INFLUENCIA DEL TRATAMIENTO CON OZONO EN LOS PROCESOS DE POTABILIZACIÓN DEL AGUA

AGUA

Francisco Javier Rodríguez Vidal

UNIVERSIDAD DE BURGOS Dpto. de Química – Escuela Politécnica Superior

Francisco Javier Rodríguez Vidal es Licenciado en Ciencias Químicas por la Universidad de Oviedo (1992) y Doctor en Química por la Universidad de Burgos (1999). Actualmente es Profesor Titular de Escuela Universitaria en el Departamento de Química de la Escuela Politécnica Superior de la Universidad de Burgos, donde lleva a cabo su labor docente e investigadora desde el año 1995. Su labor docente se centra en impartir diversas asignaturas de temática medioambiental (Química Aplicada y Ambiental, Contaminación Ambiental) en carreras de Ingeniería de la Universidad de Burgos (Ingeniería Técnica de Obras Públicas, Ingeniería Técnica Agrícola, Ingeniería Superior de Caminos, Canales y Puertos, etc). Su labor investigadora se centra en la aplicación del ozono en el tratamiento de aguas, principalmente en la potabilización de aguas para consumo humano, estudiando la influencia del tratamiento de ozonización sobre las diversas etapas de la secuencia de potabilización del agua: coagulación-floculacion, filtración, desinfección, etc. Es autor de diversas publicaciones en revistas científicas sobre el área temática expuesta y ha presentado numerosas comunicaciones a congresos científicos dentro de la temática medioambiental.

I Jornadas Técnicas de Ciencias Ambientales. Madrid, 3 a 14 de noviembre de 2003

3 1. INTRODUCCIÓN: CARACTERÍSTICAS GENERALES DEL OZONO 1.1. Propiedades físico-químicas del ozono. Actualmente, el ozono es una especie química perfectamente definida, pero hasta finales del siglo XVIII, únicamente por manifestaciones eléctricas se conocían las propiedades químicas, fisiológicas u organoléptticas que permitían detectarlo. En 1840 Schönbein demostró, usando experimentos mediante electrolisis, que se trataba de una especie química determinada: un gas al que debido a su olor llamó “ozono”, que deriva del griego “ozein” (exhalar olor), y en 1848 Hunt demostró que se trataba de una variedad alotrópica del oxígeno integrada por tres átomos de dicho elemento. Las principales propiedades físico-quimicas del ozono se muestran en la Tabla 1. Tabla 1. Propiedades físico-quimicas del ozono. Peso Molecular Densidad (a 0oC y 101,3 KPa) Punto de Ebullición (a 101,3 Kpa) Punto de Fusión del O3 Sólido Umbral Olfativo Potencial Redox Solubilidad en agua: - A 0 oC - A 30 oC

48 g/mol 2,154 g/l -111,9oC -192,5oC 0,02 ppm 2,07 V 20 mg/l 1,5 mg/l

Debido a su elevado potencial redox el ozono es un oxidante químico muy potente, propiedad que puede ser utilizada para la degradación de compuestos contaminantes o para la desinfección del agua; sin embargo, presenta la desventaja de ser relativamente inestable en disolución acuosa: los valores para la vida media del ozono en agua destilada (pH=7,0 y 20 oC) varían entre 20-30 minutos y 160 minutos, aumentando su inestabilidad en medio básico. La comparación de potenciales redox con otros agentes oxidantes se muestra en la Tabla 2. Tabla 2. Potencial redox de algunos agentes oxidantes. Compuesto: Pot. Redox (V):

F2 2,85

O3 2,07

H2O2 1,76

MnO41,68

Cl2 1,36

ClO2 0,95

1.2. Generación del ozono. La corta vida media del ozono (tanto en fase gas como en disolución acuosa) no permite su almacenamiento y distribución como cualquier otro gas industrial, sino que debe generarse “in situ”. La reacción global de formación de ozono a partir del oxígeno se puede formular como: 3 O2 ↔ 2 O3 ∆Ho = + 284,5 kJ/mol Se observa que la reacción es altamente endotérmica y no espontánea (∆Go = + 161,3 kJ/mol), por lo que el ozono no puede ser generado por activación térmica del oxígeno, sino que además el ozono se descompone fácilmente por calentamiento. El mecanismo descrito para la formación del ozono mediante descargas eléctricas (el método más habitual) involucra la generación de radicales atómicos de oxígeno, los cuales reaccionan con el oxígeno molecular para formar el ozono: O + O2 + M ↔ O3 + M* siendo M una molécula que retira el excedente de energía de la reacción. Los principales métodos de generación de ozono son: I Jornadas Técnicas de Ciencias Ambientales. Madrid, 3 a 14 de noviembre de 2003

4 - Electrolisis: electrolisis del ácido sulfúrico. El rendimiento es mediocre y no se utiliza habitualmente (el consumo de energía es 2-5 veces mayor que en el método de descargas eléctricas). También se ha descrito la producción de ozono a partir de la electrolisis del ácido perclórico concentrado. - Generación fotoquímica: mediante reacción del oxígeno con luz ultravioleta (140-190 nm). Este procedimiento no se utiliza industrialmente debido al bajo rendimiento de generación de ozono ([O3]150

---

---

0,5-0,6

30-630

1400

7,20-18,5

1,8-2,0

Microorganismo

G. Muris

2.5. Reacción con la Materia Orgánica Natural. La materia orgánica natural (NOM) disuelta en el agua se origina por degradación de la materia vegetal acuática, por arrastre de sustancias orgánicas del suelo y mediante procesos biológicos dentro del agua. La NOM comprende un variado abanico de compuestos: sustancias húmicas (ácidos fúlvicos y húmicos), ácidos carboxílicos, aminoácidos, carbohidratos, etc. La fracción de compuestos más estudiada ha sido la de las sustancias húmicas, la cual comprende generalmente del 30 al 50 % del contenido orgánico total del agua. De manera esquemática, los principales efectos de la acción del ozono sobre las sustancias húmicas son: - Ligera eliminación de materia orgánica total (medida como Carbono Orgánico TotalTOC), a las dosis típicas de tratamiento (0,1-1,2 mg O3/mg TOC). - Fuerte eliminación del color y de la absorbancia UV. - Origina una disminución de las fracciones de mayor peso molecular. - Incremento de la acidez (grupos carboxilo) y la polaridad. - Descenso de la aromaticidad (incremento en la relación C.alifático / C.aromático). - Generalmente, la ozonización provoca una disminución del potencial de formación de trihalometanos (THMFP) y del potencial de formación de halogenuros totales (TOXFP). - Aumento de la biodegradabilidad de las macromoléculas. En la Figura 1 se aprecia el efecto del ozono sobre las sustancias húmicas.

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10

10

0,4

TOC (mg/l); pH

0,5

9

0,3

8

TOC 0,2

pH U.V.

7

COLOR/1000 0

2

4

6

8

10

0,1

U.V.(U.A.) ; COLOR (U. Pt/Co)

11

DOSIS APLICADA DE OZONO (mg O3/mg TOC) Figura 1. Efecto de la ozonización sobre los ácidos húmicos. Fuente: Fco. Javier Rodríguez Vidal-Tesis Doctoral 2..6. Efectos sobre los productos de la desinfección con cloro En general, la ozonización de las sustancias húmicas origina la disminución del potencial de formación de subproductos de la desinfección del cloro (DBPFP), y en concreto de los trihalometanos (THMFP). Tal efecto se debe a que el ozono reacciona con los mismos centros activos que sufren el ataque del cloro, inactivando por tanto dichos centros reactivos frente a la reacción de cloración; el ozono molecular reacciona primero formando los correspondientes ozónidos, los cuales (con una vida media variable) evolucionan posteriormente para dar productos más oxidados. Un posible efecto negativo de la preozonización sobre la eliminación de THMFP puede darse en aguas con un alto contenido en ión bromuro; en tales casos, la contribución de las especies bromadas al conjunto de THM es importante, y se ha demostrado que la ozonización favorece la formación de los THM bromados. Tal efecto puede observarse en las Figuras 2 y 3: en la Figura 2 se observa el efecto beneficioso de la preozonización al disminuir la cantidad de trihalometanos formados (THMFP) al clorar posteriormente un agua con bajo contenido en ión bromuro (agua del Embalse de Úzquiza – Burgos), mientras que en la Figura 3 se observan los resultados para un agua con alto contenido en ión bromuro (agua del Embalse de Úzquiza – Burgos + 1 mg/l Br- añadido): a altas concentraciones de ozono vuelve a aumentar la cantidad de trihalometanos formados.

Potencial de formación (ppb)

250 200 150 100

250 sin ozono

2 mgO3/l

0.5 mgO3/l

3 mgO3/l

1 mgO3/l

5 mgO3/l

1.5 mgO3/l

AGUA EMBALSE

50

200 150 100 50

0

0

CHCl3 CHCl Br CHClBr CHBr3 THMFP 2 2 Figura 2. Efecto de la preozonización sobre la formación de trihalometanos en una posterior cloración. Fuente: Fco. Javier Rodríguez Vidal-Tesis Doctoral I Jornadas Técnicas de Ciencias Ambientales. Madrid, 3 a 14 de noviembre de 2003

11

Potencial de formación (ppb)

250 200 150

250

sin ozono

2 mgO3/l

0.5 mgO3/l

3 mgO3/l

1 mgO3/l

5 mgO3/l

200

1.5 mgO3/l AGUA EMBALSE + 1 mg/L Br-

150

100

100

50

50

0

0

CHCl3 CHCl Br CHClBr2 CHBr3 2

THMFP

Figura 3. Efecto de la preozonización sobre la formación de trihalometanos en una posterior cloración. Fuente: Fco. Javier Rodríguez Vidal-Tesis Doctoral 2.7. Efectos coagulantes del ozono. Los procesos de coagulación-floculación consisten fundamentalmente en la desestabilización y posterior eliminación de partículas coloidales del agua, tanto de carácter orgánico (virus, bacterias, algas, etc) como inorgánico (óxidos metálicos, arcillas, etc), aunque también contribuyen a la eliminación de materia orgánica disuelta. En general, la eliminación de materia orgánica natural del agua (NOM) empleando como coagulante sales de aluminio(III) (que es el caso más frecuente, aunque también se suelen emplear sales de hierro(III) incluye reacciones de hidrólisis, complejación, precipitación y adsorción, dependiendo fundamentalmente del pH de trabajo. En la literatura científica se observa que el efecto de la preozonización sobre la la eficacia del proceso de coagulación es variable: se describen casos beneficiosos y otros en los que el ozono perjudica la coagulación. En general, dosis bajas de ozono (0,5-1,5 mg/l) son las óptimas para mejorar el proceso de coagulación, mientras que dosis excesivas provocan un deterioro del proceso de coagulación. Varios mecanismos se han descrito para intentar explicar el efecto del ozono sobre la coagulación; en todos ellos, dicho efecto se atribuye al impacto del ozono sobre las propiedades de la NOM disuelta en el agua y sobre la NOM adsorbida sobre las partículas, aunque la composición natural del agua bruta, sobre todo la dureza (contenido en calcio del agua natural), también parece jugar un papel importante en los efectos coagulantes del ozono. En la Figura 4 se observa el efecto negativo de la preozonización sobre el proceso de coagulación en un agua con bajos valores de dureza ((agua del Embalse de Úzquiza – Burgos) y en la Figura 5 se observa la influencia positiva de la presencia de calcio (dureza del agua) sobre la acción del ozono en la coagulación.

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ELIMINACION DE TOC (%)

12

40

40

30

30 20

20 0.0 mg O3/l 0.8 mg O3/l 1.3 mg O3/l 2.0 mg O3/l 5.0 mg O3/l 7.0 mg O3/l

10 0 0,4

0,8

1,2

1,6

10 0 2,0

DOSIS DE COAGULANTE (mg Al/l)

ELIMINACION DE TOC (%)

Figura 4. Efecto de la preozonización sobre la eficacia del proceso de coagulación. Agua Embalse de Úzquiza-Burgos. Fuente: Fco. Javier Rodríguez Vidal-Tesis Doctoral

100

100

80

80

60

60

40

Solo Coagulante Solo Calcio Coagulante + Calcio

20

0

0

2

4

6

8

10

40

20

0

DOSIS APLICADA DE OZONO (mg 03/mg TOC) Figura 5. Efecto de la preozonización sobre la eficacia del proceso de coagulación. Ácidos húmicos. Fuente: Fco. Javier Rodríguez Vidal-Tesis Doctoral 2.8. Efectos del ozono sobre la filtración/adsorción. El carbón activado granular (GAC) es un material adsorbente empleado como medio filtrante en las plantas de tratamiento de agua potable cuando es necesario eliminar el exceso de materia orgánica natural (NOM) presente en el agua o microcontaminantes orgánicos existentes. Los resultados encontrados en la literatura indican una tendencia general en el sentido de mostrar una disminución de la capacidad de adsorción del carbón activado frente a la NOM preozonizada. En lo que respecta a la influencia sobre la adsorción, la ozonización de la NOM tiene dos efectos principales: - Se generan moléculas de menor peso molecular medio, lo que en principio favorece el proceso de adsorción sobre el carbón activado.

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13 Las moléculas generadas tras la ozonización presentan valores mayores de acidez orgánica, aumentando su carácter hidrofílico y su solubilidad en agua, lo que dificulta su adsorción sobre el carbón activado. Son dos efectos contrapuestos, por lo que para predecir el efecto de la preozonización sobre la adsorción lo más idóneo sería utilizar un parámetro que englobase ambos efectos, como la relación acidez/peso molecular. -

log qe (mg TOC/g)

Como se ha comentado anteriormente, en aguas naturales la mayoría de los casos descritos indican una disminución de la capacidad de adsorción con la ozonización, lo que indica que para el rango de tamaños de moléculas encontradas en el agua natural (principalmente ácidos fúlvicos y moléculas de menor tamaño), se impone el efecto adverso del incremento de la acidez sobre la disminución del peso molecular. Sin embargo, los resultados obtenidos con disoluciones de ácidos húmicos indican un efecto positivo de la preozonización sobre la adsorción (siempre que la dosis de ozono aplicada no sea excesiva), indicando que en este caso, el efecto beneficioso de la disminución del peso molecular se impone al aumento de la acidez, tal como se observa en la Figura 6.

1,75

Sin O3

1,75

1,50

2 mg O3/mg TOC

1,50

10 mg O3/mg TOC

1,25

1,25

1,00

1,00

0,75

0,75

0,50

0,50 -1,0

-0,5

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

log (Ce/Do) (mg TOC/g) Figura 6. Efecto de la prezonización sobre la adsorción de los ácidos húmicos sobre carbón activado (isotermas de Freundlich). Fuente: Fco. Javier Rodríguez Vidal-Tesis Doctoral 2.9. El ozono y los procesos de biodegradación. La oxidación parcial de la materia orgánica natural del agua (NOM) produce compuestos orgánicos que generalmente son más biodegradables que las especies de partida; el uso del ozono como desinfectante final (postozonización) puede contribuir a la aparición y crecimiento de bacterias en la red de distribución (rebrote bacteriano). Hay documentados casos de contaminación bacteriana (principalmente coliformes) en el agua de la red de distribución, incluso en presencia de cloro residual en las conducciones; dicha contaminación procede de finas películas bacterianas (“biofilms”) que se forman en las tuberías de distribución. Además del problema de salud pública que originan dichos rebrotes bacterianos, otros problemas asociados son: deterioro de la calidad del agua debido a la presencia de sabores y olores, aumento de la turbidez, reducción de la capacidad hidráulica y aceleración de la corrosión de las conducciones y una mayor dificultad para mantener una concentración residual de desinfectante.

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14 Los factores que influyen en la aparición de los biofilms bacterianos son varios: la presencia de materia orgánica biodegradable (BOM), ya que la mayoría de los microorganismos presentes en los biofilms son heterótrofos, la presencia de nutrientes inorgánicos, la eficacia del desinfectante residual empleado, la temperatura, el tiempo de residencia del agua en los depósitos y en la red de distribución, el material de construcción de las tuberías y el pH y potencial redox del agua en la red de distribución. El uso de una mayor concentración de cloro en la red de distribución para solucionar este problema no parece ser la solución adecuada, ya que además de la resistencia de estos biofilms bacterianos a la acción del cloro (concentraciones de cloro residual tan altas como 2,5-3,5 mg/l se han mostrado ineficaces una vez que el biofilm se ha establecido, existen otros problemas derivados del uso de grandes dosis de cloro, como la generación de mayores cantidades de DBP’s (THM y TOX en general), el incremento de la velocidad de corrosión de las líneas de distribución y la degradación organoléptica del agua (olor a cloro). Los filtros de arena y de carbón activado granular (GAC), los dos materiales más empleados en las plantas de tratamiento de agua potable, ofrecen una superfície sobre la que se puede desarrollar un biofilm bacteriano que coloniza el lecho filtrante; dicho biofilm colabora en la eliminación de compuestos orgánicos mediante el mecanismo de la biodegradación por parte de las bacterias. En el caso del GAC (ya que la arena apenas tiene capacidad adsorbente) la eliminación de materia orgánica en el filtro ocurre por medio de dos mecanismos: adsorción y biodegradación. La aplicación del ozono antes de la etapa de filtración (ozonización intermedia) incrementa la eficacia de la eliminación biológica de la materia orgánica en los filtros, ya que los compuestos resultantes de la ozonización son más biodegradables; en concreto, a la combinación de la ozonización y el uso de filtros de GAC se le ha denominado carbón activado biológico (BAC). El proceso BAC consigue la eliminación eficaz de la NOM tras la etapa de ozonización (NOM más biodegradable), con lo que se consigue disminuir el riesgo de rebrote bacteriano en la red de distribución, lo que se ha denominado “agua biológicamente estable” o “estabilización biológica del agua”. En el presente estudio se han utilizado dos ensayos de biodegradación basados en la medida del Carbono Orgánico Disuelto Biodegradable (BDOC): el ensayo de BillenServais (utiliza como inóculo bacteriano agua natural) y el ensayo de Joret-Levi (utiliza como inóculo bacteriano arena biológicamente activa, usualmente procedente de los filtros de plantas potabilizadoras); tras el periodo de incubación elegido se calcula el BDOC como la diferencia entre el DOC inicial y el final. En la Figura 7 se observa el efecto de la preozonización sobre la biodegradabilidad del agua natural del Embalse de Úzquiza (Burgos) y en la Figura 8 sobre una solución sintética de ácidos húmicos. Para cada dosis de ozono, el BDOC se calcula como la diferencia entre el DOC resultante tras la ozonización (ya que un ligero porcentaje de DOC se mineraliza hasta CO2 por efecto del ozono) y el DOC remanente tras el ensayo de biodegradación; esta última fracción orgánica resistente a la biodegradación también se denomina CODR (carbono orgánico disuelto refractario). La primera observación que se deduce de las gráficas anteriores es que el método de Billen-Servais (inóculo: agua natural) proporciona valores significativamente menores de BDOC que el método de Joret-Lévi (inóculo: arena aclimatada) para los dos tipos de agua estudiadas; tal resultado indica que la biodegradación llevada a cabo por las biopelículas bacterianas ligadas a un soporte inerte (arena) es más efectiva que la realizada por las bacterias presentes en la solución acuosa, debido fundamentalmente al mayor número de bacterias presentes en la biopelícula (es un entorno más adecuado para el crecimiento bacteriano), aunque también pueden intervenir, en un pequeño porcentaje, fenómenos de adsorción superficial de la MON sobre el soporte (a pesar de usar materiales no adsorbentes). I Jornadas Técnicas de Ciencias Ambientales. Madrid, 3 a 14 de noviembre de 2003

15 En las gráficas anteriores se puede observar que el efecto de la ozonización sobre el CODB sigue la misma tendencia en todos los casos: aumento del BDOC, y por lo tanto de la biodegradabilidad de la materia orgánica presente, al aumentar la dosis aplicada de ozono. El incremento del BDOC es más significativo para los casos de los ácidos húmicos (Figura 8) que para el agua natural (Figura 7). Las sustancias húmicas consisten en grandes macromoléculas orgánicas que son, en general, poco biodegradables, por lo que el efecto del ozono (produciendo fragmentos moleculares más pequeños y mejor asimilables por las bacterias) es considerable. Sin embargo, el agua natural presenta aproximadamente un 50% de sustancias húmicas sobre el contenido orgánico total del agua; el resto de materia orgánica está formada por compuestos de menor tamaño, como ácidos hidrofílicos de bajo peso molecular, bases hidrofílicas, aminoácidos, etc, los cuales son compuestos ya de por sí biodegradables, por lo que el efecto del ozono en este caso es menos significativo.

RELACIÓN BDOC/TOC (%)

40

39,5

Método Joret-Lévi

35 30

40

Método Billen-Servais

35

) = 28 % 30,8

26,6

25

25 20 15

30

20

18,0 0,0

2,5

5,0

7,5

10,0

15

DOSIS APLICADA DE OZONO (mg O3/ mg TOC)

RELACIÓN BDOC/TOC (%)

Figura 7. Efecto de la preozonización sobre la biodegradabilidad de la materia orgánica natural del agua (agua del Embalse de Úzquiza – Burgos) Fuente: Fco. Javier Rodríguez Vidal-Tesis Doctoral

25

Método Joret-Lévi

20

18,3

) = 255%

15 10

23,8

Método Billen-Servais

20 15 10

6,7

5 0

25

5

0,0 0,0

0 2,5

5,0

7,5

10,0

DOSIS APLICADA DE OZONO (mg O3/ mg TOC) Figura 8. Efecto de la preozonización sobre la biodegradabilidad de los ácidos húmicos Fuente: Fco. Javier Rodríguez Vidal-Tesis Doctoral I Jornadas Técnicas de Ciencias Ambientales. Madrid, 3 a 14 de noviembre de 2003

16 3. CONCLUSIONES - El efecto del ozono sobre la materia orgánica natural del agua consiste fundamentalmente en una reducción importante del color y de la absorbancia ultravioleta, mientras que la eliminación de materia orgánica por mineralización total hasta CO2 es mínima a las dosis de tratamiento comúnmente empleadas en el tratamiento del agua potable. - Cabe predecir un efecto beneficioso de la ozonización sobre la disminución del potencial de formación de trihalometanos (THMFP) en aguas naturales con bajos contenidos en ión bromuro: en estos casos la especie mayoritaria es el cloroformo y su formación disminuye de una manera continua con el aumento de la dosis de ozono. Sin embargo, en aguas con mayores contenidos en ión bromuro, la ozonización puede tener un efecto negativo sobre la disminución del THMFP: tal efecto es debido a un aumento de la formación de los THM bromados durante la ozonización (dependiendo de la dosis de ozono aplicada), como consecuencia de una mayor formación de HBrO por oxidación del Br-. - En general, el efecto de la preozonización sobre la eficacia de la coagulación-floculación es negativo, disminuyendo los porcentajes de eliminación de TOC (Carbono Orgánico Total) con el aumento de la dosis de ozono; dicho efecto perjudicial es menos significativo al aumentar la dosis empleada de coagulante. La presencia de calcio en el agua ayuda a contrarrestar los efectos negativos de la preozonización sobre la coagulación-floculación. - La preozonización aumenta la capacidad de adsorción del carbón activado con respecto a los ácidos húmicos, mientras que no influye apreciablemente sobre los ácidos fúlvicos, dependiendo los resultados en cada caso de la relación concreta tamaño molecular/acidez de las nuevas moléculas generadas tras la ozonización de la NOM. - Las sustancias húmicas tienen un carácter poco biodegradable, por tratarse de grandes macromoléculas orgánicas poco aptas para ser utilizadas por el metabolismo de los microorganismos acuáticos. La preozonización aumenta la biodegradabilidad de las sustancias húmicas (aumento del Carbono Orgánico Biodegradable: BDOC), y en general, de la materia orgánica natural (NOM) del agua. Este efecto es más significativo en el caso de las sustancias húmicas.

4. REFERENCIAS - Evolución de la materia orgánica e influencia de la ozonización en los procesos de potabilización del agua. Tesis Doctoral. Francisco Javier Rodríguez Vidal. Universidad de Burgos, marzo de 1999. - Contaminación Ambiental: una visión desde la química (libro de teoría + libro de problemas resueltos de contaminación ambiental). Fco. Javier Rodríguez Vidal et al. Ed: Paraninfo, 2002. - Procesos de potabilización del agua e influencia del tratamiento de ozonización. Fco. Javier Rodríguez Vidal. Próxima publicación en Ed. Díaz de Santos. - Real Decreto 140/2003, de 7 de febrero, por el que se establecen los criterios sanitarios de la calidad del agua de consumo humano. - Libro electrónico: Ciencias de la Tierra y del Medio Ambiente. Capítulo 11: Contaminación del Agua. http://www1.ceit.es/Asignaturas/Ecologia/Hipertexto/11CAgu/100CoAcu.htm - HISPAGUA: Sistema Español de Información sobre el agua. http://hispagua.cedex.es/ - Confederaciones Hidrográficas. http://hispagua.cedex.es/Grupo3/Institu/Confe/mapa.ht I Jornadas Técnicas de Ciencias Ambientales. Madrid, 3 a 14 de noviembre de 2003

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