológico: i) la manipulación de cauces, ii) la detracción de grandes volúmenes para el consumo, iii) la regulación de aguas superficiales –a través de embalses o presas-, iv) la explotación de aguas subterráneas junto con la deforestación y la erosión afectan a la capacidad de retención y a los procesos de circulación naturales, y además v) la alta contaminación de los residuos antrópicos está colapsando el balance hidrológico hasta ahora en equilibrio (Ibíd.). Esto se debe principalmente a dos causas: el crecimiento demográfico y el aumento en la demanda per cápita del recurso. En los últimos 100 años la población del mundo se ha triplicado pero el uso de agua para aprovisionar a ésta se ha multiplicado por seis. De hecho casi la mitad de los recursos accesibles de agua dulce se destinan actualmente a las actividades humanas, dos veces más que hace sólo 35 años (Water Vision, 2000). El año 2003 fue declarado Año Internacional del Agua Continental por las Naciones Unidas, reconociendo el derecho al abastecimiento adecuado y suficiente de agua salubre 57 como un derecho humano fundamental (Afonso, 2008: 10); más recientemente esta misma organización ha instituido el Decenio Internacional del Agua 2006-2015. Estos eventos ponen de manifiesto la relevancia que a escala mundial están adquiriendo las cuestiones relacionadas con el conocimiento, uso y gestión de los recursos hídricos. Es ahora cuando la problemática asociada al uso descontrolado del agua en el planeta ha encendido la luz de alarma y surgen conceptos como “gestión sostenible” con el objeto de poner límite a una gestión irracional de este recurso y advertir sobre la fragilidad de los sistemas hídricos (Ruiz de la Rosa, 2006: 3). Una buena metodología para comprender la problemática de la sostenibilidad y del desarrollo sostenible es tomar como punto de partida la insostenibilidad. En este sentido una actividad o proceso es insostenible cuando su dinámica no puede mantenerse a largo plazo debido a los efectos negativos que produce bien sobre su entorno o bien sobre su propio funcionamiento (Vergara et al., 2004); el agua resulta un caso paradigmático de ello. Como ya expusimos en el primer capítulo, este nuevo modelo de desarrollo propone integrar el crecimiento económico con la protección del medio ambiente y la equidad social. No obstante, las Naciones Unidas han precisado más el concepto de sostenibilidad y han sustituido el término equidad inter-generacional por el de ética, lo que supone información pública y participación social adicional. La nueva definición ha sido adoptada y aplicada a la política del agua y particularmente a dos de sus principales áreas de actuación: la acción integral en las cuencas hidrográficas –demarcacionesy al suministro urbano -abastecimiento y saneamiento-; esta iniciativa guarda perfecta sintonía con la Directiva Marco del Agua (DMA, 2000/60/EC) que propicia una política hidrológica sostenible fundamentada en la gestión de la demanda aplicada a los abastecimientos municipales y a sus infraestructuras hidráulicas (Juárez, 2008). En el contexto europeo, el desarrollo sostenible se introdujo como objetivo explícito de la Comunidad Europea en el Acta Única Europea de 1987. En coherencia con esta decisión, el tratado de Maastricht de 1992 obligó a integrar las cuestiones medioambientales en todas las políticas comunitarias. Concretamente en España, tal y como se reconoce en el Preámbulo de la Ley de Aguas de 198520, el agua es un bien, “indispensable para la vida 20 BOE de 8 de agosto de 1985. 64 2.3. Los enfoques de la gestión del ciclo del agua. Ahora que la sostenibilidad ha alcanzado categoría de paradigma del desarrollo; no resulta ocioso mencionar que en las políticas ambientales, la falta de coherencia entre sus objetivos y los planteamientos socioeconómicos, suele conducir al fracaso en el logro del equilibrio entre los factores que componen la sostenibilidad: protección del medio ambiente, progreso económico y desarrollo social. Por lo tanto, es obligado que en todas las políticas sectoriales se consideren las acciones necesarias para una gestión eficiente de los recursos naturales, entre ellos los hídricos y los energéticos; pero esta estrategia no elimina la necesidad de continuar aplicando soluciones convencionales para satisfacer de forma sostenible las demandas de ambos recursos (Gil, 2008: 88). En cualquier caso, los problemas del agua en el mundo no son en ningún modo homogéneos, varían de unas regiones a otras -incluso en un mismo país-, tienen estacionalidad e incluso cambian de un año a otro. Las soluciones dependerán de una red compleja de aspectos intercomunicados, entre otros: procesos de gestión del recurso, competencia y capacidad de liderazgo de las instituciones implicadas, condiciones sociopolíticas del planeamiento hídrico y tecnologías disponibles. Tanto los sectores económicos como la agricultura, la energía, la industria, el transporte y la comunicación como los ámbitos de la educación, salud y medio ambiente están estrechamente vinculados con el modelo de desarrollo imperante, manteniendo una relación insoslayable con este inapreciable recurso (Asit, 2004: 1-2). «Si únicamente aquéllos que tienen el poder controlan el agua, y aquéllos que tienen agua manipulan a los que tienen el poder, entonces aquéllos que no tienen poder no tienen agua» (Swyngedouw, 2004: 61 citado por Meerganz, 2006: 131). La Ley Internacional del Agua27 estipula como uno de sus principios fundamentales “la utilización y asignación equitativa de los recursos de agua”. Sin embargo en la literatura actual sobre la gestión del agua, la noción de equidad aún carece de fundamentos teóricos sólidos (Meerganz, 2008: 109). El agua es un derecho básico, no sólo la garantía de su suministro; también el acceso al agua potable y al saneamiento son un derecho humano que debe ser garantizado por los poderes públicos (Jiménez, 2008: 24). 27 Según se detalla en la ley de la ONU de 1997 sobre “los usos de los cursos de agua internacionales para fines distintos de la navegación” y las Reglas de Helsinki. 65 En la Unión Europea a partir del V Programa de Medio Ambiente, y como parte fundamental de las políticas europeas, también existe una sensibilidad explícita para aplicar en la gestión del agua los principios básicos de la integración ambiental y la sostenibilidad. El 17 de julio de 2007 se presentó una Comunicación al Parlamento Europeo y al Consejo, “Afrontar el desafío de la escasez de agua y la sequía en la Unión Europea”. El documento afrontaba: i) avanzar en la plena aplicación de la DMA, ii) corregir las políticas ineficaces de tarificación del agua, iii) planificar los usos del suelo por su relación con la utilización del agua, iv) potenciar el ahorro de agua, que se considera con enormes posibilidades, y v) fortalecer el conocimiento y la información de alta calidad. También se hacía especial referencia a la relación existente entre la gestión del agua y el paquete de medidas sobre la energía y el clima que la Comisión adoptó el 10 de enero de 2007 para orientar a la UE hacia una política energética sostenible, competitiva y segura. El suministro de agua para diferentes consumos tiene una participación significativa en el consumo energético, por lo tanto una economía que haga un uso eficiente del agua incidirá directa o indirectamente sobre todos los sectores productivos (Gil, 2008: 87). Asegurar la disponibilidad de los recursos hídricos -en condiciones adecuadas de cantidad y calidaddebe comenzar por la protección -frente a la contaminación y el deteriorode las fuentes y reservorios y, en general, de cada una de las fases del ciclo hidrológico. Otro factor supone valorar los efectos climáticos en la actualidad y sus consecuencias futuras en la gestión del agua, para ello se propone (Afonso, 2008: 12):  Mejorar la eficiencia en todos los sistemas hídricos actuales.  Emplear recursos alternativos, como la desalación y la regeneración de aguas, que supongan cambios en los modelos de uso del agua y la energía.  Considerar las posibles alteraciones en las condiciones de disponibilidad de recursos -derivadas del comportamiento climáticoen la planificación de la evolución de los sistemas urbanos. 66 2.3.1. El Análisis de Ciclo de Vida como herramienta de planificación hidrológica. Los actuales déficits hídricos estructurales precisan nuevos recursos compensatorios. Se plantean nuevos retos; como la variación del régimen de precipitaciones o el buen estado ecológico de las masas de agua. Estos desafíos implican un aumento del consumo energético asociado al funcionamiento de las infraestructuras de transporte, tratamiento y distribución del agua. En el actual marco de la toma de decisiones, referidas a la planificación hidrológica, se precisa incluir un análisis de todos los factores vinculados a la emisión de gases de efecto invernadero, extendiendo el estudio al ciclo de vida completo de las diferentes infraestructuras puestas en juego: construcción, operación y mantenimiento. El ACV es un instrumento de gestión ambiental que ofrece un procedimiento sistemático y cuantitativo para evaluar los efectos ambientales de un producto o servicio “desde la cuna a la tumba”, y por lo tanto, la gestión del agua puede beneficiarse de ello (Gil, 2008: 88-90). El ACV considera todas las implicaciones ambientales, incluido el consumo energético y las emisiones vinculadas al conjunto de sistemas generadores de electricidad (mix eléctrico) en cuestión. Inicialmente fue descrito por la Sociedad para la Química y Toxicología Ambiental (Society for Environmental Toxicology and Chemistry-SETAC) en 1991 y 1993. La Agencia para la Protección Ambiental norteamericana (Environmental Protection Agency-US EPA) perfeccionó posteriormente la metodología, que ha sido luego normalizada por la Organización Internacional para la Estandarización (International Organization of Standardization, serie ISO 14040). Este procedimiento implica: i) definir el objetivo y el alcance, ii) elegir una unidad funcional a la que referir los inputs y outputs, iii) delimitar los límites del sistema, iv) realizar el análisis del inventario de ciclo de vida que cuantifique consumo de recursos y emisiones al medio ambiente respecto de la unidad funcional y v) evaluar el impacto en la fase en la que los resultados cuantitativos del inventario se asignan según categorías de impacto ambiental (agotamiento de recursos, calentamiento global, acidificación, eutrofización, toxicidad humana, toxicidad ecológica, agotamiento de la capa de ozono, etc.) con la modelización de los datos respecto de una unidad de referencia por cada categoría; por ejemplo, en el caso del calentamiento global se estiman toneladas de CO2 equivalente (Ibíd.). A medida que han adquirido importancia las políticas sobre el cambio climático, se ha introducido, como indicador de referencia, la huella de carbono de bienes de consumo y servicios de productos; es un ejemplo aplicable al suministro de agua, desde las 67 envasadas hasta los diferentes sistemas de suministro y tipos de uso. Por otro lado, la Publicación Internacional del Análisis de Ciclo de Vida (The International Journal of Life Cycle Assessment) advierte de los riesgos de aplicar métodos simplificados del Análisis de Ciclo de Vida que se limitan a un solo parámetro y obvian otros potenciales impactos ambientales, apuntando que se han utilizado diferentes aproximaciones aplicadas a un mismo objeto que han conducido a resultados dispares de la huella de carbono (Ibíd.). En el ámbito internacional el ACV está consolidado como herramienta de gestión en el área de los recursos hídricos; cabe especial mención el caso de California28 (Estevan, 2008: 26; Mujeriego, 2005: 21) y Singapur29 (Mujeriego, 2005: 23) o las recomendaciones de la Comisión Europea para su uso generalizado a nivel local (Best et al., 2008 b: 38). En España se han desarrollado escasas aplicaciones de las metodologías ACV al sector del agua, siempre referidas a proyectos concretos, y no extendidas al ciclo completo del agua. Por ejemplo se ha empleado el ACV para el uso de agua residual depurada en una pequeña población (Ortiz et al., 2006) o en un análisis más general vinculado a la reutilización de agua residual depurada (Gil, 2008: 90). La primera aplicación institucional de los principios de la metodología ACV al sector del agua, fue presentada en el Informe de Sostenibilidad Ambiental del Programa Agua, publicado en 2005 por el MMA, pero éste no contemplaba el ciclo integral del agua, sino sólo algunas etapas parciales (Estevan, 2008: 26). Los trabajos realizados por la Universidad de Zaragoza en esta área (Ortiz et al., 2006; Raluy et al., 2006; Raluy et al., 2005 a; Raluy et al., 2005 b; Raluy et al., 2005 c; Raluy, 2005; Raluy et al., 2004; Uche et al., 2003) han servido de pilar experimental para justificar su viabilidad en Canarias; proponiendo un estudio exhaustivo de las tecnologías de producción de agua y apoyando la validez del ACV como herramienta en la planificación hidrológica. Cabe mencionar los ACV estimados para aguas desaladas de procedencia marina frente a las cargas ambientales de las aguas salobres (Muñoz y Rodríguez, 2008); aunque económicamente la desalación salobre sea más rentable, al consumir menos energía por volumen de agua producto (menos salinidad conlleva menos costes en todos los inputs). 28 www.owd.com 29 www.pub.gov.sg/newater 68 Las posibilidades del ACV son enormes y los trabajos de desarrollo e investigación en este campo muy atractivos, pero no debe olvidarse que existen aún zonas oscuras en los modelos matemáticos que se utilizan en la cuantificación de impactos, sobre todo cuando se trata de sistemas complejos, lo que da margen a cierta subjetividad en la interpretación de los resultados. 2.3.2. La gestión integrada de los recursos hídricos: La Directiva Marco del Agua Los contenidos de la Directiva Marco del Agua-DMA (2000/60/EC) remarcan el nuevo desplazamiento de la política del agua desde la ambiental hacia la territorial (Estevan y Naredo, 2004: 23). Su objetivo primordial es garantizar el estatus ecológico y químico de todas las aguas superficiales y subterráneas (artículo 4). Ello debería alcanzarse mediante un enfoque de “gestión integrada”, guiado por la “racionalidad económica” y por la participación pública bidireccional y proactiva. El artículo 14.1 exige a los Estados miembros “impulsar la intervención activa de todas las partes interesadas en la implementación de la Directiva, en particular en la producción, revisión y puesta al día de los planes de gestión de cuenca fluvial”. En el contexto de la UE, la implementación de la DMA introduce una serie de nuevos regímenes organizativos a escala de cuenca fluvial que requieren de una reestructuración de las administraciones nacionales e internacionales. En este sentido, la DMA representa el cambio de un Estado centralizado hacia un Estado donde la toma de decisiones se encuentra más fragmentada (Jessop, 199730citado por Meerganz, 2006). Bajo este prisma, la participación pública en el marco de la DMA resulta simultáneamente una herramienta disciplinaria para hacer cumplir políticas probablemente corporativistas, pero también una oportunidad para generar resistencias a éstas. Los procesos de toma de decisiones relacionados con la gestión del agua se extenderán gradualmente desde los gobiernos de los Estados miembros hacia “arriba” (instituciones europeas), hacia “abajo” (agencias de cuencas fluviales locales) y hacia “afuera” (sector privado). Estos cambios generarán nuevas relaciones de poder que requieren de una especial atención; se forjarán nuevos vínculos de poder con geometría variable que 30 Jessop, B. (1997). «Capitalism and its future: remarks on regulation, government and governance». Review of International Political Economy, 4, pp. 561-582. 69 operarán en niveles jerárquicos nuevos y diferentes, a múltiples escalas y mediante agentes sociales auto organizados y adaptados a la nueva situación (Meerganz, 2006: 134). La respuesta a nivel institucional se produce mediante la DMA y la nueva cultura del agua que ésta defiende. La mejor forma de evaluar esta acción es mediante las crecientes inversiones realizadas por los municipios, las empresas gestoras de su abastecimiento, las Mancomunidades, los Consorcios, y la Administración comunitaria y estatal en el tratamiento de las aguas residuales y su posterior utilización con beneficio económicoproductivo y político-social (Juárez, 2008: 214, 227). Estas directrices persiguen, en definitiva, un uso y gestión sostenible de los sistemas hídricos en sus diversas vertientes (Borrás, 2007: 83):  Sostenibilidad ambiental: Manteniendo y mejorando la calidad de los ecosistemas siguiendo la línea fijada por la DMA; donde el hito a conseguir sea el buen estado de las aguas y muy particularmente en los aspectos ecológico, cualitativo o cuantitativo. Mantener calidad en el abastecimiento de agua supone la garantía en cantidad del recurso junto con la preservación del entorno natural. Esta sostenibilidad implica garantizar el abastecimiento para las demandas presentes y futuras.  Sostenibilidad económica: La consecución de la sostenibilidad económica de la gestión integrada de todos los recursos disponibles, tanto los convencionales como los obtenidos a partir de fábricas de agua (desalinización, regeneración, descontaminación), sólo será posible si se asegura la adecuada recuperación de costes de los diferentes eslabones del ciclo del agua: costes del recurso, ambientales y de servicio (Llamas, 2006: 10).  Sostenibilidad social: La participación ciudadana en la toma de decisiones es primordial para que la ciudadanía entienda y asuma los retos que supone alcanzar la sostenibilidad global del ciclo del agua. 70 La gestión integrada de los recursos hídricos se rige fundamentalmente por tres criterios operativos validados por la DMA y por las propuestas de organismos internacionales y asociaciones profesionales (ACWA, 200531 citado en Mujeriego, 2005: 17): 1. Diversificar las alternativas utilizadas como forma de asegurar la fiabilidad o la garantía de la solución conjunta. El hecho de que las sociedades desarrolladas hayan alcanzado la explotación casi completa de los recursos hídricos más inmediatos o fáciles de desarrollar hace, con frecuencia, que sea prácticamente inviable la obtención de soluciones “únicas” o “absolutas” a los retos actuales y, por tanto, deba recurrirse a la aplicación de una serie coordinada de soluciones parciales para resolver los problemas. 2. Utilizar una combinación equilibrada tanto de infraestructuras como de formas de gestión que, con agilidad y flexibilidad, potencien la capacidad y las posibilidades de unas y otras para atender las ofertas y las demandas en el espacio y en el tiempo. 3. Planificar sistemáticamente esas actuaciones, especialmente las infraestructuras pero también las formas de gestión, de modo que sea posible asegurar tanto la consecución de sus objetivos técnicos y económicos como su debate, revisión y aceptación por parte de todos los usuarios, incluidos los encargados de la preservación y mejora del medio ambiente. La gestión integral del agua exige por tanto, la apropiada actuación en todo su ciclo de aprovechamiento: captación, almacenamiento superficial y subterráneo, transporte, distribución, uso, tratamiento, reutilización y evacuación ambiental. El modelo de gestión de la oferta que acompañó al desarrollo económico en el pasado ha sido sustituido por otro más racional, fundamentado en la gestión desde la demanda e impulsado por la promulgación de la DMA (2000), al considerar la gestión sostenible de los recursos hídricos basada en el principio de gestión integrada en las cuencas hidrográficas (Juárez, 2008: 222-223; López de Asiain et al., 2007: 2-3). Se dispone de diversas opciones con las que garantizar estos requerimientos hídricos; para atender los aprovechamientos urbanos, agrícolas e industriales y, en cierto modo, para asegurar la preservación del medio ambiente. Las alternativas disponibles, en orden 31 Association of California Water Agencies-ACWA, (2005): “No Time to Waste. A Blueprint for California Water”: www.acwa.com, Sacramento, California. 71 creciente de complejidad y especificidad son: 1) la protección y mejora de las fuentes convencionales de agua, 2) el ahorro de agua mediante un uso eficiente, 3) la regulación o el almacenamiento de volúmenes adicionales de agua, 4) el intercambio de recursos entre diferentes usuarios, 5) la regeneración y la reutilización planificada, y 6) la desalación de aguas salobres y marinas (Mujeriego, 2005: 16). Entre las actuaciones concretas que permitan materializar este modelo de gestión conviene resaltar (Ibíd.: 25): 1) la mejora de los sistemas de captación y abastecimiento de agua, 2) la evaluación de los peligros a largo plazo que afectan a esas fuentes, 3) la protección de los sistemas públicos de abastecimiento de agua y de mejora ambiental, 4) el desarrollo de la regulación de aguas subterráneas y superficiales (Afonso, 2008: 11) y 5) el estímulo y la financiación de la reutilización planificada del agua, su uso eficiente y la desalación de aguas marinas y aguas de acuíferos salobres (Ibíd.: 15). Por otro lado, se apuntan otras acciones complementarias como: la gestión de recarga de acuíferos (López-Gunn y Llamas, 2008: 232), la recolección de agua de lluvia (López de Asiain et al., 2007: 2-3) o la captación de nieblas (Afonso, 2008: 7), opciones que optimizan la “recolección” de un bien que de lo contrario no podría ser aprovechado; en conjunto estas alternativas favorecen particularmente la resiliencia del sistema hídrico en el contexto del cambio climático. No hay que olvidar que las aguas residuales son parte integrante del ciclo del agua, son un recurso más dentro de éste. La calidad de las aguas regeneradas es la resultante de una cadena de decisiones y actuaciones que comienza en el momento de la extracción de los recursos naturales de primer uso y continúa a lo largo de todo el ciclo del agua, hasta las últimas operaciones de reutilización. Si el ciclo del uso del agua se planifica globalmente desde su inicio, con la expectativa de facilitar la reutilización al término del mismo, será posible controlar el proceso de deterioro del agua de modo que su reutilización sea posible con costes limitados y sin pérdida de recursos (Mujeriego, 2005: 18-20). Si por el contrario, se van adoptando decisiones en cada etapa del ciclo del agua sin contar con los efectos que pueda tener en el potencial de reutilización futura, al final se incurrirá en la necesidad de costosos post-tratamientos, en la pérdida de recursos, y eventualmente, en la inviabilidad económica de las operaciones de reutilización. Con esta perspectiva, las aguas residuales no pueden ser consideradas y tratadas como un residuo 72 que aparece al final de un proceso lineal de utilización del agua, eventualmente susceptible de reutilización. Las aguas residuales forman parte integrante del ciclo del agua, sin ninguna diferencia conceptual con las aguas de cualquiera de las etapas anteriores. En este sentido merecen la calificación de recurso, y no de residuo, del mismo modo que cualquier otra masa de agua, en cualquier etapa del ciclo, puede ser considerada como un recurso con un determinado potencial de utilidad económica o ecológica (Estevan, 2005: 24-25). 2.3.3. La Huella del Agua. Todos los sectores económicos tienen una relación vinculante con el agua: la agricultura, la energía, la industria, el transporte y la comunicación; al igual que los ámbitos educativos, sanitarios y ambientales. El agua es un derecho humano que debe ser garantizado por los poderes públicos, sin menoscabo del resto de los seres vivos que pueblan nuestra biosfera. La dimensión del agua virtual implicada en la economía regional escapa del análisis en la huella ecológica, pero complementa un análisis más profundo de sus flujos comerciales (Hoekstra et al., 2011: 119,129; Hoekstra, 2011: 25; Hoekstra et al., 2009: 67-74; Chapagain y Hoekstra, 2008: 29; Gerbens-Leenes et al., 2008: 19; Hoekstra y Chapagain, 2007: 35, 41-43; Chapagain et al., 2006: 455; Hoekstra y Hung, 2005: 49-50). El concepto de la Huella del Agua-HA (Water Footprint-WF) fue introducido por Hoekstra en la Reunión de Expertos internacionales sobre el comercio del Agua Virtual, que se celebró en Delft, Holanda, en 2002 (Hoekstra, 200332citado por Hoekstra, 2007). Las Huellas Nacionales del Agua fueron cuantitativamente evaluadas por Hoekstra y Hung (200233 citado por Ibíd.), y más ampliamente por Hoekstra y Chapagain (2007). Aunque el término HA fue elegido por el autor en analogía con la HE, desde el comienzo existe un marco de análisis común a ambos conceptos, aunque tienen raíces distintas (Hoekstra, 2007: 3). 32 Hoekstra, A.Y. (ed.) (2003): “Virtual water trade: Proceedings of the International Expert Meeting on Virtual Water Trade”, Delft, The Netherlands, 12-13 December 2002, Value of Water Research Report Series No.12, UNESCO-IHE, Delft. 33 Hoekstra, A.Y. and Hung, P.Q. (2002): “Virtual water trade: A quantification of virtual water flows between nations in relation to international crop trade”, Value of Water Research Report Series No.11, UNESCO-IHE, Delft. 73 La idea de la HA se construye sobre el concepto de agua contenida (incorporada) en un bien o agua virtual, enunciado inicialmente por Allan (199834 citado por Hoekstra, 2007) cuando estudió la posibilidad de importar agua virtual -en contraposición al agua realcomo una solución parcial a los problemas de escasez de agua en el Oriente Medio. Allan elaboró la idea de utilizar el agua virtual de importación -junto a las importaciones de alimentoscomo una herramienta para liberar la presión ejercida sobre la escasa disponibilidad del recurso para uso doméstico. El agua virtual de importación se convierte así en una fuente alternativa de agua junto a las fuentes endógenas de agua en el propio territorio (Hoekstra, 2007: 3; Llamas, 2006: 11; Chapagain y Hoekstra, 2004: 12). El agua virtual importada también se ha denominado agua exógena (Haddadin, 200335citado por Chambers et al., 2000); de hecho, la acepción tiene la misma connotación que cuando se aplica a la energía, la tierra o el trabajo, por lo tanto podemos hablar de agua contenida o incorporada en los mismos términos (Ibíd.: 96). Hoekstra y Chapagain (2007) definen el contenido de agua virtual de un producto (bien o servicio) como el volumen de agua dulce utilizada para producirlo. Se refiere a la suma de la utilización del agua en las distintas etapas de la cadena de producción. El adjetivo virtual refleja el hecho de que la mayoría del agua empleada para producir un producto no figura en él. El contenido real de agua en los bienes es generalmente insignificante si se compara con el contenido virtual de agua consumido en su fabricación (López-Gunn y Llamas, 2008: 229; Hoekstra, 2007: 3). La HA se sustenta en la búsqueda de los vínculos ocultos entre por un lado, el consumo humano y el uso del agua, y por otro, entre el comercio mundial y los recursos hídricos (Chapagain y Hoekstra, 2004: 9). El punto de partida de este indicador fue el descontento con el hecho de que los recursos hídricos se consideren generalmente como un asunto local o, como mucho, una cuenca hidrográfica definida. La dimensión mundial de los recursos hídricos ha sido supervisada por la mayoría de las ciencias del agua y también ha despertado el interés de la política comunitaria (Hoekstra, 200636 citado por Hoekstra, 2007). Además, la perspectiva de la producción –ofertaen la gestión de recursos hídricos es tan dominante que apenas se reconoce que el uso final del agua es para el consumo 34 Allan, J.A. (1998): “Virtual water: A strategic resource, global solutions to regional deficits”, Groundwater 36(4), pp. 545-546. 35 Haddadin, M.J. (2003): “Exogenous water: A conduit to globalization of water resources”, in: A.Y. Hoekstra, “Virtual water trade: Proceedings of the International Expert Meeting on Virtual Water Trade”. Value of Water Research Report Series No. 12, UNESCOIHE, Delft, pp. 159-169. 36 Hoekstra, A.Y. (2006): “The global dimension of water governance: Nine reasons for global arrangements in order to cope with local water problems”. Value of Water Research. Report Series No.20, UNESCO-IHE, Delft. 80 Tabla 2.1: Ejemplos de caracterización de agua de alimentación. Análisis Chipre (mg/L) Islas Canarias. (mg/L) Ca2+ 450,0 962,000 Mg2+ 1.452,4 1.021,000 Na+ 12.480,0 11.781,000 K+ 450,0 514,000 NH4+ 0,0 0,004 HCO3160,0 195,000 CO320,2 0,000 SO423.406,0 3.162,000 Cl22.099,0 21.312,000 F0,0 1,500 NO30,0 2,600 PO43n/a 0,008 NO2-n/a 0,030 Dureza total en CaCO3 n/a 6.600,000 Salinidad total (TDS) 40.498,2 38.951,000 Fe2+/3+ n/a 0,040 Al3+ n/a 0,001 pH 8,1 6,303 Conductividad (μS) n/a 46.200,000 Fritzmann et al. 2007: 33. El incrustamiento y la suciedad son los principales problemas en la desalación de agua de mar y salobre; ambos riesgos están, en gran medida, en función de la composición del agua bruta. En este contexto los parámetros que se emplean para caracterizar el agua de alimentación son (PRODES, 2010): 81 • El Índice de densidad de obstrucción, SDI (Silt Density Index), que describe el potencial de contaminación del agua de alimentación y se determina en las pruebas de filtración con agua de alimentación o agua bruta mediante membranas porosas de microfiltración. • El contenido en Ca2+ y Mg2+ en el agua de alimentación proporciona información acerca de la dureza del agua, responsable de las calcificaciones en las tuberías. La dureza total de una solución se define por el contenido de calcio, magnesio, bario y estroncio. Sin embargo, en general, sólo la cantidad de calcio y magnesio se utilizan para caracterizar la dureza de un agua de alimentación. • El producto de solubilidad, da información acerca de las sales disueltas y su potencial precipitación. La conductividad es directamente proporcional al contenido de sales disueltas en el agua y también se utiliza para determinar la cantidad de sales disueltas en el agua bruta. La conductividad del agua de mar depende en gran medida de la temperatura. • El contenido de sólidos totales disueltos, TDS, caracteriza el contenido de sólidos disueltos en el flujo de alimentación, pero sin distinguir entre las diferentes sales. La elección de la adecuada tecnología de desalación dependerá de la calidad del agua de alimentación (ver Tabla 2.2), ésta se clasifica principalmente por el contenido total de sólidos disueltos (TDS: Total Disolved Content). En el caso concreto de las aguas oceánicas que bañan esta región, el TDS ronda los 35.000 ppm. Las aguas oceánicas tienen menor TDS que las aguas de los mares (concretamente el mar Mediterráneo se aproxima a 37.000 ppm). En cualquier caso el objetivo final será obtener un agua dulce o agua producto con un TDS menor de 500 ppm (Martínez de la Vallina, 2006: 2). Tabla 2.2: Caracterización del agua de alimentación según contenido en sal. Salinidad mínima TDS (ppm) Salinidad máxima TDS (ppm) Agua marina 15.000 50.000 Agua salobre 1.500 15.000 Agua fluvial 500 1.500 Agua pura 0 500 Desalination markets 2005–2015, a global assessment & forecast, Global Water Intelligence, 2005 citado por Fritzmann et al., (2007): 12. 82 La desalación de agua salobre se supone que crecerá a tasas más altas que la desalación de agua de mar en un futuro próximo: mientras que las sales disueltas en aguas salobres suelen oscilar en torno a los 5 g/L, las aguas de mar contienen alrededor de 35 g/L con lo que el consumo de energía para desalar agua de mar puede ser entre 1,5-2,5 veces superior al de desalar aguas salobres (Muñoz y Rodríguez, 2008: 810; Mujeriego, 2005: 23). Las ratios de recuperación en los sistemas de desalación marina con ósmosis inversa (SWRO-Seawater reverse osmosis) alcanzan el 60% debido a la limitada presión de la alimentación y al aumento del consumo de energía vinculado al incremento de la concentración salina. La presión de alimentación en SWRO alcanza aproximadamente los 55-60 bar, mientras que las aguas salobres (BWRO-Brackish water reverse osmosis) necesitan una presión más moderada, entre 10-15 bar (PRODES, 2010; M. Wilf, 200441 citado por Fritzmann et al., 2007: 13). 2.4.1.1. Factores físico-químicos relevantes de la tecnología. En general para una eficiente desalinización con membranas de OI, éstas deben mostrar alto flujo y rechazo. La elevada permeabilidad requiere membranas muy finas, ya que el flujo es inversamente proporcional al espesor de la membrana. Actualmente las membranas consisten en una capa activa muy delgada no porosa y una capa porosa de apoyo para la estabilidad mecánica. La capa de soporte protege la membrana de desgarros o roturas, mientras que la capa activa es la responsable de casi toda la resistencia al transporte de masa y de la selectividad de la membrana. Este diseño de membranas con la combinación de capa activa y estructura de soporte se denomina membrana asimétrica. En la Gráfica 2.1 se presentan dos modelos de membranas asimétricas, la integral y la compuesta, las capas activas y los soportes porosos presentan características estructurales distintas y sus propiedades físico-químicas son diferentes. 41 M. Wilf, (2004): “Fundamentals of RO–NF technology”, International Conference on Desalination Costing, Limassol. 83 Gráfica 2.1: Membranas asimétricas: integral y compuesta. R. Rautenbach and T. Melin, Mebranverfahren (Grundlagen der Modulund Anlagenauslegung), 2ªed. 2003, citado por Fritzmann et al., 2007: 21. Las primeras membranas comerciales introducidas en el mercado durante los inicios de la década de 1970 fueron de acetato de celulosa (CA-Cellulose acetate). Uno de los mayores inconvenientes de estas membranas era la posibilidad de deterioro de la membrana por hidrólisis. Por lo tanto, la aplicación de estas membranas necesita un cuidadoso ajuste y control del pH. Además, las membranas de CA a alta presión tienden a compactarse entre ellas y tanto el flujo como el rendimiento general disminuyen. Las membranas compuestas son química y físicamente más estables: muestran una fuerte resistencia a la degradación bacteriana, no se hidrolizan, están menos influenciadas por la compactación entre ellas y son estables en un amplio rango de pH de alimentación (3-11), sin embargo son menos hidrófilas y por lo tanto tienen una tendencia más fuerte al ensuciamiento que las membranas de CA; además también se deterioran por la presencia de cloro libre en la corriente de alimentación (PRODES, 2010; Fritzmann et al., 2007: 22). Aunque las presiones aplicadas en los procesos de ósmosis inversa varían generalmente entre 15 bar en la desalación de agua salobre y 60 a 80 bar en la desalación de agua de mar (PRODES, 2010); sin embargo pueden desarrollarse presiones muy superiores, para aplicaciones especiales como puede ser el tratamiento de lixiviados de vertedero donde se 84 han utilizado presiones incluso de hasta 200 bar (Rautenbach y Melin, 200342 citados por Fritzmann et al., 2007: 15; Del Pino y Durham, 1999). Varios productos químicos pueden dañar la capa activa de la membrana, dando lugar a daños irreversibles asociados a la capacidad de reducir el rechazo e incluso llevando a la destrucción de la membrana. Los grupos de reactivos más importante responsables del deterioro de la membrana son los oxidantes utilizados en el tratamiento previo del agua de alimentación o los productos químicos de limpieza. La presencia incluso de trazas de estos compuestos puede oxidar la superficie de la membrana y dañar la capa activa de la membrana. Por ello los procesos de pretratamiento son vitales para el mantenimiento de las membranas, llegando a suponer en algunos casos un 60% del coste total del agua desalada (PRODES, 2010). Todo esto hace que los proveedores de membranas den las restricciones pertinentes sobre la exposición de sus productos a los oxidantes. Además, las membranas poliméricas son sensibles a valores extremos de pH; en estos casos el ajuste del pH y su control es necesario para garantizar un funcionamiento estable. Incluso con un tratamiento previo eficaz del agua de alimentación, el ensuciamiento de la membrana no se puede evitar totalmente; potencialmente pueden ocurrir incrustaciones de precipitados, deposiciones de partículas coloidales o bio-contaminaciones. Para lograr el máximo rendimiento y evitar daños permanentes en la membrana, cualquier capa de suciedad existente tiene que ser eliminada limpiándola periódicamente (Ibíd.).  Pretratamiento. Para garantizar el funcionamiento estable a largo plazo de las unidades de OI es necesaria un agua de alimentación de alta calidad. Independientemente de la fluctuación de la calidad del agua bruta es esencial un pre-tratamiento del suministro de agua a la planta. Éste sirve para reducir el potencial de contaminación de las membranas, minimizar las incrustaciones en su superficie, aumentar su vida útil y ayudar a mantener el nivel de 42 R. Rautenbach and T. Melin, (2003): Mebranverfahren (Grundlagen der Modulund Anlagenauslegung), 2nd Ed. 85 rendimiento de la planta (PRODES, 2010; Al-Malek et al., 200543 citado por Fritzmann et al., 2007: 39). El pre-tratamiento se puede dividir en: pre-tratamiento físico y pre-tratamiento químico. Actualmente se diseñan más plantas con la utilización de membranas de pre-tratamiento antes de la etapa de ósmosis inversa, considerándose este diseño como una alternativa a los pre-tratamientos convencionales (Wolf y Siverns 200444 , Vial y Doussau 200245 citados por Fritzmann et al., 2007: 40). Las membranas de micro-filtración y ultrafiltración son consideradas como opciones alternativas y se estima que el uso de estas membranas de pre-tratamiento crecerá rápidamente en los próximos años (PRODES, 2010; Vial et al., 200346. citado por Fritzmann et al., 2007: 40). El pretratamiento químico dependerá del pre-tratamiento físico diseñado. Supone la adición de reactivos químicos en el flujo de agua antes de la etapa de ósmosis inversa. Las membranas de pre-tratamiento, por lo general, requieren menos productos químicos mientras que los tratamientos previos convencionales se caracterizan por un consumo bastante alto de reactivos (Al-Malek, 2005 (43) citado por Fritzmann et al., 2007: 40).  Sistemas de recuperación de energía. La aplicación y desarrollo de los sistemas de recuperación de energía son una de las principales razones de la disminución de los costos de la desalación de agua de mar. En general, los dispositivos de recuperación de energía (ERD-Energy Recovery Device) aprovechan la energía restante de la salmuera (que de otro modo se desperdiciaría) para re-circularla como parte de la presión necesaria para la alimentación (PRODES, 2010). Esto puede reducir considerablemente las necesidades energéticas de una planta de OI, 43 S. Al-Malek, S.P. Agashichev and M. Abdulkarim, (2005): Techno-economic aspects of conventional pretreatment before reverse osmosis (Al-Fujairah Hybrid Desalination Plant), IDA World Congress, Singapore. 44 P.H. Wolf and S. Siverns, (2004): The new generation for reliable RO pre-treatment, International Conference on Desalination Costing, Limassol. 45 D. Vial and G. Doussau, (2002): The use of microfiltration membranes for seawater pre-treatment prior to reverse osmosis membranes, Desalination, 153: 141–147. 46 D. Vial, G. Doussau and R. Galindo, (2003): Comparison of three pilot studies using Microza® membranes for Mediterranean seawater pre-treatment, Desalination, 156: 43–50. 86 dependiendo del potencial de recuperación energética de la planta y de la eficiencia de las bombas y los ERD. Los sistemas de recuperación de energía que se utilizan en las aplicaciones de OI se pueden dividir en dos grupos: los intercambiadores de presión (también llamados intercambiadores de trabajo) que transfieren directamente presión de la salmuera a una parte del agua de alimentación y los sistemas de turbinas que en su mayoría se refieren a turbinas Pelton o a los sistemas turbo, que convierten la energía potencial de la salmuera en energía mecánica para ser suministrada a la bomba de alimentación como fuente de alimentación auxiliar o directamente al agua de alimentación. Los sistemas de turbina son la opción más antigua de los dos tipos de ERD y funcionan con una eficiencia de hasta un 90%. Los intercambiadores de presión transfieren directamente la presión de la salmuera a la alimentación logrando eficiencias de alrededor del 96%-98% (PRODES, 2010; B. Liberman47 citado por Fritzmann et al., 2007: 31;). La aplicación de los ERD ha permitido alcanzar consumos de energía tan bajos como 2-4 kWh/m³ en la desalación de agua de mar y <1 kWh/m³ en la desalinización de agua salobre (M. Wilf, 2004 (41) citado por Fritzmann et al., 2007: 32).  Postratamiento. El agua desalada procedente de plantas de OI requiere cumplir unos estándares de calidad para validar su uso para consumo humano. Existen varias normativas de carácter internacional que cuantifican los parámetros de referencia; la guía publicada por la Organización Mundial de la Salud (OMS)48 o las normas de calidad establecidas por la UE (98/83/CE49) son ejemplo de ello. 47 B. Liberman, The importance of energy recovery devices in reverse osmosis desalination, http://www.twdb.state.tx.us/Desalination/The%20Future%20of%20Desalination%20in%20Texas%20%20Volume%202/documents/C 8.pdf#search=%22The%20importance%20of%20energy%20recovery%20devices%20in%20reverse%20osmosis%20desalination%22 90H. 48 World Health Organization, (2004): “Guidelines for Drinking Water Quality”, 3ª Ed. 49 Transpuesta a la legislación española bajo la forma del RD 140/2003 del 7 de febrero de 2003. 87 Los bajos valores de TDS en el filtrado resultante de la OI hacen que su consumo directo pueda ser desagradable, corrosivo e insalubre. Para cumplir con los estándares del agua potable y de riego es necesario un post-tratamiento; siendo éste una parte esencial de la mayoría de plantas de ósmosis inversa. El filtrado tiene que ser re-endurecido con el fin de evitar la corrosión de las tuberías en la red de distribución, el valor de pH y el contenido de CO2 necesitan ser ajustados para prevenir incrustamientos y también requiere desinfección. Además, existen restricciones sobre el contenido de boro, lo que plantea un problema en la desalinización por OI debido al limitado rechazo del boro en las membranas de OI existentes; por lo tanto, deben adoptarse medidas especiales para cumplir con los límites de boro establecidos50. 2.4.1.2. Impacto ambiental de las desaladoras de OI. Las plantas desaladoras producen ruido, consumen energía y descargan una salmuera altamente concentrada, así como generan membranas como residuos al finalizar su vida útil. Las fugas en el sistema de distribución de agua de alimentación pueden afectar a los acuíferos, así como los sistemas de desagüe también son susceptibles de interferir con el medio marino; por otro lado, la ubicación de estas infraestructuras en determinadas zonas reduce el valor recreativo del entorno, lo que podría mermar la aceptación del público y añadir daños al medio ambiente, máxime en costas con un enorme potencial turístico y ecológico como son las de Canarias. La Gráfica 2.2 agrupa los potenciales impactos de las plantas desaladoras de OI. Las influencias negativas no sólo se concretan en dañar el medio ambiente o disminuir la aceptación del público, además también las instalaciones desaladoras pueden ser objeto de sanciones financieras si no cumplen -conforme a la leylas normas de toxicidad (no hemos encontrado casos en Canarias). Por otro lado, la ubicación de una planta de 50 Aunque el boro se encuentra en fuentes de agua natural; sin embargo, una alta concentración de boro en el agua potable se sospecha que pueda causar malformaciones en el feto y alterar su desarrollo normal (Fritzmann et al., 2007: 51). Además, el boro en concentraciones elevadas puede ser nocivo para los cultivos cuando el agua desalada se utilice con fines de riego. Aunque como elemento traza el boro es de vital importancia para el crecimiento vegetal, en concentraciones superiores a 0,3 mg/L puede conducir a daños en el follaje, reducción del rendimiento del fruto y maduración prematura de frutos sensibles, como los cítricos o el kiwi (Busch et al. (2003)* citado por Fritzmann et al., 2007: 52). (*): M. Busch, W.E. Mickols, S. Jons, J. Redondo and J. de Witte (2003): “Boron Removal in Seawater Desalination”, IDA World Congress, Bahrain BAH03-039. 88 desalinización en un lugar inadecuado afecta directamente a la industria pesquera y al turismo (Latorre, 2004: 11). Gráfica 2.2: Impacto ambiental de la desalación por OI. Fritzmann et al. 2007: 59.  Emisiones a la atmósfera. Este factor se tratará en el capítulo tercero y quinto por su estrecha vinculación con el mix eléctrico. Dado que las plantas de desalinización son aptas para consumir cualquier tipo de fuente energética, estos procesos, al menos indirectamente, emiten gases de efecto invernadero a la atmósfera. En términos de energía primaria, la ósmosis inversa requiere 5-6 veces menos energía que los procesos térmicos (Meerganz von Medeazza 2005 (40) citado por Fritzmann et al., 2007: 58). La producción de 1 m3 de agua pura a través de OI requiere alrededor de 1 kg de combustible por metro cúbico de agua dulce, asumiendo un consumo de energía entre 3,0 y 4,5 kWh/m3 (Meerganz von Medeazza, 2005 (40) y Einav et al., 2002 citados por 89 Fritzmann et al., 2007: 58). Esto hace que la producción de agua dependa en gran medida de los precios de esta energía, los cuales aumentarán muy probablemente en el futuro y por lo tanto ejercerán presión sobre los precios del agua desalada.  Contaminación acústica. En una planta de desalación las bombas de alta presión, los sistemas de recuperación de energía y las turbinas generan ruido, su intensidad puede ser de hasta 90 dB (Sadhwani et al., 2005: 4). Este nivel de contaminación acústica no permite la operación de una planta de desalinización en las cercanías de los centros de población sin la implementación de soluciones para reducir las emisiones de ruido. La tecnología aplicada para reducir este impacto consiste en un asilamiento acústico para las bombas y una adecuada planificación acústica de la planta (Einav et al., 2002: 151). Dado que los niveles de ruido a partir de los 85 dB son dañinos para los oídos, los trabajadores que operan con estos niveles de ruido o superiores necesitan usar protectores acústicos con el fin de evitar daños auditivos.  Calidad del agua y vida marina. La calidad del agua y la vida marina se ven afectadas por las plantas de desalinización de varias maneras. El sistema de admisión puede afectar el medio ambiente marino mediante la creación de corrientes, lo que puede perturbar a los organismos marinos y succionar grandes cantidades de estos en la entrada del agua bruta a la planta. La eliminación de la salmuera tiene una gran influencia sobre la calidad del agua y la vida marina circundante. Aunque exista difusión alrededor del emisario se puede producir una alta concentración de sales provenientes de la salmuera que dañen a los ecosistemas bentónicos. La densidad de la salmuera es mayor que la del agua de mar, lo que provoca que se sedimente en el fondo del mar donde afecta a la biota marina, adaptada a valores de estables de salinidad. Particularmente sensibles son las algas estenohalinas, muy sensibles a la variación de la concentración de sales en el medio. El problema de la salmuera caliente, propia de la desalación térmica, está ausente en las membranas de desalinización; en su lugar, el mayor impacto sobre la biota bentónica es la alta tensión 96 En algunos de los primeros diseños se prestó poca atención a los criterios de funcionalidad y a las limitaciones de los procesos naturales bajo diferentes condiciones de carga, con previsibles consecuencias negativas (colapso por sobrecarga, olores, infiltraciones en el acuífero, proliferación de mosquitos, entre otros efectos). En la actualidad, los humedales construidos están diseñados con mucha mayor atención a variables determinantes para su máxima eficiencia: el tratamiento previo, las variaciones de flujo del caudal, el gradiente hidráulico, la profundidad del agua, las condiciones del lecho, los materiales granulares empleados y porosidad del sistema o el estricto control de la calidad de los efluentes.  Características generales del diseño de humedales artificiales. Los aspectos más importantes a tener en cuenta para la construcción de los humedales artificiales son básicamente la impermeabilización del terreno, la selección y colocación del medio granular, el establecimiento de la vegetación y finalmente las estructuras de entrada y salida (Lara, 1999: 27). El componente más limitante de los humedales artificiales es el territorio; la relativa gran demanda de superficie necesaria para un determinado flujo ha centrado su uso en pequeñas comunidades, generalmente una única familia o un solo edificio. Los beneficios indirectos que aportan han permitido incrementar el dimensionado del diseño y por tanto la cantidad de población equivalente favorecida. Los pequeños humedales artificiales normalmente están pensados para un tratamiento adicional de efluentes procedentes de un tratamiento primario, como los tanques Imhoff o fosas sépticas que son receptores de las aguas residuales brutas. La Gráfica 2.4 muestra el diseño esquemático de ambos tratamientos previos a la descarga en el humedal; son dispositivos enterrados en los que se retiene y se mineraliza, por vía anaerobia, la materia orgánica sedimentable presente en las aguas residuales a la vez que por flotación se separan las grasas y otros componentes. Tras este tratamiento primario los efluentes son depurados en humedales para ser vertidos finalmente a las aguas superficiales, eliminados en un campo de drenaje (Gross et al., 2007) o reutilizados para riego de cultivos y/o paisajismo. La recirculación del agua tratada para uso doméstico (lavado) aumenta su ciclo de vida útil a la vez que reduce el consumo de agua de abasto. 97 Gráfica 2.4: Esquema de Tanque Imhoff (a) y Fosa Séptica de dos compartimentos (b). (a) (b) DEPURANAT, 2008: 13-15. Los grandes humedales artificiales sirven para tratar los efluentes de sistemas de alcantarillado municipal o para eliminar los contaminantes de las escorrentías urbanas. Sus antecedentes se datan en Holanda (1967); allí se construyó un humedal artificial para tratar las aguas residuales provenientes de un camping, cerca de Elburg, con 6.000 personas al día en verano, una hectárea de superficie y una profundidad de 0.4 m con flujo superficial libre (Brix, 1994: 212). En la actualidad el humedal de Wadi Hanifa en Arabia Saudí es un excelente ejemplo de tales sistemas de tratamiento biológico, alcanza un elevado grado de remoción de nutrientes de las aguas vertidas. En éstas confluyen aguas residuales procedentes de los distintos sistemas de tratamiento de aguas del norte de la ciudad de Riad; por lo tanto, contienen altas concentraciones de demanda bioquímica de oxígeno (DBO), sólidos suspendidos, nitrógeno y fósforo que los humedales pueden eliminar de forma eficaz. Además, el humedal de Wadi Hanifa constituye un recurso estético para las gentes de Riad y los visitantes de los alrededores (Sheikh, 2011: 3). Otro caso paradigmático es el condado de Clayton en el estado de Georgia (EEUU) con 236.000 habitantes censados; la autoridad responsable de la gestión hídrica, el Clayton County Water Authority-CCWA, utiliza un enfoque integral para la gestión de los 98 limitados recursos hídricos. Integran tanto la recuperación como la producción de agua a través de humedales artificiales, y convierten la protección y preservación de las cuencas hidrográficas en un proceso sostenible y eficiente económicamente (Thomas, 2005). Existe en el mercado la posibilidad de acceder a humedales artificiales a pequeña escala, comercializados por varios fabricantes para uso en edificios, especialmente para la reutilización de las aguas residuales tratadas o paisajismo. Un ejemplo es la llamada "Máquina viviente" para el tratamiento de aguas residuales, un sistema compuesto por una serie de diferentes bio-reactores junto con humedal artificial al final del complejo para refinar la calidad del efluente (Ives-Halperin y Kangas, 2000). Otros ejemplos de estandarización de humedales a media y gran escala son los jardines de agua (WaterGardens®), sus diseños combinan una alta diversidad de vegetación en humedales de flujo subsuperficial cerrando el ciclo completo de los residuos, convertidos nuevamente en recursos con valor añadido (Nelson et al., 2008). En Australia se ha implementado un sistema con objetivos similares, saneamiento ecológico o higiene ecológica (Ecosan), aumentando la Biocapacidad y reduciendo la huella de carbono de las comunidades que se comprometen a ello (Dallas, 2006: 19). En Europa también existen proyectos que validan el reciclaje completo de los residuos, recursos naturales (materia orgánica y agua). El proyecto Waterharmonica53 en Holanda es prueba de ello (Rousseau et al., 2008 c).  Tipos de Humedales Artificiales o Construidos. El diseño hidráulico de estos sistemas de depuración natural permite distinguir dos tipos principales de humedales artificiales desarrollados para el tratamiento de aguas residuales (Sheikh, 2011: 3-4; Farooqi et al., 2007: 1004-1006; Llagas y Guadalupe, 2006: 89; Lara, 1999: 49-52; Brix, 1994: 213-213): (1) los Sistemas de flujo libre (FL), conocidos por el acrónimo anglosajón FWS-Free Water Surface y (2) los Sistemas de flujo sub-superficial (FS) denominados como SSF-Subsurface Flow o también VSB-Vegetated Submerged Bed. 53 www.waterharmonica.nl 99 Los esquemas generales de ambos procesos se ilustran en las Gráficas 2.5 y 2.6; en ambos casos las aguas tratadas pasan por un pretratamiento previo, generalmente un desbaste (rejilla destinada a retener los elementos más voluminosos, flotantes o arrastrados) y un tratamiento primario (fosa séptica o tanque Imhoff) que reduzca la carga contaminante del agua residual al menos a un nivel propio de tratamiento secundario: Demanda Biológica de Oxígeno-DBO menor de unos 30 mg/L ,Sólidos en Suspensión Totales-SST en un rango inferior a 25 mg/L y coliniformes fecales menos de aproximadamente 10.000 ufc54/100 mL (EPA, 2000: 30; Farooqi et al., 2007: 1004). Gráfica 2.5: Esquema del diseño de un humedal construido de flujo superficial libre. DEPURANAT, 2008: 25. 54 Unidades formadoras de colonias. 100 Gráfica 2.6: Esquema del diseño de un humedal de flujo subsuperficial: horizontal (a) y vertical (b). (a) (b) DEPURANAT, 2008: 25-26. 101 Por otro lado, como se observa en la Gráfica 2.6 los sistemas de flujo sub-superficial pueden diseñarse con flujo sub-superficial horizontal (FSH) o flujo sub-superficial vertical (FSV); en cada caso se activan o inhiben procesos químicos y biológicos concretos condicionados por la presencia de oxígeno en el medio acuoso a tratar, con rendimientos dispares (Sheikh, 2011: 4-6; Kadlec, 2009: 161; Vymazal, 2007). En cualquier caso pueden diseñarse sistemas de depuración natural que combinen humedal de flujo libre (FL) con humedal de flujo sub-superficial (FS) o los humedales de flujo sub-superficial (FS) entre sí, estas agregaciones se denominan humedales híbridos. En los humedales de flujo libre superficial, el represamiento está construido con un material impermeable en la parte inferior y los laterales; el conducto de admisión permite el acceso del agua contaminada al estanque, difundido desde varios puntos a través de un terraplén de grava. Este tipo de humedales construidos imita los humedales naturales en términos de vegetación y régimen de corriente de agua, con una profundidad relativamente baja (0,1-0,6 m). La vegetación cubre la mayor parte de la superficie del agua, pero algunas zonas quedan al descubierto para maximizar el proceso fotolítico. Además proveen de un hábitat para las aves y permiten el acceso recreativo a los usuarios del humedal. Los flujos de aguas residuales entran en contacto con el suelo y la maraña de vegetación emergente enraizada en éste (Llagas y Guadalupe, 2006: 89). La eliminación del contaminante se logra por sedimentación, filtración, oxidación, reducción, adsorción y precipitación. La concentración de los contaminantes disminuye a lo largo de la ruta del flujo del agua tratada. Los humedales artificiales de flujo libre superficial (FL) se adaptan bien en regiones con climas templados y cálidos. En los humedales de flujo sub-superficial (FS) las corrientes de agua circulan por debajo del suelo o subsuelo, a través de grava de distinta granulometría. Se caracterizan por el crecimiento de plantas emergentes usando el suelo, grava o piedras como sustrato. Estos sistemas sub-superficiales pueden ser diseñados para flujo horizontal o vertical. En los sistemas de flujo sub-superficial horizontal el agua tratada circula horizontalmente a través de un medio poroso (gravilla, grava) confinado en un canal impermeable en el que se enraízan plantas acuáticas emergentes, manteniendo el nivel del agua unos 5 cm por debajo de la superficie del sustrato con alimentación continuada del afluente. 102 En los sistemas de flujo sub-superficial vertical (FSV), el agua tratada circula verticalmente a través de un medio poroso (arena, gravilla) y se recoge en una red de drenaje situada en el fondo del humedal conectada entre sí con chimeneas de aireación; la alimentación es discontinua mediante el uso de sifones auto-cebantes que aumentan la oxigenación del sustrato (Brix y Johansen, 1999: 155). En ambos sistemas subsuperficiales las poblaciones microbianas adaptadas al medio ambiente anaerobio aportan descomposición anaerobia; además en el caso del flujo vertical sí se desarrolla ambiente aerobio en los momentos de aporte de aire al sistema. Particularmente el humedal de flujo sub-superficial vertical FSV brinda la oportunidad de aprovechar tanto los procesos aerobios como anaerobios; el mecanismo intermitente de vaciado y llenado del sistema facilita esta sinérgica combinación. Durante la fase de drenaje, el aire queda atrapado dentro del medio poroso, creando muchas pequeñas cavidades que permanecerán aeróbicas después de rellenar el humedal hasta el próximo ciclo de drenaje. La eficiencia del proceso de depuración se intensifica en este diseño, con menor demanda de territorio por persona equivalente que el sistema de flujo subsuperficial horizontal (Brix, 1994: 218).  Humedales híbridos. Los distintos tipos de humedales artificiales pueden combinarse para optimizar sus ventajas depurativas y aumentar la calidad del agua tratada. Existen diversas experiencias que avalan estas combinaciones tras caracterizar el efluente final obtenido: un 95% de eliminación de la DBO5 y una reducción del 90% del fósforo y nitrógeno totales son rendimientos reales de referencia (Farooqi et al., 2007: 1007; Brix, 2004: 4). Existen técnicas complementarias para eliminar el P y el N, pero su análisis escapa de los objetivos de nuestro trabajo: precipitar el fósforo en la fosa séptica previamente (Brix, 2004: 5) o la recirculación del efluente hacia la fosa séptica para mejorar el rendimiento de la desnitrificación del caudal tratado (Brix, 200355 citado por Farooqi et al., 2007: 1007). 55:Brix, H., Arias, C.A., (2005): “Experiments in a two-stage constructed wetland system: nitrification capacity and effects of recycling on nitrogen removal”. In: Vymazal, J. (Ed.), “Wetlands-Nutrientes, Metals and Mass Cycling”. Backhuys Publishers, Leiden, The Netherlands, pp.: 237-258. 103 Los humedales híbridos agregan diversos tipos de humedal: FSV-FSH, FSH-FSV, FSHFL, etc. Particularmente nos vamos a centrar en el diseño del sistema formado por un humedal de flujo sub-superficial horizontal seguido por otro humedal de flujo subsuperficial vertical (Vymazal, 2007: 57-58; Vymazal, 2005 a; Brix y Johansen, 1999: 157), aunque también pueda ser a la inversa como se representa en la Gráfica 2.7 para un diseño piloto implementado en Canarias (García et al., 2010: 562; DEPURANAT, 2008: 83; Vymazal, 2005 a: 486-487). Las primeras experiencias documentadas se construyeron en Polonia en 1993 (Ciupa, 199556; 199657 citado por Brix y Johansen, 1999: 156) y en Dinamarca en 1996 (Johansen y Brix, 199658 citado por Ibíd.: 156). Gráfica 2.7: Esquema de humedal híbrido (FSV-FSH). DEPURANAT, 2008: 83. 56: Ciupa, R. (1995): “Results of nutrients removal in constructed wetland in SobiechyNorth Eastern Poland”. In: Vymazal, J. (Ed.), Proc. Int. Workshop on Nutrient Cycling and Retension in Wetlands and their Use for Wastewater Treatment. pp.: 221-229. Institute of Botany. Academy of Sciences of the Czech Republic, Trĕboň, Czech Republic. 57: Ciupa, R. (1996): “The experience in the operation of constructed wetlands in North-Eastern Poland”. Proc. 5th Int. Conf. on Wetland Systems for Water Pollution Control. pp. IX6.1-IX6.8. Universität für Bodenkultur Wien, Vienna, Austria. 58: Johansen, N.H. and Brix, H. (1996): “Design criteria for a two-stage constructed wetland”. Proc. 5th Int. Conf. on Wetland Systems for Water Pollution Control. pp. IX3.1-IX3.8. Universität für Bodenkultur Wien, Vienna, Austria. 104 La recirculación del efluente final al comienzo de la serie mejora el rendimiento diluyendo la carga contaminante del caudal de entrada (Gross et al., 2007: 916; Marti et al., 2003: 150; Brix y Johansen, 1999: 155, 161). No existe consenso sobre qué orden de combinación de humedales es más eficiente: los FSH son óptimos para la eliminación de sólidos en suspensión totales y reducir la demanda biológica de oxígeno, también presentan buenos rendimientos en cuanto a los procesos de desnitrificación (favorecidos en condiciones anoxias); por otro lado los FSV obtienen buenos resultados en nitrificación (favorecida en condiciones aerobias) y adicionalmente alcanzan positiva remoción de DBO, en su defecto son muy sensible a la obturación por sobrecarga de sólidos en suspensión (Cooper y Green, 199859 citado por Brix y Johansen, 1999: 162).  Economía de los humedales artificiales. Según los criterios de diseño de los humedales artificiales, establecidos para los parámetros convencionales, sobre la base de las consideraciones geográficas y las cargas contaminantes, el agua producida en el punto de descarga es útil para una amplia variedad de aplicaciones no potables. Las tasas de extracción son predecibles y reproducibles en todo el mundo (Sheikh, 2011: 8). Estos sistemas de depuración natural juegan un papel importante en la reutilización indirecta del agua depurada, incrementando el balance hídrico del conjunto del sistema (menor huella del agua para la región). Suponen un tampón ambiental que sirve de separación psicológica entre la fuente de abastecimiento de agua potable y la fuente de procedencia del recurso hídrico. En lo que respecta a los costes económicos, los humedales artificiales ahorran cantidades significativas tanto en su construcción como en la operatividad durante su ciclo de vida, especialmente en pequeñas comunidades: menos utilización de equipamientos mecánicos y electromecánicos (bombas o compresores) a la vez que de accesorios anexos (caudalímetros) (Sheikh, 2011: 2; DEPURANAT, 2008: 255). Particularmente los humedales artificiales de flujo subsuperficial vertical utilizados en el reciclaje de aguas grises de grupos reducidos de viviendas permiten la recuperación de la inversión en tres años (Gross et al., 2007: 916). 59 : Cooper, P. and Green, B. (1998), United Kingdom. In: Vymazal, J., Brix, H., Cooper, P.F., Green, M.B. and Haberl, R. (eds.), “Constructed wetlands for wastewater treatment in Europe”. Backhuys Publishers, Leiden, The Netherlands. pp. 315-335. 105 Los valores de los ingresos imputables a estos sistemas los conforman la tasa de saneamiento y el valor de los subproductos asociados: el agua depurada en sí misma y la biomasa vegetal aprovechable: compostaje, ornamentación, biodigestión o manufactura principalmente (DEPURANAT, 2008: 249), incluso la piscicultura es una actividad económica viable (Mukherjee, 1990). Hay que tener en cuenta que los sistemas de depuración operan desde el año cero al caudal de proyecto, y el agua tratada constituye un ingreso comercializado al mismo precio que el agua para consumo humano; se supone que la utilización del agua depurada para riego o para lavados se efectúa a un coste para el usuario idéntico al de la adquisición del agua de abasto, aunque el precio de ésta esté en función de las disponibilidades hídricas de la zona (DEPURANAT, 2008: 254, 257). 2.5. Conclusiones parciales. El agua es el recurso natural renovable60 más importante para la especie humana. A su limitada disponibilidad se le une el carácter de insustituible, vulnerable y susceptible de usos alternativos. Por esto en el mundo del agua alcanza su plenitud el concepto de sostenibilidad, referido tanto al recurso como a las obras de infraestructuras realizadas para su aprovechamiento sin afectar al medio ambiente. Como la sostenibilidad está relacionada con la economía y con la población residente es necesario conformar y aplicar un modelo asentado en una serie de principios: contemplar la eficiencia en el uso del agua y que ésta esté al alcance de todos los ciudadanos. La forma de gestión también requiere de un cambio, desde la tradicional de la oferta a la de la demanda, fundamentada en el ahorro y la reutilización; un giro cada día más necesario pero de lenta materialización (Juárez, 2008: 223). Aunque el agua no se degrade químicamente, la mochila ecológica de su obtención, transporte, distribución y depuración tiene una dimensión significativa. Algunas islas del territorio canario se abastecen casi exclusivamente del agua desalada; la huella ecológica del proceso industrial puede compensarse con una depuración menos demandante de recursos naturales, reduciendo el déficit ecológico del territorio, máxime si se asume un mix-eléctrico favorable a las energías renovables (en el capítulo quinto se plantearán diversos escenarios energéticos para las islas). 60 Los recursos renovables de agua incluyen los volúmenes que son renovados anualmente por el ciclo hidrológico. Estos son básicamente agua contenida en los ríos, así como el agua subterránea que fluye hacia éstos, adicionalmente se considera como agua renovable la contenida en los acuíferos superficiales no drenados por los sistemas de fluviales (Botero, 2000: 222). 112 crecimiento sostenible respecto al cumplimiento de objetivos medioambientales internacionales. El déficit de accesibilidad como consecuencia de la lejanía y fragmentación del territorio, exige reducir los peores efectos de estos condicionantes y mejorar la capacidad de acceso de esta región al mercado comunitario. El transporte de mercancías al abastecimiento energético y el acceso a las redes y servicios de TIC constituyen factores de singular relevancia para este propósito (Contribución de Canarias al Libro Verde de Política Marítima, 2010: 26). 3.2.1. Mix-eléctrico regional e insular. Mientras que en España existe una combinación de distintas fuentes de combustibles fósiles: carbón, fuel, gas natural, con cierta contribución del ciclo combinado –turbina de vapor y turbina de gas–, una disminución de la energía nuclear respecto al año 1995 y una consolidada aportación de las energías renovables (ver la Gráfica 3.2); en el archipiélago canario la producción eléctrica tiene una distribución muy diferente: principalmente los recursos se concentran en combustibles derivados del petróleo (no hay carbón, ni gas natural), no existe energía nuclear y las energías renovables aún tiene una presencia casi testimonial, un escaso 5,6% (ver la Gráfica 3.2 yla Tabla 3.1). Gráfica 3.2: Evolución del mix eléctrico español en kWh y en %. MINUARTIA, 2007: 12. 113 Tabla 3.1: Configuración del parque de generación de cada isla (2005). Fuente de energía primaria Gran Canaria Tenerife Lanzarote Fuerteventura La Palma La Gomera El Hierro Productos petrolíferos Generación térmica de UnelcoEndesa 873,3 867,3 194,5 208,0 82,5 22,8 13,2 Otras centrales térmicas convencionales 25,9 Cogeneración 31,0 40,2 Total productos petrolíferos 904,3 933,4 194,5 208,0 82,5 22,8 13,2 Fuentes renovables Eólica 76,3 36,7 6,4 11,6 5,9 0,4 0,1 Minihidráulica 0,5 0,8 Fotovoltaica (1) 0,40 0,03 0,00 0,13 0,03 0,00 0,00 Total renovables 76,7 37,2 6,4 11,7 6,7 0,4 0,1 Total 981,0 970,5 200,9 219,7 89,3 23,1 13,3 Unidades: Potencia eléctrica MW. (1) Sólo instalaciones conectadas a red. EEC, 2005: 29. 114 En Canarias cada isla tiene su propio parque de generación de energía, como aparece en la Tabla 3.1. Las características insulares influyen en las potencialidades para desarrollar las energías renovables; pero aún así existe un amplio acuerdo en que no hay justificación para la baja representatividad de éstas a esta altura de desarrollo tecnológico: el sol y el viento tienen presencia suficiente para aportar una energía primaria más compatible con un modelo de desarrollo sostenible en el archipiélago. Todas las islas tienen producción eléctrica con combustibles derivados del petróleo. Aunque existe uso de fuentes renovables, éste es simbólico, destacando con diferencia la energía eólica del resto. La cogeneración (sistema simultáneo de producción de calor y electricidad) se da sólo en las islas de Gran Canaria y Tenerife, ubicándose estas instalaciones en hoteles, hospitales e industrias. Por otro lado, las centrales mini hidráulicas (aquellas con potencia menor de 10 MW), existen sólo en Tenerife y La Palma, islas con condiciones suficientes para optimizar su aprovechamiento; particularmente en El Hierro y en Gran Canaria existen proyectos de complejos eólico-hidráulicos con distinto nivel de implementación en el momento de la redacción de este trabajo. La presencia de la energía fotovoltaica aún es incipiente aunque se encuentra representada en todo el archipiélago. En la Tabla 3.2 y la Gráfica 3.3 se muestran la configuración del parque generador de energía primaria en el archipiélago, segregando los productos petrolíferos y las fuentes renovables para facilitar visualizar su importancia relativa en el mix eléctrico regional. Las emisiones de dióxido de carbono vinculadas al consumo energético dependen en primera instancia del tipo de tecnología y combustible empleado. En un análisis más detallado de la economía canaria sería más apropiado partir de las emisiones reales provenientes del parque de generación eléctrica en las islas; pero dadas las dificultades para encontrar información se ha optado por los valores promediados a nivel nacional, siendo la huella energética subestimada por esto. 115 Tabla 3.2: Configuración del parque de generación del archipiélago (2005). Fuente de energía primaria Canarias Productos petrolíferos Generación térmica de Unelco-Endesa 2.261,5 Otras centrales térmicas convencionales 25,9 Cogeneración 71,2 Total productos petrolíferos 2.358,7 Fuentes renovables Eólica 137,3 Minihidráulica 1,3 Fotovoltaica (1) 0,6 Total renovables 139,2 Total 2.497,8 Unidades: Potencia eléctrica MW. (1) Sólo instalaciones conectadas a red. EEC, 2005: 29. Gráfica 3.3: Configuración general del parque de generación eléctrica en Canarias según % de participación (2005). Elaboración propia a partir de los datos de EEC, 2005: 29. 116 El 94,4% de la producción eléctrica en Canarias está vinculada a productos petrolíferos, aunque también es verdad que no hay producción eléctrica con carbón, no es menos cierto que la presencia de fuentes renovables en la producción eléctrica primaria es muy poco representativa. Centrándonos en los combustibles fósiles, las Tablas 3.3 y 3.4 muestran la estructura del parque de generación de energía en las islas y en el archipiélago en su conjunto. Las tecnologías implicadas principalmente son: turbina de vapor, motor diesel, turbina de gas y ciclo combinado (turbina de vapor y turbina de gas). Tabla 3.3: Estructura tecnológica del parque de generación que utiliza productos petrolíferos, Canarias (2005). Tecnología Canarias (MW). Generación térmica de Unelco-Endesa Turbina de Vapor 713,2 Motor Diesel 482,5 Turbina de Gas 557,3 Ciclo Combinado (1) 445,3 Otros 63,3 Resto térmicas Turbina de Vapor 25,9 Cogeneración Turbina de Vapor 24,2 Motor Diesel 9,0 Turbina de Gas 38,0 (1): La potencia consignada corresponde a los componentes del ciclo actualmente instalados. EEC, 2005: 30. 117 Tabla 3.4: Estructura tecnológica del parque de generación que utiliza productos petrolíferos, por islas (2005). Tecnología Gran Canaria Tenerife Lanzarote Fuerteventura La Palma La Gomera El Hierro Generación térmica de UnelcoEndesa Turbina de Vapor 393,2 320,0 Motor Diesel 84,0 84,0 113,6 106,7 58,2 22,8 13,2 Turbina de Gas 173,5 220,3 61,0 78,3 24,3 Ciclo Combinado (1) 222,7 222,7 Otros 20,3 20,0 23,0 Resto térmicas Turbina de Vapor 25,9 Cogeneración Turbina de Vapor 24,2 Motor Diesel 6,8 2,2 Turbina de Gas 38,0 (1) La potencia consignada corresponde a los componentes del ciclo actualmente instalados. Unidades: MW. EEC, 2005: 30. 118 La Tabla 3.5 aporta un listado de factores de conversión tomados de las Estadísticas Energéticas de Canarias 2005 del Gobierno de Canarias. Las toneladas de los distintos combustibles derivados del petróleo se pueden transformar en toneladas equivalentes de petróleo (TEP). La energía eléctrica obtenida en MWh equivale a 0,086 TEP; suponiendo que fuera producida por un parque generador convencional con un rendimiento entre el 32% y el 36%, en cualquier caso esta equivalencia no permite inferir los productos de combustión asociados, dado que serán las emisiones de dióxido de carbono la variable computable en la huella energética. Como ya se comentó en el primer capítulo, es factible que en futuras ediciones de la metodología probablemente se puedan añadir otros gases de efecto invernadero (son necesarios muchos datos mundiales e investigaciones suplementarias para estimar las interacciones de estos compuestos químicos con la biocapacidad). Tabla 3.5: Factores de conversión a unidades energéticas. Fuente energética Unidad TEP* 1. Petróleo y derivados 1.1. Petróleo crudo Tm 1,019 1.2. Gas de refinería Tm 1,150 1.3. G.L.P. Tm 1,130 1.4. Gasolinas Tm 1,070 1.5. Queroseno de aviación Tm 1,065 1.6. Queroseno corriente Tm 1,045 1.7. Gasóleos Tm 1,035 1.8. Fuelóleos Tm 0,960 1.9. Resto de productos Tm 0,960 2. Energía Eléctrica MWh 0,086 3. Energías Renovables 3.1. Eólica MWh 0,086 3.2. Solar fotovoltaica kWp 0,157 3.3. Solar térmica m2 panel 0,070 3.4. Minihidráulica MWh 0,086 (*): TEP: Toneladas equivalentes de petróleo. EEC, 2005: 66. 119 Las energías renovables también se pueden comparar con el equivalente en petróleo según una unidad patrón de referencia para cada tipo (ver la Tabla 3.6), permitiendo estimar las toneladas de dióxido de carbono evitado en cada caso. Estos factores de conversión facilitan la estimación de la reducción de huella energética al desarrollar modelos energéticos con preponderancia en fuentes renovables. Tabla 3.6: Factores de conversión a Tm de CO2 evitadas. Fuente energética Unidad t CO2* Eólica MWh 0,786 Solar fotovoltaica MWh 0,786 Solar térmica m2 panel 0,457 Minihidráulica MWh 0,786 (*): Estos factores se han calculado suponiendo que la fuente renovable sustituye a un parque generador convencional con un rendimiento entre el 32% y el 36%. En el caso de la sustitución por energía solar térmica, se ha supuesto reemplazar la distribución de termos eléctricos y de gas por paneles solares planos. EEC, 2005: 66. Nos centraremos en la energía eólica como alternativa más sostenible ya que en todas las islas existen condiciones climatológicas óptimas para ello. Hay parques eólicos en todas las islas aunque su peso específico varíe entre ellas. En la Gráfica 3.4 podemos observar que tanto la isla de La Gomera como la de El Hierro presentan una alta dependencia de una sola tecnología, combustión térmica con motor Diesel y también son las islas con menor presencia de energías renovables, 1,6% y 0,8% respectivamente. También es significativo que la implantación de las energías renovables no supera el 10% en ninguna isla, siendo Gran Canaria y La Palma las islas con más presencia, 7,8% y 7,5% respectivamente. El Plan Energético de Canarias 2006-2015 (PECAN, 2006), aprobado por el Parlamento de Canarias, pretende corregir esta situación, fomentando la diversificación energética, promoviendo el uso racional de energía (ahorro y eficiencia energética) e impulsando las energías renovables. En este sentido, el PECAN 2006 recoge los principios y las voluntades de las políticas europea y española en materia energética. En concreto, este 120 plan energético persigue la introducción de combustible fósil menos contaminante (gas natural) y un fuerte incremento de las fuentes renovables de energía, con el objetivo de que éstas cubran más del 25% de la demanda eléctrica del archipiélago en el año 2015. Gráfica 3.4: Estructura tecnológica del parque de generación en Canarias (2005). EEC, 2005: 30. Tanto en el caso del gas natural como en las energías renovables, la escasez institucionalizada de suelo constituye uno de los principales inconvenientes. En las Islas Canarias, más del 42% del territorio posee algún tipo de protección, y cualquier actividad de tipo industrial (en este caso, de índole energética) está tipificada como no permitida en esta categoría de territorio. (Contribución de Canarias al Libro Verde de Política Marítima, 2010: 33-34). Por otra parte, la introducción de gas natural demandaría un estudio riguroso de Impacto Ambiental y de Análisis de Ciclo de Vida para valorar la pertinencia de esta implementación: un gasto en infraestructura elevado para un combustible no renovable. 121 La energía eólica es con diferencia la fuente renovable más implantada, aunque lejos de su potencial. Aún hoy los problemas políticos y burocráticos mantienen paralizado el desarrollo de esta tecnología. En el Anexo 3.1 aparece la distribución geográfica de los parques eólicos en producción y en construcción en el año de referencia según la Dirección General de Industria y Energía. El archipiélago canario cuenta con recursos renovables, solar y eólica principalmente; la cuestión es: ¿podrán las energías renovables, por sí solas, abastecer las demandas de agua potable de las islas? y si no en su totalidad, ¿en qué proporción y a qué costes? Estos interrogantes fueron estudiados en el marco del proyecto Canarias Eólica 2000, desarrollado en varios departamentos de la ULPGC65 (Calero et al., 2007: 736). Por ello tomaremos como un escenario de referencia las propias expectativas del PECAN, asumiendo un incremento de producción energética con energía eólica bastante conservador (alcanzar una potencia instalada de 1.025 MW en el horizonte del año 2015, lo que significaría multiplicar por siete la potencia instalada a 31 de diciembre de 2004). El hecho de disponer de unas redes eléctricas de dimensión reducida y la necesidad de estabilidad entre la potencia eléctrica generada y demandada, son dos limitantes para ampliar la presencia de parques eólicos en el territorio. Por otro lado, las áreas de potencial eólico requieren estar definidas dentro de los instrumentos de ordenación territorial y medioambiental a nivel insular (PECAN, 2006: 125-126). Estas circunstancias no justifican en modo alguno la poca incidencia de la energía eólica en Canarias (ver la Gráfica 3.5); máxime cuando España es un líder mundial en la producción de ésta, con Comunidades Autónomas que destacan con una elevada ratio potencia/población: Navarra y La Rioja están a la cabeza en el Estado (ver la Gráfica 3.6). Según datos de las Estadísticas Energéticas de Canarias para el año 2005, la producción eléctrica eólica se estimó en 329.513 MWh, lo que supone 28.338 toneladas equivalentes de petróleo66 no consumidas (1 MWh eólico equivale a 0,086 TEP); dejando de emitirse a 65 El Departamento de Ingeniería Mecánica de la ULPGC llevó a cabo un proyecto de investigación entre los años 1988 y 1991, “Optimización técnico-económica de sistemas de desalación accionados por energía eólica” (Calero et al., 2007: 736). 66 Tonelada equivalente de petróleo (TEP) es una unidad de energía, equivale a la energía contenida en una tonelada de petróleo y, como puede variar según su composición, se toma como valor convencional 41.868.000.000 Julios (11.630 kWh). 224 Tabla 4.31: Biocapacidad canaria 2005. Gran Canaria Lanzarote Fuerteventura Tenerife La Gomera El Hierro La Palma Canarias SIOSE ha ha ha ha ha ha ha ha Agricultura 9.460,13 10.658,00 5.413,21 20.154,98 1.140,01 2.758,28 6.239,52 55.824,13 Pastos 6.516,14 36,84 82,21 2.333,86 4.903,66 1.693,94 1.321,85 16.888,50 Matorral 57.731,42 16.266,59 8.782,53 86.759,90 12.107,46 6.231,56 29.774,83 217.654,30 Bosques 8.513,23 9,40 10,66 29.579,71 8.424,46 4.697,78 19.544,23 70.779,48 Mar 21,95 136,53 9,27 26,46 0,62 6,47 4,71 206,00 Láminas de agua 374,60 1,06 155,07 104,23 48,19 6,49 0,00 689,64 Infraestructura 29.129,56 12.910,63 19.920,29 33.447,35 1.808,17 1.651,20 5.175,13 104.042,33 Terreno detraído 55.883,09 49.655,72 141.370,81 45.048,08 8.983,24 10.569,55 10.510,80 322.021,27 Total biocapacidad (1) 111.747,04 40.019,06 34.373,24 172.406,51 28.432,57 17.045,71 62.060,26 466.084,39 12% biodiversidad (2) 13.409,64 4.802,29 4.124,79 20.688,78 3.411,91 2.045,49 7.447,23 55.930,13 Superficie SIOSE 167.608,18 89.538,25 175.734,78 217.428,12 37.415,19 27.608,79 72.566,35 787.899,66 Superficie ISTAC 156.010,00 84.594,00 165.974,00 203.438,00 36.976,00 26.871,00 70.832,00 744.695,00 Diferencia superficie 7,43% 5,84% 5,88% 6,88% 1,19% 2,75% 2,45% 5,80% Biocapacidad hábil 98.337,40 35.216,77 30.248,45 151.717,73 25.020,66 15.000,23 54.613,03 410.154,26 (1): Sustrae el terreno yermo sin biomasa: roquedales, playas, dunas, coladas de lava. (2): Superficie preservada para el consumo de los ecosistemas naturales Elaboración propia a partir de datos del SIOSE, 2005. 225 Analizando los porcentajes de tipos de territorios por islas (ver Tabla 4.32), destaca Fuerteventura con un 80,45 % de su territorio sin bioproductividad útil, seguida de Lanzarote con un 55,46 % de su superficie sin contabilizar como reserva biológica productiva para la economía; en el otro extremo se encuentran La Palma con sólo el 14,48 % de superficie detraída, seguida de Tenerife con un 20,72%. Las islas con mayor superficie vinculada a la infraestructura coinciden con las que han desarrollado más el sector turístico: Gran Canaria (17,38%), Tenerife (15,38%), Lanzarote (14,42%) y Fuerteventura (11,34%). Por otro lado la reserva forestal del archipiélago queda concentrada en las islas occidentales: La Palma (26,93%), La Gomera (22,52%), El Hierro (17,02%) y Tenerife (13,60%), hecho constatado en el análisis de la producción maderera del archipiélago (Apartado 4.2.3). La región no cuenta con ríos o lagos que puedan computarse como láminas de agua dulce, los datos agregan presas y estanques al nivel de la resolución del programa de información geográfica; cierto número de pequeñas láminas de agua han quedado fuera de la contabilidad al ser diseminadas y/o poco significativas (Lanzarote y La Palma son las islas con menos superficie de agua dulce estimada, asumiendo esta omisión por el escaso dimensionado de los depósitos). La superficie finalmente contabilizada en la biocapacidad canaria supone un 52,03% del territorio hábil (Tabla 4.33), 55.905,41 ha quedan para preservar la biodiversidad insular (el 12% de la biocapacidad productiva del archipiélago), por lo tanto no se computan para comparar con la huella ecológica y se reservan a favor del mantenimiento de los ecosistemas canarios. Las hectáreas obtenidas se transforman en hectáreas globales a partir de la conversión de unidades expuesta en la Tabla 4.34. Los factores de rendimiento y de equivalencia son valores estimados por la NFA para poder normalizar las unidades (ver Apartado 3.4) y se asumen sin modificaciones. 226 Tabla 4.32: % de tipo de territorio según la superficie estimada a través de SIOSE. SIOSE Gran Canaria Lanzarote Fuerteventura Tenerife La Gomera El Hierro La Palma Canarias Agricultura 5,64% 11,90% 3,08% 9,27% 3,05% 9,99% 8,60% 7,09% Pastos 3,89% 0,04% 0,05% 1,07% 13,11% 6,14% 1,82% 2,14% Matorral 34,44% 18,17% 5,00% 39,90% 32,36% 22,57% 41,03% 27,62% Bosques 5,08% 0,01% 0,01% 13,60% 22,52% 17,02% 26,93% 8,98% Mar 0,01% 0,15% 0,01% 0,01% 0,00% 0,02% 0,01% 0,03% Láminas de agua 0,22% 0,00% 0,09% 0,05% 0,13% 0,02% 0,00% 0,09% Infraestructura 17,38% 14,42% 11,34% 15,38% 4,83% 5,98% 7,13% 13,21% Terreno detraído 33,34% 55,46% 80,45% 20,72% 24,01% 38,28% 14,48% 40,87% Elaboración propia a partir de datos del SIOSE, 2005. 227 Tabla 4.33: Análisis de la biocapacidad (ha) de Canarias (2005). Gran Canaria Lanzarote Fuerteventura Tenerife La Gomera El Hierro La Palma Canarias Superficie SIOSE 167.608,18 89.538,25 175.734,78 217.428,12 37.415,19 27.608,79 72.566,35 787.899,66 Terreno detraído 55.883,09 49.655,72 141.370,81 45.048,08 8.983,24 10.569,55 10.510,80 322.021,27 Territorio computable 111.725,09 39.882,53 34.363,97 172.380,04 28.431,95 17.039,24 62.055,55 465.878,39 12% biodiversidad 13.407,01 4.785,90 4.123,68 20.685,61 3.411,83 2.044,71 7.446,67 55.905,41 Territorio hábil 98.318,08 35.096,62 30.240,30 151.694,44 25.020,12 14.994,54 54.608,89 409.972,98 % Territorio hábil 58,66% 39,20% 17,21% 69,77% 66,87% 54,31% 75,25% 52,03% % Territorio detraído 33,34% 55,46% 80,45% 20,72% 24,01% 38,28% 14,48% 40,87% Elaboración propia a partir de datos del SIOSE, 200 228 Tabla 4.34: Cálculo de la biocapacidad canaria (2005). Tipos de uso del territorio. Canarias 2005 Area YF EQF BC [nha] [wha. nha-1] [gha. wha-1] [gha] Agrícola. 152.036,46 1,00 2,64 402.000,29 Pastos. 16.888,50 1,21 0,50 10.171,65 Otras tierras arbustivas. 217.654,30 1,21 0,50 131.089,40 Bosques. 70.779,48 0,64 1,33 60.492,52 Mar. 225.600,00 1,07 0,40 95.850,59 Agua dulce. 689,64 1,00 0,40 273,91 Infraestructura. 104.042,33 1,00 2,64 275.098,80 Elaboración propia a partir de NFA, 2005. Particularmente en el caso de las tierras arbustivas, éstas se incluyen en el territorio dedicado a pastos; mientras que la biocapacidad vinculada a la pesca, engloba el sumatorio de las aguas interiores y oceánicas (en ambos casos con el mismo factor de equivalencia). En relación a la población los datos son más reveladores (Tabla 4.35); la biocapacidad per cápita canaria es bastante menor que la española, concretamente menos de la tercera parte de ésta. Si tenemos en cuenta que el promedio de la biocapacidad mundial por habitante es de 2,06 gha para el año 2005 según la NFA, tanto España (1,34 gha/hab.) como Canarias (0,43 gha/hab.), mantienen una reserva de superficie bioproductiva por debajo de aquélla. El capital natural en ambos casos es insuficiente para cubrir las demandas de recursos, pero particularmente en Canarias, se deja entrever un alto déficit ecológico (aspecto que trataremos en el Apartado 4.4.). Este hecho pone también en cuestión la sostenibilidad del modelo de consumo vigente. 229 Tabla 4.35: Comparativa de la biocapacidad per cápita 2005. Tipos de usos del territorio Biocapacidad España Biocapacidad Canarias [gha/hab.] [gha/hab.] Agrícola 0,73 0,18 Pastoreo 0,32 0,06 Bosques 0,18 0,03 Pesca 0,06 0,04 Fijación de carbono 0,00 0,00 Infraestructura 0,04 0,12 TOTAL 1,34 0,43 Elaboración propia a partir de NFA, 2005. Como ya hemos comentado anteriormente, queda pendiente un estudio más exhaustivo de la ganadería isleña para ajustar los datos estimados a la realidad local. La gestión de este sector económico dista mucho de ser extrapolable en ambos territorios. La insularidad condiciona las técnicas de explotación agropecuaria del archipiélago (aspecto valorado en el Apartado 3.4) La biocapacidad forestal española es más del doble de la canaria, mientras que la biocapacidad pesquera canaria es justamente el doble de la española, dado que la plataforma continental en la que se sustentan las islas es pequeña pero el perímetro total de costa es significativo. El territorio para la fijación de carbono no se computa como tal para evitar la doble contabilidad con la superficie forestal, ya que se supone que será a través de la actividad fotosintética en este suelo como se capte el dióxido de carbono de la atmósfera. Si observamos las Gráficas 4.12 y 4.13 podemos comparar la importancia relativa de los tipos de uso de la biocapacidad total del territorio. Llama la atención que la agricultura sea en ambos casos el tipo de suelo de mayor extensión, pero mientras que en España la superficie 230 dedicada a pastos es la segundo en importancia, en Canarias es el dedicado a la infraestructura el que ocupa ese lugar. Gráfica 4.12: % Biocapacidad en Canarias (2005). Elaboración propia a partir de NFA, 2005. Gráfica 4.13: % Biocapacidad en España (2005). NFA, 2005. Para poder ver estos datos en un contexto temporal aprovechamos el informe sobre la huella ecológica española realizado por el MMA (Tablas 4.36 y 4.37). La tendencia es a una progresiva pérdida de biocapacidad tanto en España como en Canarias, siendo en esta última más acusada. 231 Tabla 4.36: Biocapacidad canaria (gha/hab.). 1990 1995 2000 2005 Agricultura y ganadería. 0,325 0,300 0,298 0,237 Pesca. 0,114 0,114 0,114 0,114 Forestal. 0,223 0,196 0,183 0,151 Artificializado. 0,064 0,062 0,065 0,053 Total. 0,725 0,672 0,659 0,555 12% Biodiversidad. 0,087 0,081 0,079 0,067 Total disponible. 0,638 0,591 0,580 0,488 Pon et al., 2007: 121. Tabla 4.37: Biocapacidad española (gha/hab.). 1990 1995 2000 2005 Agricultura y ganadería. 1,964 1,918 2,005 1,676 Pesca. 0,114 0,114 0,114 0,114 Forestal. 0,727 0,800 0.904 0,899 Artificializado. 0,062 0,070 0,082 0,076 Total. 2,866 2,900 3,105 2,765 12% Biodiversidad. 0,344 0,348 0,373 0,332 Total disponible. 2,522 2,522 2,733 2,433 Pon et al., 2007: 121. Cabe añadir, sin ánimo de ser alarmista, que el cambio climático acelerará esta tendencia si no se toman medidas urgentes: preservar la biocapacidad actual y regenerar las superficies degradadas en lo posible (enmiendas de suelo, reforestación); son líneas de actuación imprescindibles para mejorar el balance insostenible que Canarias exhibe. El incremento de población también reduce la biocapacidad per cápita, no sólo el censo oficial sino los turistas o visitantes, ellos también consumen recursos naturales como habitantes equivalentes, aunque no se haya tenido en cuenta en estas tablas elaboradas por el MMA. 232 La pérdida de suelo agrícola en Canarias (91.167,12 ha) por abandono de la actividad frente al suelo cultivado (60.862,89 ha) es casi de un 60% del terreno roturado. En algunos casos - según la orientación y altitud-, estos suelos serán recolonizados por la vegetación autóctona, pero en otros, la degradación –principalmente por erosiónpuede llegar a ser irreversible engrosando el montante de terreno baldío. El consumo de productos de kilómetro cero (locales) no sólo reduce la huella energética del transporte sino incentiva la recuperación de la actividad económica en este sector. Dejar la alimentación solo en manos de las importaciones es una dependencia poco sostenible, que aleja al archipiélago de la seguridad alimentaria. No podemos aportar datos sobre el uso real de los pastos canarios, pero su mantenimiento como cubierta vegetal también es importante. Los bosques canarios requieren de una dinamización de su productividad, aumentando la reforestación con especies autóctonas y favoreciendo la gestión de la producción maderera sostenible, aumentando así las tasas de fijación de carbono sin poner en peligro la inestimable herencia biológica enraizada. Si bien es técnicamente plausible aumentar la producción primaria bruta (PPB108) de las tierras de cultivo en comparación con los sistemas naturales existentes anteriormente (sobre todo mediante la irrigación en regiones áridas), numerosos biotopos antropogénicos, como los campos de maíz o los huertos, son menos productivos que los biotopos naturales que dominarían en la misma región, como los bosques naturales (Fischer-Kowalski y Haberl, 2007: 10). La pérdida de biocapacidad agrícola es inquietante y puede compensarse con una reconversión en territorio forestal o pastizal. La erosión acelera definitivamente la pérdida del suelo no fijado por la cubierta vegetal. En Canarias, la mayoría de los recursos pesqueros se encuentran actualmente sobreexplotados, motivo por el cual el ecosistema marino canario presenta algunos desequilibrios, como muestra la superpoblación del erizo de lima (Diadema antillarum) en las zonas submareales del archipiélago. Esta especie ha podido colonizar espacios al suprimirse sus predadores naturales, principalmente especies de alto interés pesquero como el mero (Epinephelus marginatus), el tamboril (Chylomycterus agringa), el pejeperro (Bodianus scrofa) o la langosta canaria (Scyllarides latus). En la situación actual, existe una baja densidad de población de las especies sobreexplotadas, por lo que la capacidad productiva global del ecosistema marino es muy limitada, lo mismo que su capacidad de 108 Cantidad de energía solar que las plantas pueden incorporar anualmente como biomasa. Es la base nutricional de todos los organismos heterótrofos; depende del clima y la calidad de los suelos (Fischer-Kowalski y Haberl, 2007: 10). 233 recuperación, aún más si no se establecen medidas de gestión adecuadas (Contribución de Canarias al Libro Verde de Política Marítima, 2010). En el próximo capítulo abordaremos los efectos de las salmueras de la desalación en los hábitats costeros. Finalmente la biocapacidad dedicada a la construcción en Canarias es relativamente alta si tenemos en cuenta las superficies protegidas con figuras legales y las altas densidades de población. El sector turístico es demandante de territorio, pero es responsabilidad de las instituciones públicas buscar modelos de regeneración urbanística antes que abandonar al deterioro las zonas turísticas obsoletas, para crear nuevos complejos hoteleros que seguirán degradando el territorio y el paisaje. 4.4. El Déficit Ecológico insular y sus potenciales compensaciones. El valor de la huella ecológica y la biocapacidad de la región no son en sí mimos los resultados buscados en este trabajo. La relación entre ambos nos permite discriminar entre un superávit ecológico, en los casos en que la biocapacidad supere a la huella de los consumos; y un déficit ecológico, en los casos en que la biocapacidad sea insuficiente para aportar los recursos necesarios para satisfacer los consumos imputados en la huella. Consumimos más de lo que producimos en todos los niveles: regional, nacional y mundial; en este caso en particular la reserva ecológica es para ambos negativa (Canarias y España). La huella del comercio internacional, establecido como la diferencia entre importación y exportación, deja clara la importancia de las importaciones en la balanza comercial internacional de ambas economías (ver Tabla 4.38). En cualquier caso, la vulnerabilidad insular ante cualquier desabastecimiento hace de la dependencia exterior un factor de riesgo. En el marco de la sostenibilidad, y desde la perspectiva nacional o regional, el objetivo final de una sociedad tendría que ser el de disponer de una huella ecológica que no sobrepasara su biocapacidad, y por tanto que el déficit ecológico fuera cero. La proporción entre consumo de recursos y biocapacidad disponible revela cierta disonancia, se consume más de lo disponible (hacen falta casi diez archipiélagos para cubrir las demandas de recursos de éste). 240 La huella energética es más susceptible de reducirse si implementamos modelos de demanda sensibles con el ahorro en emisiones de dióxido de carbono: sustitución de energías fósiles por renovables, compostaje, biodigestión anaerobia o depuración biológica de agua a media y pequeña escala (aspecto tratado en el capítulo sexto). Mantener el ciclo del carbono en su estructura orgánica, garantiza su no degradación a dióxido de carbono atmosférico, uno de los gases de efecto invernadero más comunes y único elemento que contabilizamos en la huella energética según la metodología estandarizada. La Huella Ecológica sería una herramienta inútil si quedara en una foto fija. La interdependencia de los vectores que conducen hacia el equilibrio ecológico facilita el análisis de diversos escenarios de futuro, tomando como referencia la biocapacidad con la que contamos. Se puede intervenir en la regeneración forestal y agrícola; por ejemplo mediante la revegetación111 de terrenos roturados abandonados. Devolver las propiedades edáficas al suelo regeneraría la cobertura vegetal; y el compostaje de residuos orgánicos coadyuvaría a esta reflexión. En todo caso la evolución en el tiempo de la HE permitiría la trazabilidad de los cambios implementados. En términos de biocapacidad, puede decirse que el valor ecológico y de bioproductividad de la tierra de cultivo es más que considerable, dado que constituye el 54% del territorio español y el 42% del canario. Por ello, las políticas agropecuarias deben tener en cuenta que gestionan gran parte del capital natural del territorio nacional y regional, más allá del enfoque sectorial que produce rentas y productos. En ese sentido, preservar la salud edáfica del territorio no es cuestión baladí; el suelo agrícola es también interesante desde el punto de vista ambiental, el hecho de no albergar ecosistemas apreciados tradicionalmente como valiosos no es óbice para soslayar su potencial generador de biocapacidad. El reto está en la integración de razonamientos basados en la HE. La evolución del actual modelo socioeconómico insostenible no es únicamente responsabilidad de los gestores -políticas sectoriales, ordenación del territorio y políticas urbanaslos ciudadanos pueden participar del cambio de hábitos de consumo y operar una transformación donde progreso y desarrollo puedan desacoplarse. 111 La revegetación es una práctica que consiste en devolver el equilibrio o restaurar la cubierta vegetal de una zona donde sus formaciones vegetales originales están degradadas o alteradas. 241 5. La Huella Ecológica del agua desalada en Canarias. “La tecnología no es buena, ni mala, ni neutral” (1ª Ley de Melvin Kranzberg, 1917-1995). 5.1. Introducción. La tecnología de la desalación entra como elemento clave en el ajuste de las necesidades de energía y agua en la Comunidad Canaria. Convertir el petróleo en agua, cuando el calentamiento global del Planeta demanda reducir emisiones, representa la solución de una dificultad local contribuyendo a la exacerbación de un problema global. Por lo tanto, la fuente de energía desempeña un papel fundamental al comprometer el nivel de sostenibilidad de la obtención de este recurso. Existen unos costes energéticos asociados a la potabilización, desalación, regeneración, reutilización o tratamiento; incluso su transporte sería susceptible de evaluación en término de emisiones de dióxido de carbono vinculadas al protocolo establecido para minimizar el impacto de esta variable ambiental. Por otro lado, hay que tener en cuenta la dependencia extrema que Canarias tiene de la energía fósil; sólo un 5,6% de la producción energética procede de fuentes renovables (EEC, 2005: 30). Por tanto, la cuestión es si la demanda energética de la desalación puede compensarse con un incremento en el aprovechamiento de las energías renovables, por descontado abundantes en la región (principalmente sol y viento). En este trabajo nos centramos en proponer escenarios donde la energía eólica tenga una mayor presencia en el mix-eléctrico canario. Es preciso recalcar que la contribución de la desalación a las emisiones de gases de efecto invernadero no se debe al proceso propio de desalar, sino que está ligado a las emisiones de estos gases por la generación de la electricidad necesaria; de ahí el gran interés de vincular la producción de agua desalada con el incremento de la producción de energías renovables. Éstas tienen un gran potencial para satisfacer parte de las actuales demandas a un menor coste ambiental (Meerganz, 2008: 136). La Nueva Cultura del Agua112 en España propone estrategias alternativas en esta dirección: eficiencia energética, gestión de pérdidas o regeneración; soluciones más acordes con la Directiva Marco del Agua (DMA) comentada en el capítulo segundo. En líneas generales, este compromiso comunitario establece que en el año 2015 debe conseguirse un buen estado 112 La denominación Nueva Cultura del Agua surgió a mediados de los años 90 del siglo XX como un movimiento social al trasvase del Ebro en España, si bien poco a poco fue refiriéndose a toda una forma diferente de tratar los temas relacionados con la gestión del agua. 242 ecológico para todas las aguas europeas, fija el principio de que “quien contamina paga” y plantea la recuperación adecuada de los costes de los servicios relacionados con el ciclo integral del agua. Los impactos asociados a la descarga de salmuera y la emisión de gases efecto invernadero no se contabilizan con parámetros monetarios; necesitan ser estimados en una valoración completa de la tecnología y sus consecuencias en el entorno natural. En Canarias la disponibilidad de agua está directamente relacionada con la industria turística, pero también este sector económico demanda unos estándares de calidad ambiental que la producción industrial de agua puede deteriorar si no hay un control exhaustivo de los efluentes vertidos al entorno. La degradación del paisaje tiene dudosa reversibilidad, máxime en los fondos costeros donde la compleja interrelación de la biodiversidad está oculta bajo el agua. La pérdida de praderas marinas puede acarrear elevados costes ecológicos que acabarán redundando en la economía regional: el menoscabo de algún eslabón en las redes tróficas desestabiliza la resiliencia biológica natural. La pérdida de biocapacidad relacionada con los vertidos de salmuera, tanto en los fondos litorales como en los barrancos, afecta directamente a los recursos bióticos de la región (con pérdida de biodiversidad en las costas ante la modificación de las características físicoquímicas del entorno marino) o indirectamente al contabilizar los consumos de la biocapacidad local en los años sucesivos (reducción de capturas, disminución de redes tróficas en los ecosistemas marinos sensibles). En el desarrollo del capítulo se estimará la huella energética del agua desalada en el archipiélago. El ACV permite cuantificar las emisiones vinculadas a cada tipo de tecnología según el mix-eléctrico regional existente (cada isla tiene su propia distribución como se constató en el capítulo tercero); los resultados del capítulo anterior sirven de referencia para poder calcular la HE energética vinculada a la producción industrial de agua en las islas. 5.2 El mix-eléctrico asociado a la desalación. Energía fósil versus energía eólica. Los procesos de desalinización consumen demasiada energía en comparación con la explotación de los recursos naturales de agua donde la energía es sólo necesaria para bombear ésta desde la fuente hasta el consumidor. Tomando como referencia las distintas tecnologías presentes en la región (tratadas en el Apartado 3.3) destaca la ósmosis inversa (OI): el 77% de las plantas desaladoras en Canarias la emplean y el 71% del agua desalada 243 ha pasado por estas membranas (Dirección General de Aguas del Gobierno de Canarias, 2006). Para facilitar el análisis se asume globalmente este diseño como prevalente. En la desalación por OI, la energía se consume en: el sistema de admisión, el sistema de bombeo, la operación antes del tratamiento y, lo más importante, para generar presión necesaria para la etapa de OI propiamente dicha. Además de los elevados costos como consecuencia de la necesaria demanda energética, el consumo de energía conlleva un impacto ambiental asociado a la emisión de gases de efecto invernadero. Desde la introducción de la desalación por membranas de ósmosis inversa en la década de 1970, los costos han disminuido de manera constante. En el pasado, la desalinización por OI sólo se había aplicado en zonas con limitada disponibilidad de agua natural. Principalmente debido a la reducción del consumo de energía de esta tecnología, hoy en día la OI puede ser vista como una alternativa a los recursos hídricos naturales, ofreciendo ventajas en cuanto a la fiabilidad del agua producida y su independencia de factores externos (J. Díaz-Caneja, 2005113 citado por Fritzmann et al., 2007: 65). A finales de 1970 las primeras plantas de SWRO consumían hasta 20 kWh/m³. A través del desarrollo de membranas más eficientes, los nuevos materiales de membrana y el uso de dispositivos de recuperación de energía, el consumo de energía se redujo a alrededor de 3,5 kWh/m³ a finales de la década de 1990. Hoy en día, el consumo de energía por debajo de 2,0 kWh/m³ es técnicamente posible (J. MacHarg y R. Truby, 2004114 citados por Fritzmann et al., 2007:65). No obstante, para el archipiélago canario tomaremos un rango entre 3 y 5 kWh/m3 con la intención de incluir tecnologías más eficientes con diversos dispositivos de recuperación energética y otras instalaciones más obsoletas que carecen de los mismos. Se ha tenido en cuenta la investigación realizada al respecto por parte de la ULPGC y el ITC (Calero et al., 2010: 5). En algunas islas como Gran Canaria se bombea agua desalada de mar hasta 600 ó 900 metros sobre el nivel del mar, lo que supone duplicar el coste energético (García et al., 2008: 48). 113 J. Díaz-Caneja, M. Farinas and A. Jiménez, (2005): “Spanish cost data illustrate RO’s competitiveness”, Desalination Water Reuse Q., 15(1) 10–17. 114 J. MacHarg and R. Truby, (2004): “West Coast researchers seek to demonstrate SWRO affordability”, Desalination & Water Reuse Q., 14(3) 1–18. 244 Debido a la reducida salinidad del agua de alimentación en la BWRO, las necesidades de energía son menores que en la SWRO. Las plantas de desalinización de agua salobre demandan un consumo de energía por debajo de 1 kWh/m3 (M. Wilf, 2004115 citado por Fritzmann et al., 2007: 65). En el contexto de este estudio tomaremos también un rango entre 1 y 2 kWh/m3 fundamentando esta estimación a partir de referencias bibliográficas que abarcan este intervalo como representativo para la desalación de aguas salobres insulares (De la Cruz, 2006: 21). En resumen, la energía es el componente singular de mayor coste en la operación de una planta de desalinización de OI y ofrece al mismo tiempo el mayor potencial de reducción de costes. La cantidad de energía en el cómputo global de una planta de OI varía según sus parámetros de funcionamiento y ubicación. La Gráfica 5.1 representa una distribución típica del coste energético total en las plantas desalinizadoras de SWRO; en estos casos la mayor contribución (84,40%) está directamente vinculada con el bombeo a alta presión requerido por esta tecnología. Gráfica 5.1: Consumos energéticos de las diferentes etapas de la OI. M. Wilf, (2004): Fundamentals of RO–NF technology, International Conference on Desalination Costing, Limassol, citado por Fritzmann et al., 2007: 66. Desde el punto de vista económico, los costes de producción de un metro cúbico de agua desalada están condicionados por distintos factores (ver Gráfica 5.2): amortización, mantenimiento, productos químicos, personal, impuestos, cambio de membranas o energía; esta última partida es el factor más determinante en el análisis global de la inversión en la producción industrial de agua en Canarias: supone un 41% (Calero et al., 2010: 5). 115 M. Wilf, (2004): “Fundamentals of RO–NF technology”, International Conference on Desalination Costing, Limassol. 245 El modelo de producción eléctrica condiciona los resultados y en nuestro caso sí podemos estimar en casi un 100% la energía procedente de combustibles fósiles, dada la insignificante presencia de las energías renovables en el mix-eléctrico canario en su conjunto. Por otro lado, la implantación de la energía eólica es desigual en las islas (Anexo 3.1). En el caso del parque generador convencional se estima un rendimiento comprendido entre el 32% y el 36% (EEC, 2005: 66); mientras las emisiones vinculadas a una central térmica promedio de estas características están estimadas por la administración pública en 0,420 kg CO2/kWh (Sadhwani et al., 2005: 3). Gráfica 5.2: Costes de producción agua desalada en Canarias. Calero et al., 2010: 5. La realidad energética del archipiélago es un mix-eléctrico casi exclusivamente constituido por combustibles fósiles con una presencia testimonial de fuentes renovables. Conviene recalcar de nuevo que, aunque la energía eólica es la fuente de referencia, ésta cuenta con presencia dispar en el conjunto del territorio. Ante esta perspectiva nació el proyecto AQUAMAC del ITC; estableciendo el objetivo de mejorar la autosuficiencia energética de los ciclos del agua en las islas como factor clave para la sostenibilidad; en este contexto se emprendieron trabajos prácticos para mejorar la eficiencia energética y el aprovechamiento de las energías renovables en las instalaciones relacionadas con el tratamiento y transporte del agua (ITC, 2005: 21-60). Como se ha señalado anteriormente, el territorio del archipiélago se encuentra fragmentado en redes eléctricas insulares independientes (exceptuando Lanzarote y Fuerteventura que constituyen un único sistema). El análisis del consumo eléctrico relativo a la desalación requiere de una profundización en el mix-eléctrico vinculado a cada isla. Las emisiones relativas a distintos escenarios energéticos propuestos por Gemma Raluy en los ACV de las distintas tecnologías de desalación se alejan bastante de las condiciones de Canarias (Raluy et al., 2006; Raluy et al., 2005a; Raluy et al., 2004). 246 La falta de datos técnicos para estimar los consumos energéticos reales de las 331 desaladoras inventariadas en 2005 -incluyendo las plantas de agua salobreobliga a aproximar un intervalo estimativo que permita evaluar el coste energético de la desalación en la región y proponer escenarios alternativos menos demandantes de combustibles fósiles. Con una mayor implicación de las instituciones competentes podría establecerse un seguimiento de cada planta desaladora, pública o privada; pero la realidad refleja un vacío informativo. Por esta razón, en este trabajo se han tenido en cuenta los datos disponibles procedentes de la Dirección General de Aguas; convirtiendo la capacidad nominal (m3/día) en producción anual, tomando 341 días hábiles como cómputo de referencia (Calero, 2010: comunicación oral). Esta producción total sí puede analizarse a nivel insular, comparando las emisiones estimadas en cada isla según los escenarios propuestos. No hay que olvidar que el agua marina desalada se produce en la costa, con lo que hay que bombearla y almacenarla, para luego distribuirla hasta los lugares de consumo (la factura energética se incrementa en 1 ó 2 kWh más para cada 1.000 litros). Si además, añadimos la posterior depuración para su reaprovechamiento o para su vertido al mar, la energía necesaria en el ciclo completo puede llegar a los 10 kWh por cada 1.000 litros, todo ello sin considerar las pérdidas de agua que tienen lugar en las redes de transporte, distribución y saneamiento, además del almacenamiento; llegando a suponer en algunos casos un 30% (García et al., 2008: 49). Estas estimaciones quedan fuera del actual análisis pero son una referencia para ajustar más los resultados en futuros trabajos. Por lo tanto, acotando el consumo energético de la desalación marina en los dos supuestos116 establecidos: uno con un consumo de 3 kWh/m3, mayoritariamente con recuperación energética y otro con consumo de 5 kWh/m3, que podría estimarse sin recuperación energética; constatamos un consumo energético de 420.538,01 MWh en el caso más eficiente (un 4,93% del consumo energético total) y 700.896,69 MWh en el caso menos eficiente (un 8,21% del consumo energético total), según se recoge en la Tabla 5.1. En el contexto insular las islas orientales presentan un mayor porcentaje de consumo de energía vinculado a la desalación (7%-9%, en un caso y 12%-15% en el otro). Es notable que la isla de El Hierro sea la que destaca con mayor porcentaje entre las otras. Por otra parte, Gran Canaria es la isla con mayor consumo eléctrico dedicado al agua desalada y, por ello, es la que genera mayor cantidad de emisiones de dióxido de carbono vinculadas a esta actividad. 116 La bibliografía consultada, con la mejor tecnología disponible mantiene un rango de consumo energético menor (2,5 kWh/m3-3,5 kWh/m3); pero las estimaciones propuestas están basadas en la realidad de las islas para el año 2005. 247 Tabla 5.1: Consumos energéticos de la desalación con OI por islas y región. E nergía en red t otal D esalación mar con c onsumo 3 kWh/ m 3 % E t otal D esalación mar con c onsumo 5 kWh/ m 3 % E t otal 2 005 M Wh M Wh M Wh G C 3.439.840,00 252.765,20 7,35% 421.275,33 12,25% T F 3.358.470,00 52.405,78 1,56% 87.342,97 2,60% L Z 807.950,00 57.538,90 7,12% 95.898,17 11,87% F V 591.020,00 52.784,56 8,93% 87.974,27 14,89% L P 237.680,00 0,00 0,00% 0,00 0,00% G 63.930,00 2.058,60 3,22% 3.431,00 5,37% H 35.240,00 2.984,97 8,47% 4.974,95 14,12% C C 8.534.140,00 420.538,01 4,93% 700.896,69 8,21% Elaboración propia a partir de datos de EEC (2005) y del Gobierno de Canarias. Las emisiones de dióxido de carbono asignadas a los dos supuestos establecidos quedan reflejadas en la Tabla 5.2. En el ámbito regional el total aproximado de 140.179.337,70 m3 de agua marina desalada generarían 169.056,28 toneladas de CO2 en el primer caso considerado (columna 2) y 281.760,47 toneladas de CO2 en el segundo caso (columna 3), asumiendo un parque generador convencional con un rendimiento comprendido entre el 32% y el 36% (EEC, 2005: 66) y unas emisiones de 0,420 kg CO2/kWh (Sadhwani et al., 2005: 3). El análisis de la gestión de las aguas salobres de Canarias (comentado en el capítulo tercero) es una temática compleja, en la que intervienen aspectos ambientales, políticos, socioeconómicos e incluso históricos. Aunque queden al margen de los límites de este trabajo - centrado en la desalación marinalas emisiones vinculadas a la desalobración por OI se estiman – como ya señalamos – en el rango de 1-2 kWh/m3 (ver Tabla 5.3). En cualquier caso la desalación de agua salobre tiene una relevancia desigual entre las islas, como vimos en el capítulo tercero, destacando la isla de Tenerife, en la que el agua salobre es aproximadamente el 52% de agua total desalada. 248 Tabla 5.2: Emisiones por la desalación con energía fósil en islas y región. Agua desalada Emisiones de CO2 Emisiones de CO2 2 005 m3 Toneladas (1) Toneladas (2) G ran Canaria 84.255.067,00 101.611,61 169.352,68 L anzarote 19.179.633,10 23.130,64 38.551,06 F uerteventura 17.594.854,20 21.219,39 35.365,66 T enerife 17.468.593,40 21.067,12 35.111,87 L a Palma 0,00 0,00 L a Gomera 686.200,00 827,56 1.379,26 E l Hierro 994.990,00 1.199,96 1.999,93 C anarias 140.179.337,70 169.056,28 281.760,47 (1): Consumo de 3 kWh/m3. (2): Consumo de 5 kWh/m3. Elaboración propia a partir de datos de EEC (2005) y del Gobierno de Canarias. En este caso las toneladas de dióxido de carbono calculadas se hacen suponiendo un rendimiento similar a las centrales térmicas convencionales: entre 10.954,79 toneladas de CO2 para un consumo de 1 kWh/m3 y 21.909,58 toneladas de CO2 para un consumo de 2 kWh/m3. Sin duda esta aproximación requiere de un estudio más profundo, valorando los combustibles fósiles empleados, los rendimientos estimados y las emisiones reales producidas. Dada la elevada incertidumbre que acompaña a este supuesto no ha sido tenido en cuenta en el desarrollo de este trabajo, aunque deja abierta una vía de investigación complementaria. La explotación de pozos y galerías en el archipiélago podría aprovechar el marco metodológico que se propone aquí, analizando tanto su HE como su impacto en la biocapacidad regional. La transferencia de “petróleo por agua” contribuye a aclarar cómo la desalinización desplaza sus costes y externalidades ambientales. Teniendo en cuenta el techo ya rebasado por el petróleo como recurso prevalente, la tecnología desalinizadora supone una incómoda vinculación entre las necesidades de energía y agua (Meerganz, 2008: 144). En esta aproximación a la situación energética de la desalación en Canarias hemos estimado una producción eléctrica exclusivamente basada en combustibles fósiles dada la poca participación de las fuentes renovables en el mix-eléctrico insular. Entre los posibles 249 escenarios alternativos que se proponen, nos centraremos en dos: uno que cumpla las expectativas del PECAN y otro que aproveche el potencial eólico insular para la desalación. Tabla 5.3: Emisiones por desalobración con energía fósil por islas y región. Consumo OI (kWh) Toneladas de CO2 producidas Consumo OI (kWh) Toneladas de CO2 producidas 2005 1 kWh/m3 2 kWh/m3 Gran Canaria 20.271.034,20 8.148,96 40.542.068,40 16.297,91 Lanzarote 8.234,40 3,31 16.468,80 6,62 Fuerteventura 3.297.191,00 1.325,47 6.594.382,00 2.650,94 Tenerife 3.674.257,90 1.477,05 7.348.515,80 2.954,10 Gomera 0,00 0,00 0,00 0,00 Hierro 0,00 0,00 0,00 0,00 Canarias 27.250.717,50 10.954,79 54.501.435,00 21.909,58 Elaboración propia a partir de datos del Gobierno de Canarias.  Escenario PECAN: Supone cumplir con lo establecido en el Plan Energético de Canarias, respecto al uso de energía eólica. La Tabla 5.4 presenta los datos tomados del PECAN para estimar el consumo energético vinculado a la potencia instalable. Para analizar este supuesto nos hemos basado en estudios eólicos desarrollados en las islas que ajustan 4.500 horas equivalentes117 como promedio en el archipiélago (Calero, 2010: comunicación oral). Los 1.025 MW de potencia propuestos para el año 2015 distan bastante del techo eólico de las islas, 3.600 MW para la Comunidad Autónoma (trabajo de investigación de la ULPGC en el marco del proyecto Canarias Eólica 2000). Tomando como referencia el potencial eólico estimado por el PECAN (MWh) y comparándolo con la energía eléctrica consumida por la desalación en el año 2005, ésta podría cubrirse en buena parte asumiendo un consumo energético eminentemente eólico. Como refleja la Tabla 5.5, el peor supuesto -asumiendo un consumo de 5 kWh/m3117 La hora equivalente es el parámetro usado en la caracterización del aprovechamiento de la energía eólica. Constituye la relación equivalente entre el tiempo de funcionamiento de la maquina y su potencia nominal. Los mejores emplazamientos eólicos ocupados en España registran una media de funcionamiento de 2.530 horas equivalentes anuales. 256 Las emisiones de dióxido de carbono relativas a la producción de agua desalada se convierten en hectáreas globales para los dos supuestos planteados: 3 y 5 kWh/m3; abarcando así el rango de consumo energético del inventario de desaladoras analizado en el archipiélago (como ya hemos apuntado la actualización constante de mejoras en el rendimiento de las plantas es desigual y requiere de un análisis complementario que escapa del alcance de este trabajo). Gráfica 5.3: Huella ecológica producción (gha) Canarias (2005). Elaboración propia a partir de la NFA (2005). Como se señaló en el apartado anterior, en el supuesto de una desalación exclusivamente con combustible fósil, se asume la emisión de 0,402 kg CO2/kWh (Sadhwani et al., 2005: 3) generados en una central térmica convencional con un rendimiento comprendido entre el 32% y el 36% (EEC, 2005: 66). La Tabla 5.8 y la Gráfica 5.4 muestran los resultados de segregar las 78.175,01 gha asignadas a la desalación con un consumo energético de 5 kWh/m3, según el escenario de partida establecido. Del mismo modo, la Tabla 5.9 y la Gráfica 5.5 muestran los resultados de segregar las 46.906,01 gha asignadas a la desalación con un consumo energético de 3 kWh/m3, según la hipótesis planteada como referencia. Dado que la huella de la producción energética representa las emisiones relativas a todos los sectores económicos implicados en el Inventario de Emisiones de Canarias; la desalación es poco significativa si la comparamos, por ejemplo, con el transporte que supone 1.239.951 gha del montante global. 257 Tabla 5.8: Huella ecológica producción (con desalación a 5kWh/m3). gha D esalación a 5 kWh/m3. 78.175,01 T erreno agrícola. 407.331,90 P astos. 141.261,05 T erreno forestal. 566,13 T erreno pesquero. 421.667,24 T erritorio fijación de carbono. 3.594.207,79 T erreno construido. 275.098,80 Elaboración propia a partir de la NFA (2005). Gráfica 5.4: Huella ecológica producción (gha) con desalación a 5kWh/m3. Elaboración propia a partir de la NFA (2005). Tabla 5.9: Huella ecológica producción (con desalación a 3 kWh/m3). gha. D esalación a 3 kWh/m3 46.905,01 T erreno agrícola. 407.331,90 P astos. 141.261,05 T erreno forestal. 566,13 T erreno pesquero. 421.667,24 T erritorio fijación de carbono. 3.625.477,80 T erreno construido. 275.098,80 Elaboración propia a partir de la NFA (2005). 258 Gráfica 5.5: Huella ecológica producción (gha) con desalación a 3 kWh/m3. Elaboración propia a partir de la NFA (2005). El rango de consumos energéticos supuestos (5-3 kWh/m3) no supera el 2% de todas las emisiones relativas a la producción de recursos en el archipiélago (ver Gráficas 5.6 y 5.7). Gráfica 5.6: Huella producción energética (gha) con desalación a 5 kWh/m3. Elaboración propia a partir de la NFA (2005). Gráfica 5.7: Huella producción energética (gha) con desalación a 3 kWh/m3. Elaboración propia a partir de la NFA (2005). 259 Si segregamos las huellas energéticas de la producción eléctrica (2.039.247 gha) y del transporte (1.239.951 gha), podemos poner en relación la huella energética de la producción de agua desalada con la energía convencional en el contexto de los consumos energéticos de los sectores económicos del archipiélago (276.797 gha). Tomando un promedio del rango de consumos energéticos supuestos para la desalación, las 62.540 gha supondrían un 22% del total de emisiones. Aún así, el objetivo de reducir la dependencia del combustible fósil y el reto de reforzar la presencia de fuentes renovables inducen a plantear un escenario con producción de agua desalada mediante energía eólica. Como ya se calculó en el Apartado 5.2 de este capítulo, esta alternativa implica una reducción de emisiones suficiente, teniendo en cuenta el potencial eólico del archipiélago y las mejoras en el rendimiento de los aerogeneradores. En el rango de consumos energéticos estimados para la desalación se reduciría la extensión del terreno para la fijación de carbono: 152.849,65 gha. (en el caso de la desalación eólica con un consumo de 5 kWh/m3) y 91.709,79 gha. (en el caso de la desalación eólica con un consumo de 3 kWh/m3). El promedio de este rango (122.280 gha) puesto en relación con las emisiones computadas en la huella de la producción energética, segregando transporte y producción eléctrica (276.797 gha) supone reducir en un 44,2% la huella de la producción energética en las islas. Las Tablas 5.10 y 5.11, junto con las Gráficas 5.8 y 5.9, muestran los resultados en contexto dentro de la distribución de los diversos tipos de territorio que conforman la huella ecológica de la producción de recursos naturales en la región, permitiendo apreciar el alcance de la contribución de la desalación con energía eólica en la huella ecológica de la producción energética. Las hectáreas globales evitadas por la desalación con energía eólica en cada caso se sustraen a la partida de territorio para la fijación de carbono (huella ecológica de la producción energética). Estas estimaciones pueden parecer poco significativas en la cantidad total de emisiones, pero son la simiente de un cambio de modelo energético demandado en la actualidad. Si bien es verdad que el alcance del PECAN cubre las demandas eólicas de la desalación; no es menos cierto que el mejor escenario de futuro es producir agua desalada con energía eólica de forma autónoma; incluso la sinergia entre distintas fuentes renovables es viable y es objeto de investigación en el archipiélago (aspecto que escapa a los límites de este trabajo). 260 Tabla 5.10: HE Producción (gha) con desalación eólica a 3 kWh/m3. gha D esalación eólica 3 kWh/m3 91.709,79 T erreno agrícola. 407.331,90 P astos. 141.261,05 T erreno forestal. 566,13 T erreno pesquero. 421.667,24 T erritorio fijación de carbono. 3.580.673,01 T erreno construido. 275.098,80 Elaboración propia a partir de la NFA (2005). Tabla 5.11: HE Producción (gha) con desalación eólica a 5 kWh/m3. gha D esalación eólica 5 kWh/m3 152.849,65 T erreno agrícola. 407.331,90 P astos. 141.261,05 T erreno forestal. 566,13 T erreno pesquero. 421.667,24 T erritorio fijación de carbono. 3.519.533,15 T erreno construido. 275.098,80 Elaboración propia a partir de la NFA (2005). Gráfica 5.8: HE Producción (gha) con desalación eólica a 3 kWh/m3. Elaboración propia a partir de la NFA (2005). 261 Gráfica 5.9: HE Producción (gha) con desalación eólica a 5 kWh/m3. Elaboración propia a partir de la NFA (2005). 5.4 Los efectos de la desalación sobre la biocapacidad del territorio. Si bien la pérdida de biocapacidad en los fondos marinos canarios, no es objeto de este estudio, queda abierta una vía para analizar este deterioro constatado en la literatura revisada (Fritzmann et al., 2007: 62; De la Cruz, 2006: 19). Sólo un análisis sistemático de la HE permitirá estimar la evolución de la biocapacidad a largo plazo en los distintos tipos de territorio. Por ejemplo, el impacto ambiental durante la instalación de las tuberías para los sistemas de admisión y emisarios, si bien es temporal en apariencia, puede ser significativo para el medio marino. La importancia de esta intervención dependerá del nivel de perturbación de la operación, del carácter específico del hábitat marino y de las comunidades que lo habiten (Martínez de la Vallina, 2006: 11; Einav et al., 2002: 145). La descarga de salmuera sin duda tiene un gran impacto sobre el medio ambiente marino. La tendencia a instalar plantas de desalinización más grande, conlleva asociada la descarga de más cantidad de salmuera, representando una amenaza para el medio ambiente si no hay un correcto dimensionado previo. Además del elevado volumen de rechazo existen otros factores que determinan su impacto real en el medio acuático. Mejorar la dispersión del concentrado puede reducir su efecto ambiental; la tecnología empleada para su descarga y las características hidrológicas de la zona -olas, corrientes y profundidad del aguainfluyen de forma determinante. Otros factores relevantes son (Fritzmann et al., 2007: 60): 262 • La longitud de la tubería del emisario submarino122. • La distancia a la costa. • La profundidad del fondo marino. • La existencia de difusores. Hay que recordar ante todo que la salmuera se compone de aguas que no contienen productos contaminantes en proporciones significativas, sino únicamente las mismas sales marinas a mayor concentración, un 80% superior a la del agua de mar (Estevan, 2008: 36; Martínez de la Vallina, 2006: 10). Por lo tanto, la ósmosis es la principal causa de los efectos de la salmuera sobre los organismos marinos, cuya exposición a un agua de mar con una salinidad mayor, hace que sufran estrés osmótico: mayor concentración de iones disueltos en el agua de mar en comparación con los líquidos de su cuerpo. El impacto del estrés osmótico en los organismos depende de su sensibilidad individual (L. Loizides, 2004123 citado por Fritzmann et al., 2007: 60;); siendo, como ya hemos apuntado anteriormente, los organismos estenohalinos los más afectados por esta tensión salina. La influencia de la descarga de salmuera en el medio ambiente se ha analizado en varios casos de estudio124 (Martínez de la Vallina, 2006: 11-12; Sadhwani et al., 2005). A pesar de que la dispersión de la salmuera es rápida cerca del punto de descarga, el aumento de salinidad está todavía presente a cierta distancia de la toma (Afonso, 2008: 16; Y. Fernández-Torquemada, 2005125 y L. Loizides, 2004123 citados por Fritzmann et al., 2007: 60-61; Sadhwani et al., 2005: 147). Los resultados experimentales mostraron que la dispersión fue menor de lo previsto; mientras que la dispersión cerca del punto de descarga fue bastante alta, se mantenía una capa de agua de alta salinidad extendiéndose a lo largo de varios kilómetros (Fritzmann et al., 2007: 61). 122 Además, al atravesar las praderas de Posidonia para instalar la conducción se abre una brecha a lo largo de toda la pradera, que puede llegar a 10 metros de anchura, en la que ya no se recupera la pradera hasta pasadas varias décadas o en ocasiones nunca, si debido a las condiciones del agua es reemplazada por otros organismos oportunistas, como el Alga Caulerpa prolifera u otras (Estevan, 2008: 36). 123 L. Loizides, (2004): The cost of environmental and social sustainability of desalination, Internat. Conference on Desalination Costing, Limassol. 124 En http://www.acsegura.es se incluye un avance de la investigación que realizan conjuntamente varios organismos españoles sobre el efecto del vertido al mar de las aguas de rechazo procedente de las estaciones desaladoras (Ruiz de la Rosa, 2006: 16). 125 Y. Fernández-Torquemada, J.L. Sánchez-Lizaso and J.M. González-Correa, (2005): Preliminary results of the monitoring of the brine discharge produced by the SWRO desalination plant of Alicante (SE Spain). Desalination, 182: 395–402. 263 El aumento de la salinidad tiene como resultado un impacto significativo sobre los organismos marinos. Después de tres años de funcionamiento en una planta de Chipre, L. Loizides, 2004124 (citado por Fritzmann et al., 2007: 62) observó que el aumento de la salinidad había dado como resultado una degradación significativa en algunas poblaciones de macro-algas, mientras que otras especies habían desaparecido por completo dentro de los 100 m de distancia desde el punto de descarga. Los cambios en el ecosistema marino observados se muestran en la Tabla 5.12. Tabla 5.12: Comunidades bentónicas en la planta de Dhekelia. % Antes de la operación % tres años después de la operación P oliquetos 27 80 E quinodermos 27 _ E sca f ópodos 26 _ G asterópodos 20 _ C rustáceos. _ 20 L. Loizides, The cost of environmental and social sustainability of desalination, Internat. Conference on Desalination Costing, Limassol, 2004., citado por Fritzmann et al., (2007): 62. Varios organismos son de especial importancia para el ecosistema marino debido a su interacción con otros eslabones de la cadena trófica, como por ejemplo la fanerógama marina Posidonia oceanica. Se ha comprobado que la Posidonia oceanica es muy sensible al aumento de la salinidad del agua marina circundante (Estevan, 2008: 36; Martínez de la Vallina, 2006: 9; Meerganz von Medeazza, 2005 citado por Fritzmann et al., 2007: 62). Debido a su gran influencia positiva sobre el hábitat marino la Posidonia oceanica está calificada como de alta prioridad por la Unión Europea (Sadhwani et al. (2005) citado por Fritzmann et al., 2007: 62); ya que entre otras funciones: i) fijan los fondos contribuyendo a la protección de las costas, ii) son productoras de grandes cantidades de oxígeno, iii) suponen una fuente de nutrientes, iv) actúan de soporte de epibiontes126 muy diversos, v) constituyen un refugio de larvas y alevines y vi) configura el lugar de desarrollo de distintas poblaciones de animales, muchas de ellas de interés comercial. Desde un punto de vista pesquero estas formaciones se consideran como áreas de desarrollo de larvas. 126 Los epibiontes son organismos que viven la mayor parte de su ciclo de vida adheridos a otro organismo, el hospedador. En su ciclo de vida presentan una fase de dispersión, de vida libre, y una fase de crecimiento y reproducción, adherida a un sustrato. 264 La alteración de los perfiles litorales y las obras costeras, el anclaje de embarcaciones y la pesca ilegal de arrastre son también causa de la degradación de esta comunidad biológica (Martínez de la Vallina, 2006: 10). En el caso particular de los fondos marinos canarios las praderas de Cymodecea nodosa (Agostini et al., 2003) y Caulerpa prolifera o el alga roja (Rissoella Verraculosa) tienen elevada importancia biológica para el equilibrio biótico (Sadhwani et al., 2005: 4,7). A falta de estudios específicos para Canarias127, es significativo mencionar que en un estudio ambiental para una planta de desalación en Alicante (España), se observó el efecto del aumento de la salinidad en el área de descarga de la salmuera. Existen grandes campos de la Posidonia en el fondo del mar cerca del punto de descarga. La salmuera dispersada favoreció un aumento de las tasas de mortalidad de las algas, un aumento de la caída de las hojas y una reducción de las tasas de crecimiento de la especie. Por encima de una salinidad de 40.000 ppm el aumento de la mortalidad llega a ser significativo. Con una salinidad cercana a 45.000 ppm, el 50% de las plantas murieron dentro de un intervalo de 15 días. La pérdida de la Posidonia oceanica genera una mayor turbidez, disminuye la calidad del agua y favorece la formación de lodos; por otro lado, influye en la reducción de la vida biológica que habita en estas praderas marinas (Martínez de la Vallina, 2006: 11; Meerganz von Medeazza (2005)128 citado por Fritzmann et al., 2007: 62). La intensidad del impacto de la descarga depende de factores hidro-geológicos, como olas, corrientes o la profundidad de la columna de agua. La vulnerabilidad del medio marino depende de la zona de descarga y su hábitat marino, que puede ir desde los arrecifes de coral, playas rocosas o superficies arenosas. Por lo tanto, el punto de descarga debe ser elegido teniendo en cuenta los condicionantes expuestos para garantizar los mínimos efectos en el entorno natural (Sadhwani et al., 2005). Los difusores aumentan el volumen de agua de mar en contacto con la salmuera y por lo tanto mejoran su dispersión129. El éxito de los difusores depende de su número y el 127En la isla de Gran Canaria se han desarrollado recientemente estudios sobre los efectos del vertido de salmuera: E. Portillo, M. Ruiz de la Rosa, G. Louzara, J. Quesada, J.M. Ruiz, H. Mendoza (2012): “Dispersion of desalination plant brine discharge under varied hydrodynamic conditions in the south of Gran Canaria and influence on nearby seagrass meadows”.Desalination and Water Treatment (aceptado septiembre 2012). y E. Portillo, M. Ruiz de la Rosa, G. Louzara, J. Quesada, M. Antequera, A. Lloret, A. Alvarez, J.C. Gonzalez, H. Mendoza, F. Roque, F. Roch, A. Arencibia: “Caracterización de un vertido de salmuera procedente de una planta desaladora al sur de gran canaria. Evaluación de medidas correctoras”. Libro de Ponencias de las XI Jornadas de Costas y Puertos. 128 G.L. Meerganz von Medeazza, (2005): “Direct” and socially induced environmental impacts of desalination. Desalination, 185; pp.: 57– 70. 129Recientemente en Gran Canaria se ha desarrollado un análisis de nuevos difusores para salmuera: E. Portillo, Louzara, Ruiz de la Rosa, Gonzalez, Quesada, Roque, Antequera, H. Mendoza (2012): “Venturi diffusers as enchancing devices for the dilution process in desalination plant brine discharges”. Desalination and Water Treatment DOI:10.1080/19443994.2012.694218. y E. Portillo, G. Louzara, M. Ruiz de la Rosa, J.C. Gonzalez, J. Quesada, F. Roque, M. Antequera, H. Mendoza (2012): “Eficacia de los eductores venturi frente a difusores convencionales en vertidos mediante emisarios submarinos”. Tecnología del Agua, 341: 48-56. 265 espaciado entre ellos. Para mejorar la dilución, los difusores pueden ser dirigidos a la superficie del mar en un ángulo de 30º-90º (Einav et al., 2002; Mauguin y Corsin (2005)130 citados por Fritzmann et al., 2007: 63). Particularmente en Canarias, hasta donde sabemos, no se ha realizado un estudio exhaustivo de los modelos de gestión de la salmuera; hay autores que aseguran la nula influencia en la flora y fauna marina (De la Cruz, 2006: 19) pero no se conocen investigaciones específicas a largo plazo que verifiquen esta hipótesis.  Efectos de la extracción de agua. Los sistemas de admisión de las plantas de desalinización bombean grandes cantidades de agua, lo que provoca altas velocidades del agua cerca del punto de entrada. Para compensar estos efectos se instalan pantallas en el sistema de alimentación para proteger a los peces y otros organismos acuáticos. El tamaño de malla de estos filtros es generalmente del orden de 5 mm (Fritzmann et al., 2007: 63). El sistema de extracción puede causar dos fuentes potenciales de impacto para el medio marino: choque de peces en la pantalla y arrastre de la biota en el sistema de agua de alimentación. La colisión de los peces con la pantalla provoca daños físicos, desorientación y estrés, estas consecuencias se ven asociadas con las altas tasas de mortalidad de los peces por enfermedad y una mayor vulnerabilidad a la depredación. El arrastre plantea una amenaza importante para el fitoplancton y zooplancton del medio marino. Una alternativa que compensa estas desventajas en el medio marino supone la captación del agua de mar a través de pozos perforados cerca de la costa, particularmente en la Mancomunidad del Sureste de Gran Canaria existen ejemplos de este modelo  La ocupación de territorio. Las plantas desaladoras de agua de mar están localizadas en la costa, alejadas de núcleos poblacionales y zonas turísticas. El área promedio requerida para la ubicación de una planta 130 G. Mauguin and P. Corsin, (2005): “Concentrate and other waste disposals from SWRO plants: characterization and reduction of their environmental impact”, Desalination, 182; pp.:355–364. 272 permite aproximar la cantidad de dióxido de carbono liberada en la depuración convencional y natural. Fotosíntesis: (2) Energía solar 264 kg de CO2 + 108 kg de H2O 180 kg de C6H12O6 + 192 kg de O2 Clorofila Respiración: (3) 180 kg de C6H12O6+192 kg de O2 264 kg de CO2 + 108 kg de H2O + Energía La ecuación básica de la fotosíntesis puede ser utilizada para comparar cuánto dióxido de carbono es liberado en los sistemas de depuración natural con el liberado en los sistemas convencionales en los que suponemos que la energía eléctrica procede de combustible fósiles. Los datos de referencia proceden de la caracterización del agua residual de las islas para el año 2005 (INE: “Encuesta sobre el Suministro y Tratamiento del Agua”; ISTAC (2007), 211): la demanda bioquímica de oxígeno134 (DBO5) se estimó en 246,6 mg/L con un volumen de agua residual tratada de 258.900 m3/día. Como: 246,6.10-6 kg/dm3 x 1000 dm3/m3 x 259.900 m3/d = 63.844,74 kg de DBO5/día 63.844,74 kg de DBO5/día x 365 días/año = 23.303.330,1 kg de DBO5/año. Estos parámetros definen un sistema con aproximadamente 63.844,74 kg de DBO5/día ó 23.303.330,1 kg de DBO5/año. Cuando las bacterias descomponen la materia orgánica presente en el agua a depurar, la ecuación química (1) se desplaza a la izquierda. Los hidratos de carbono (polisacáridos constituidos por unidades estructurales de glucosa y otros azúcares) se degradan liberando 134 La demanda 'bioquímica' de oxígeno (DBO), es un parámetro que mide la cantidad de materia susceptible de ser consumida u oxidada por medios biológicos que contiene una muestra líquida, disuelta o en suspensión. Se utiliza para medir el grado de contaminación, normalmente se mide transcurridos cinco días de reacción (DBO5), y se expresa en miligramos de oxígeno molecular por litro (mg de O2/L). 273 dióxido de carbono a la atmósfera. La relación ponderal establecida en la ecuación química (3) indica que 180 kg de glucosa liberan 264 kg de dióxido de carbono en su combustión. Suponiendo que el montante anual de reactivo orgánico en nuestro sistema de tratamiento reaccionara completamente, los 23.303.330,1 kg de DBO5 liberarían a la atmósfera 34.178.217,48 kg de CO2. Estas emisiones se producen tanto en la depuración natural como en la convencional, en ambos casos se libera CO2. Un hipotético sistema de depuración natural con producción de biomasa vegetal podría fijar nuevamente ese dióxido de carbono liberado a la atmósfera según la ecuación (2), pero además habría que incluir la biomasa que se encuentra bajo el agua. Tampoco es desdeñable la producción anual de oxígeno que podemos estimar aplicando la estequiometria de la reacción; si 264 kg de CO2 liberan 192 kg de O2, unos 24.856.885,44 kg de oxígeno molecular pueden ser emitidos a la atmósfera a partir de la captación de carbono en la reacción fotosintética. Los sistemas de depuración convencionales son emisores netos de dióxido de carbono, dado que utilizan preferentemente combustibles fósiles para obtener la energía eléctrica necesaria. Se estima que para cada kilogramo de DBO tratado se consume alrededor de 2,65 kWh de electricidad (Gloger y Lavigne, 2008: 3). También se consideró en el capitulo anterior, para una central térmica convencional, la emisión de 0,97 kg de CO2 por cada kWh de electricidad producido; por lo tanto estas emisiones, vinculadas al consumo eléctrico, se añaden a las contabilizadas en la degradación biológica propia de la depuración. Los supuestos anteriores nos permiten aproximar la cantidad total de dióxido de carbono liberado a la atmósfera por los tratamientos convencionales en el año de referencia. El caudal de aguas residuales tratadas convencionalmente en Canarias, 258.900 m3/día, genera aproximadamente 23.303.330,1 kg de DBO5/año. La descomposición de esa materia orgánica libera alrededor de 34.178.217,48 kg de CO2, al igual que en los sistemas de depuración natural. Adicionalmente se emiten unos 58.666.133,53 kg de CO2 vinculados a la producción eléctrica, necesaria para poner en funcionamiento las instalaciones de las plantas depuradoras. Un análisis más exhaustivo de la contabilidad de emisiones incluiría el CO2 liberado durante la extracción, el transporte y el refinado del combustible fósil utilizado para generar la electricidad necesaria. La Tabla 6.1 compara las dos alternativas analizadas y, a pesar de la 274 globalidad de su estimación, permite una primera visualización del problema a la hora de tomar decisiones coherentes con los principios de sostenibilidad y resiliencia. Tabla 6.1: Estimación del balance de dióxido de carbono y oxígeno según tipo de depuración en Canarias (2005). Canarias (2005) Depuración natural Depuración mecánica CO2 liberado (kg/año) Eliminación de DBO5 34.178.217,48 kg 34.178.217,48 kg Uso de combustible fósil 0 kg 58.666.133,53 kg Total de CO2 liberado (kg/año) Emisión neta de CO2 a la atmósfera. 34.178.217,48 kg 92.844.351,01 kg O2 producido (kg/año) Fotosíntesis 24.856.885,44 kg 0 kg Pérdidas de O2 0 kg 24.856.885,44 kg Elaboración propia. Aplicando la metodología de la Huella Ecológica a la depuración mecánica del agua residual en Canarias (92.844.351,01 kg/año de dióxido de carbono liberado), se computan 25.760 hectáreas globales en esta actividad industrial. Un diseño, basado en un planteamiento de depuración natural, podría evitar esta emisión, contribuyendo a la reducción de la Huella Ecológica de la producción energética global en la región estimada en 3.672.382,81 gha. Esto, no sólo representa la eliminación de un 0,7% de la Huella Ecológica de la producción energética, sino que su vez podría incrementar la biomasa por fijación fotosintética, aspecto que abordaremos en el siguiente apartado. Si suponemos que la misma proporción de agua desalada (55,23%) en el agua de abasto, se mantuviera en las aguas residuales, las 14.227 gha que representa el 55,23% de toda el agua residual pueden ser asignadas a su gestión convencional. Para visualizar mejor su impacto en la huella energética de la producción del archipiélago, pondremos en relación este dato con la huella resultante de segregar la producción eléctrica y el transporte (276.797 gha); en estas condiciones la huella energética consignada a la depuración convencional supone un 5%. Un enfoque resiliente nos permitiría compensar la Huella Ecológica de la desalación con la Huella Ecológica de los humedales artificiales, cerrando los ciclos naturales del agua y la 275 materia orgánica sin quemar combustibles fósiles. Concretamente la Mancomunidad del Sureste de Gran Canaria está comprometida con este objetivo, y su ideario de desarrollo sostenible se fundamenta precisamente en este principio. 6.4. La enmienda del Déficit Ecológico como factor de resiliencia. La biocapacidad canaria fue analizada en el capítulo cuarto del presente trabajo (Apartado 4.3.). Merece la pena contextualizar los resultados obtenidos en el cálculo de la Huella Ecológica del archipiélago para justificar los beneficios indirectos de la biomasa potencial generada en el uso de los humedales artificiales para la depuración de las aguas residuales insulares. Mientras que el promedio de la biocapacidad mundial por habitante se estimó para 2005 en 2,06 gha/hab (datos de la NFA), los resultados en las islas se limitan en 0,43 gha/hab. Por lo tanto, toda actividad que promueva el ciclo de carbono en su forma orgánica incrementa la biocapacidad de la región e indirectamente fija dióxido de carbono reduciendo la huella de carbono; podemos establecer una relación clara entre el dimensionado de huella energética (emisiones de dióxido de carbono) y la biocapacidad (que incluye la superficie con biomasa autótrofa productiva que fija carbono por fotosíntesis). Conviene recordar que un 40,24% del territorio insular está catalogado con alguna calificación de Espacio Protegido y además la metodología de la HE sustrae del cálculo de la biocapacidad unas 322.021,27 ha que corresponden a terrenos sin vegetación (playas, dunas y arenales, acantilados, coladas de lava, suelo desnudo o zonas quemadas). Por otro lado, 55.930,13 ha se preservan para el desarrollo de los ecosistemas naturales (hemos estimado un 12% de la biocapacidad productiva de la región según el protocolo más común), quedando 410.154,26 ha de superficie repartidas entre los distintos tipos de territorio: agrícola, pastos, forestal, infraestructuras y pesca (ver la Tabla 4.31 “Biocapacidad canaria 2005” y la Tabla 4.32 “% de tipo de territorio según la superficie estimada a través de SIOSE”). Particularmente en el caso de la superficie dedicada a la depuración natural, estimada anteriormente en unas 1.796 ha (sin contar las lagunas de almacenaje), podría consignarse en la partida dedicada a las infraestructuras dado su carácter artificial. En este caso, hemos preferido asignar este consumo de territorio a la categoría de agrícola, donde existe un 60% de superficie catalogada como tal, sin productividad real. Este cambio aportaría beneficios a la economía agropecuaria, que muestra un claro declive visto el balance comercial de este sector para el año 2005. La parte de la superficie de biocapacidad total computada como agua, 689,64 ha (0,09%), corresponde principalmente a aguas superficiales recogidas artificialmente en presas, 276 estanques o albercas, ya que no exiten corrientes de agua superficial o lagunas naturales permanentes (excepto las escorrentías de los periodos lluviosos). Este valor cuenta con cierta incertidumbre debido al elevado número de contenedores de agua cuya pequeña superficie no es contabilizada por el SIOSE. Si bien en el apartado anterior nos centramos en la acción depurativa de los humedales artificiales, ahora enfocaremos la atención hacia la biomasa vegetal o animal (refugio para aves o piscicultura potencial) que se desarrolla en ellos y en el volumen de agua incorporada al balance hidrológico global.  Aproximación a la reducción del Déficit Ecológico por incremento de la Biocapacidad resultante del uso de humedales artificiales. Como ya hemos mencionado en el capítulo segundo, la presencia de vegetación en los humedales sub-superficiales no mejora significativamente sus rendimientos. En nuestra propuesta consideramos la biomasa vegetal por su potencial valorización directa (cultivo de plantas ornamentales) o indirecta (producción de compost a partir de los restos vegetales que se podan periódicamente según las especies presentes en los humedales u obtención de biogás a través de un biodigestor anaerobio). Los subproductos generados tras el compostaje, podrían ayudar a evitar la degradación de los suelos abandonados por la actividad agrícola y, paliar, la pérdida de recursos edáficos. La erosión en sí misma supone un factor limitante para incrementar la biocapacidad de un territorio; por tanto, recuperar su salud general revierte positivamente en la oportunidad de aumentar la biomasa vegetal. Aunque la biodiversidad como tal no aparece formulada en la metodología de la Huella Ecológica (aspecto tratado en el capítulo primero), el deterioro de este capital genético pone en peligro los equilibrios de los ecosistemas naturales; la prevención de esta pérdida será más rentable que cualquier intervención paliativa (Drechsler et al., 2011: 1; UNEP, 2011-a: 130). Tanto la reforestación como la agricultura son fuentes de fijación de carbono atmosférico, sin olvidar los huertos y las zonas verdes que se integran en el paisaje de los núcleos urbanos. Queda fuera de los objetivos de este trabajo analizar qué procedimientos son más sostenibles a largo plazo, para validar una producción agrícola sin degradación de suelos o una reforestación biodiversa que imite fielmente los ecosistemas naturales (González-Moreno et al., 2011; UNEP, 2011-b). En la revisión bibliográfica realizada, destacan las técnicas agroforestales donde se combinan ambos tipos de vegetación sin recurrir a suplementos exógenos 277 sintéticos para fertilizar el territorio: el Nendo Dango135 o la Biodinámica136 forman parte de la denominada Permacultura137, una nueva filosofía que imita a la Naturaleza alejándose de la agricultura intensiva del monocultivo o de la reforestación centrada en una sola especie. Centrándonos en la vegetación que puede acompañar a los humedales de flujo sub-superficial propuestos como alternativa a la depuración convencional; se hace necesaria una aproximación a partir de diversos trabajos realizados sobre la fijación de carbono, nitrógeno y fósforo de una variedad de especies emergentes. Tomaremos como referencia el carrizo (Phragmites australis), considerado como la especie vegetal de mayor distribución mundial entre las plantas superiores, aunque en algunas ocasiones se extiende con tanta rapidez que puede considerarse como especie invasora no deseable (Depuranat, 2008: 185). Los datos extraídos de la Tabla 6.2 nos facilitarán la estimación de la cantidad de carbono fijada anualmente por esta especie; Aprovechando la reacción química general de la fotosíntesis (I), aproximaremos la cantidad estequiométrica de carbono atmosférico fijado por esta biomasa (aplicando el mismo razonamiento que en el Apartado 6.3). Tabla 6.2: Capacidad de extracción y acumulación de nutrientes para la especie Phragmites australis. Mes Biomasa (kg/m2) P (t/ha) C (t/ha) N (t/ha) Septiembre 0,21 ± 0,01 0,05 0,85 0,08 Noviembre 1,39 ± 0,20 0,09 5,31 0,38 Febrero 1,49 ± 0,26 0,20 5,57 0,38 Marzo 1,07 ± 0,13 0,13 4,37 0,27 Julio 3,72 ± 0,31 0,25 14,53 0,54 Agosto 1,80 ± 0,24 0,12 7,13 0,26 Septiembre 0,21 ± 0,02 0,04 0,88 0,07 Ruíz-Martínez et al., 2005138 citado por Depuranat, 2008: 191. 135 Nendo Dango son bolas de arcilla que contienen combinaciones de semillas que se pretenden germinar. Su creador, Masanobu Fukuoka (1913 - 2008) fue un agricultor, biólogo y filósofo japonés, autor de las obras “La Revolución de una Brizna de Paja” y “La Senda natural del Cultivo” en que presentan sus propuestas para una forma de agricultura que es llamada agricultura natural o el método Fukuoka. 136 La biodinámica se basa en las teorías de Rudolf Steiner (1861-1925), fundador de la antroposofía. La agricultura biodinámica se diferencia de otros tipos de agricultura ecológica en el uso de preparados vegetales y minerales como aditivos del compost y aerosoles para el terreno, así como el uso de un calendario de siembra basado en la astrología. 137 La palabra permacultura (en inglés permaculture) es una contracción de agricultura permanente, como así también de cultura permanente. A mediados de la década de los años 1970, Bill Mollison y David Holmgren, comenzaron a desarrollar una serie de ideas que tenían la esperanza de poder utilizar para la creación de sistemas agrícolas estables que integraran armónicamente la vivienda y el paisaje, ahorrando materiales y produciendo menos desechos, a la vez que se conservaran recursos naturales. 278 La diversidad de microclimas en las islas añade incertidumbre a esta estimación; en todo caso se pueden establecer humedales híbridos pilotos (combinado flujo sub-superficial horizontal y vertical) con Phragmites australis para contextualizar mejor los promedios utilizados en esta ocasión. Se puede aprovechar el impulso que existe en la región por integrar los humedales artificiales como alternativa a la depuración convencional. El Instituto Tecnológico de Canarias ha evaluado la idoneidad de distintas técnicas de depuración natural para la gestión de aguas residuales en entornos rurales (Depuranat, 2008). En el año 2005 podemos suponer una acumulación de 37,76 t de carbono por hectárea de superficie. Si dedicamos 1.796 ha del territorio agrícola abandonado para crear humedales híbridos que combinen flujo horizontal y vertical con recirculación (alternativa propuesta en el Apartado 6.2), la cantidad promedio fijada por el carrizo en esta combinación de humedales podría estimarse en 67.817 t de carbono. Como en la huella energética computamos toneladas de dióxido de carbono, habrá que usar la relación estequiométrica que nos permita transformar las toneladas de carbono fijado en dióxido de carbono (II). La ecuación química (I) muestra que el número de átomos de carbono que intervienen en la fotosíntesis están ajustados. 6 CO2 + 6 H2O C6H12O6 + 6 O2 (I) Para transformar la cantidad de carbono fijado en los tejidos del vegetal en dióxido de carbono acudimos nuevamente a la estequiometría básica (II): C + O2 CO2 (II) Las 67.817 t de carbono se transforman en 248.662 t de dióxido de carbono (tomando como referencia las masas moleculares de reactivos y productos implicados). En la contabilidad de la Huella Ecológica de carbono computamos 0,248662 Mt de dióxido de carbono que se transforman en 68.992 gha compensadas. Por lo tanto, el uso de humedales artificiales de flujo sub-superficial evita emisiones de dióxido de carbono por el uso de combustibles fósiles en la depuración convencional del archipiélago; según calculamos en el apartado anterior, 92.844.351 kg/año de dióxido de carbono se computaron para Canarias en esta actividad, suponiendo 25.760 hectáreas globales implicadas en la depuración convencional. 138 Ruíz-Martínez, M. M., Valesco, J., Alcántara R., Millán, A. (2005): “Nutrient bioaccumulation in Phragmites australis: Management tool for reduction of the Mar Menor contamination”. International Meeting on Phytodepuration. Lorca, Murcia. Spain. 279 La sinergia entre el aumento de la biocapacidad por la integración de comunidades de carrizos a los humedales de flujo sub-superficial propuestos (68.992 gha) y la reducción de la HE de carbono por evitar el consumo de energía fósil en la depuración convencional (25.760 gha) facilitan cierta reducción del déficit ecológico regional. Por supuesto que estos números están cargados de elevada incertidumbre, pero dan un bosquejo de los beneficios complementarios de la huella ecológica al análisis de la depuración propuesta para las aguas residuales de Canarias. Enfocando la atención en la producción de agua desalada, y suponiendo que se mantiene el 55,23% en el volumen de agua depurada, podemos considerar unas 3.753 gha evitadas en la depuración natural y 38.104,3 gha compensadas por la fijación de carbono en la biomasa introducida en los humedales. Ambos datos puestos en relación con la huella de la producción energética del archipiélago (sustrayendo la producción eléctrica y el transporte) permiten compensar 41.857 gha de las 276.797 gha segregadas. Por lo tanto, un 15% de la huella de la producción energética puede reducirse asumiendo esta propuesta.  Potencial reducción de la Huella del Agua por implementación de humedales artificiales. La integración de los humedales artificiales permitiría incrementar la cantidad de agua presente en el balance hídrico insular, reduciendo significativamente la Huella del Agua de cada cuenca hidrográfica. Si bien es verdad que no tenemos datos para este parámetro (habría que calcular la Huella del Agua en cada isla por separado); no es menos cierto que existen indicares suficientes para alertar de la pérdida de agua subterránea (intrusión salina generalizada en pozos costeros o reducción notable del número de mantiales naturales). Por falta de datos no podemos estimar la capacidad de recarga de los acuíferos insulares en el año 2005, pero los 40.415.000 m3 de agua extraída (según datos del ISTAC); difícilmente han podido compensarse, ni de forma natural (infiltrada por precipitaciones), ni intencionada (acción reservada a los Consejos Insulares de Aguas). Un volumen de 209.590 m3 de agua fue vertido diariamente al mar (ISTAC, 2006) en el año de referencia. Una parte sustancial de esa cantidad posee una elevada mochila ecológica por provenir de la desalación (aspecto tratado en el capítulo quinto). La implementación de los humedales artificiales prolongaría el ciclo de vida útil del agua depurada, tanto para el desarrollo y mantenimiento de los ecosistemas naturales (reforestación) como para los diversos usos posibles del agua regenerada con beneficios económicos directos o indirectos: agricultura, ganadería, turismo rural, manufactura tradicional o venta de plantas ornamentales, entre otros. 280 El volumen de agua reutilizada diariamente supuso 81.013 m3 en todo el archipiélago (ISTAC, 2006). Existen análisis comparativos de los costes vinculados a la regeneración y a la desalación (Ruiz de la Rosa, 2006: 17-18) e incluso estimaciones aproximadas de la inversión de capital para cada alternativa (Mujeriego, 2005: 22-24): 4 €/m3-año para la desalación y 0,5 €/m3-año para la regeneración; presentando cada procedencia sus impedimentos de uso (Ibíd.: 24). La reflexión sobre las externalidades negativas que acompañan a cada proceso (Ruiz de la Rosa, 2006: 13-15) podría cuantificarse aprovechando la Huella Ecológica y así facilitar su comprensión tanto a los gestores como a los consumidores. En cualquier caso, la regeneración y reutilización del agua empieza antes de la planta de tratamiento (Estevan, 2005: 24); independientemente del diseño que se establezca, la segregación de las aguas residuales facilita su caracterización y tratamiento. Todos los sectores económicos tienen una relación vinculante con el agua: la agricultura, la energía, la industria, el transporte y la comunicación; al igual que los ámbitos educativos, sanitarios y ambientales. El agua es un derecho básico, un derecho humano que debe ser garantizado por los poderes públicos, pero sin menoscabo del resto de habitantes de nuestra biosfera. La dimensión del agua virtual implicada en la economía regional escapa del análisis en la Huella Ecológica, pero complementa un análisis más profundo de sus flujos comerciales (Hoekstra, 2011: 25; Hoekstra et al., 2011: 119,129; Hoekstra et al., 2009: 67-74; GerbensLeenes et al., 2008: 19; Chapagain y Hoekstra, 2008: 29; Hoekstra y Chapagain, 2007: 35, 41-43; Chapagain et al., 2006: 455; Hoekstra y Hung, 2005: 49-50). 6.5. Conclusiones parciales. La Nueva Cultura del Agua puede beneficiarse del efecto pedagógico del cálculo de la Huella Ecológica, incluyendo el factor energético y territorial del agua dentro de ésta. La implicación del consumidor en la restitución del recurso permite contraponer distintas alternativas de tratamiento y prever los efectos de modificaciones reglamentarias en las normativas de calidad del agua según cada actividad económica (el objetivo primordial es garantizar el estatus ecológico y químico del agua). Como ya tratamos en el capítulo tercero, en Canarias la Nueva Economía del Agua tiene sus particularidades insulares (Aguilera, 2009). La economía de escala se redimensiona hacia una economía social y respetuosa con el medio ambiente. La Tercera Revolución Industrial (Rifkin, 2011), enfocada en la producción distribuida de energía renovable, complementa oportunamente el diseño de una estrategia similar para la depuración de aguas residuales: reducción de la huella de carbono, aumento de la biocapacidad del territorio e incremento de agua en el balance hídrico insular; 281 desechando las externalidades negativas de la depuración convencional (enfocada principalmente en los costes económico y energético) y favoreciendo la desalación con energías renovables (aspecto desarrollado en el capítulo quinto). Aunque el agua no se degrade químicamente, la mochila ecológica de su obtención, transporte, distribución y depuración tiene una dimensión significativa (aspecto desarrollado en el capítulo tercero). Algunas islas del territorio canario se abastecen casi exclusivamente del agua desalada; la Huella Ecológica del proceso industrial puede compensarse con una depuración menos demandante de recursos naturales, reduciendo el déficit ecológico del territorio, máxime si se asume un mix-eléctrico favorable a las energías renovables (en el capítulo quinto se plantearon diversos escenarios energéticos para las islas). La Huella Ecológica del agua desalada en las islas queda incompleta sin una visión de gran angular que permita valorar la gestión antrópica del ciclo del agua en toda su extensión: producción (o captación en el caso de aguas superficiales y subterráneas), transporte, distribución y depuración. Por otro lado, el agua residual en sí misma es un recurso con elevada carga orgánica que puede ser valorizada adecuadamente sin convertirse en una externalidad negativa para el sistema socio-ambiental insular; de hecho existen alternativas que aporta resiliencia a éste: nichos de empleo, diversificación económica o aumento de la biocapacidad remanente. Si bien existe una demanda de territorio para materializar la descentralización de la gestión del agua residual, no es menos cierto que supone la activación indirecta de la agricultura, ganadería o artesanía local (a través del aprovechamiento de la biomasa cosechada como compostaje, forraje o manufactura diversa). Además incentiva nuevas posibilidades de creación de empleo alrededor de la depuración natural: el turismo rural, la explotación comercial de productos de calidad como el fitoplacton, las plantas acuáticas ornamentales o el aprovechamiento de la biomasa residual a través de la biodigestión anaerobia dan valor añadido a la propuesta. Son numerosas las experiencias que avalan la integración paisajística de estos sistemas, facilitando la recreación de zonas húmedas con alta biodiversidad, valor estético y paisajístico; todo ello sin menoscabo del beneficio socio-económico local a través de actividades divulgativas y formativas en las comunidades implicadas. En cualquier caso las combinaciones de humedales artificiales permiten mejorar los rendimientos individuales de cada uno de ellos por separado y aportan más oportunidades de reutilización con garantías de calidad del efluente final. Con todos los limitantes estudiados por el ITC en el proyecto DEPURANAT, hay 91.017,11 hm2 de terreno agrícola sin cultivar en Canarias (según los resultados obtenidos en el capítulo cuarto). La demanda de territorio que suponen los sistemas híbridos de humedales de flujo sub-superficial puede compensarse 288 puede evitar mejorando la calidad del agua que llega a los domicilios. No puede soslayarse el negocio que hay detrás del comercio del agua envasada y la huella ecológica asignada al agua importada en la región: Cuál es el ACV del agua embotellada en Canarias (reseñando los costes ambientales del desplazamiento del producto y del residuo) y las diferentes alternativas para recuperar los residuos de envase (recogida incentivada bien por cobro al retornalo a un punto de recogida o ahorro en tasas municipales). 7. La introducción de la producción de biocombustibles en las islas, particularmente la jatrofa (Jatropha curcas) en Fuerteventura, puede evaluarse en función de su HE y HA: Qué HE y HA tiene esta alternativa al combustible fósil. En un territorio donde casi el 100% del agua procede de la desalación (es el caso particular de Fuerteventura), proponer este cultivo supone, al menos, la estimación previa de todas las externalidades que afectan a su ACV. Estas herramientas propuestas eliminan opacidad a proyectos que se publicitan para el beneficio de la comunidad isleña sin dar datos cuantitativos y además añaden información al contribuyente que puede fundamentar sus opiniones con datos transparentes y contrastables por la Administración: ¿Es más sostenible producir jatrofa que producir alimento en Fuerteventura? Estudio comparativo de las ventajas e inconvenientes de este cultivo energético o el aprovechamiento de los residuos orgánicos en biodigestores anaerobios descentralizados combinados con la distribución de electricidad mediante microrredes. 8. El modelo integrado de la gestión de residuos orgánicos y aguas residuales evita externalidades negativas en los vertederos y en la gestión de los lodos generados en las depuradoras convencionales. La segregación de la fracción orgánica en origen puede validarse a través de su HE: Qué HE y/o HA implica acumular los residuos orgánicos en los vertederos; e incluso la gestión de los lodos de depuradoras. La producción de biocapacidad alternativa reduce el factor entrópico de la degradación improductiva de este recurso: Cuántas emisiones de dióxido de carbono se evitan al fijar el ciclo de carbono al sustrato edáfico o cuántos lixiviados son eliminados rediseñando la gestión de los residuos orgánicos y las aguas residuales.. 9. Las aguas regeneradas en los humedales artificiales pueden cuantificarse a través de la metodología de la huella del agua (cada cuenca hidrográfica es independiente y demanda su balance hidrológico particular). El agua gris contaminada se transforma en agua azul, beneficiando al balance hidrológico global de cada isla (los valores de evapotranspiración promedio son particulares): Cuánta agua dejamos de desalar por el uso del agua regenerada, cuánta HE se evita al reutilizar el agua reciclada por depuración. 289 10. Finalmente, la biocapacidad regenerada a través de la gestión cooperativa de los recursos orgánicos presentes en las aguas a depurar, es un factor económico que añade resiliencia socio-económica. Un estudio posterior podría analizar este aspecto y dimensionarlo tanto en términos de HE como de HA. También es un campo interesante vincular el desarrollo de recursos intangibles (cultura, educación, tradiciones o lazos socioafectivos) para mejorar la gestión de los recursos tangibles, particualrmente en nuestro caso los naturales: Las redes sociales ya se han convertido en un medio resonante para organizaciones comprometidas con el medioambiente y pueden catalizar la incorporación de nuevas ideas de Economía Verde, haciendo de la debilidad virtud: Cómo afectan los bancos de tiempo o los trueques a la HE de la región, qué efectos tiene sobre la sociedad el apadrinamiento de terrenos para recuperar su cobertura vegetal o implementar técnicas de agricultura biodinámica como alternativa a la agricultura estándar. 290 Bibliografía consultada: AAE (1999): “Environmental indicators: typology and overview”. Agencia Ambiental Europea. Informe técnico nº 25. Copenhagen. Aall C. and I. 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La degradación de los ecosistemas naturales y, por tanto, la pérdida de estos servicios que provee el medio ambiente (amenidades negativas), se produce cuando el flujo de residuos emitidos al entorno (W) supera la capacidad de asimilación de los ecosistemas receptores (A); esta función (r) debe entenderse como la capacidad de asimilar residuos sin alterar los equilibrios básicos del ecosistema (resiliencia). Por el contrario, si a un ecosistema, cuyo equilibrio ha sido previamente afectado, le reducimos las emisiones de contaminantes por debajo de su capacidad de asimilarlas, sin interrumpir el proceso de la recuperación de su equilibrio, esta recuperación previsiblemente se producirá. Al hacerlo proveerá más amenidades positivas a las personas, que verán de este modo incrementado su nivel de bienestar. Una mirada de conjunto al esquema de economía circular, permitirá entender en qué consiste un desarrollo económico no sostenible. Cuando los recursos se extraen a una tasa superior a la de su regeneración y los residuos se vierten al medio en cantidades mayores que las que éste puede asimilar, los recursos tienden a agotarse y el medio ambiente a degradarse. Aunque los bienes de consumo aumenten, los otros dos componentes del bienestar se están reduciendo. De acuerdo con esta visión, puede llegar un momento en el que mientras la producción aumenta, el bienestar disminuye como consecuencia de la degradación del medio ambiente; aún más, en algún momento la persistencia de esta tendencia puede inducir a la reducción de la producción. [Document text truncated for crawler view.]