DEL PLAN DIRECTOR DE GESTIÓN DE LOS RESIDUOS DE

ANEXOS
DEL
PLAN DIRECTOR
DE GESTIÓN DE
LOS RESIDUOS
DE GIPUZKOA
(2005-2020)
455
456
ANEXO 1
457
DIOXINAS Y FURANOS
458
DIOXINAS Y FURANOS
Prólogo
La ciencia médica ha reconocido y valorado la toxicidad de las
dioxinas y furanos. De los 210 isómeros reconocidos, los menos
tóxicos presentan una Dosis Letal50 (DL50)de 100mg/kg, el mismo que
el DDT. (Dosis Letal50 ,es una dosis tóxica que aplicada a un grupo de individuos
de la misma especie, produce la muerte del 50% de ellos)
Pero la dioxina más letal, la 2,3,7,8-Tetraclorodibenzo-p-dioxina, es el
compuesto sintético de mayor toxicidad conocido -DL50
– dato que puede evaluarse indicando que representa una toxicidad
entre 1.000 y 100.000 veces la de algunos tóxicos clásicos como el
sulfato de estricnina, el cianuro sódico o el trioxido de arsénico.
Por otro lado la ciencia química, ha constatado que la mayor fuente de
producción y emisión al medio ambiente de dioxinas al día de hoy es
la Incineración de Residuos Sólidos Urbanos. Tanto es así que países
con importante conciencia medioambiental, como es el caso de
Alemania en cuyo pasado se incrementó la incineración de basuras
urbanas de un 35 a 50% entre los años 86 a 95, están hoy en franco
descenso, y varias incineradoras están “obligadas” a importar
basuras de países vecinos para llenar su vacío de producción.
Amable lector y ciudadano, lo expuesto en los dos párrafos anteriores,
es tan impactante, que puede dejar de leer lo que sigue. Le invito a
oponerse activamente a la implantación de una incineradora. Creame
459
nuestra querida Tierra y sus queridos descendientes le estarán muy
agradecidos.
460
INDICE
Pg
PRÓLOGO
10.5 DIOXINAS Y FURANOS ...................................................................... 5
10.5.1 Introducción..................................................................................... 5
10.5.2 Aspectos generales......................................................................... 6
10.5.2.1 Definición y estructura química
10.5.2.2 Propiedades físico-químicas
10.5.2.3 Características toxicológicas
10.5.2.4 Factores de equivalencia tóxicos
10.5.3 Origen y fuentes de producción de PCDFs/PCDDs...................... 11
10.5.4 Principales lncidentes a destacar relacionados
con dioxinas .................................................................................... 13
10.5.5 Comportamiento, dinámica y distribución ambiental .................. 15
10.5.5.1 Contaminación del medio ambiente con PCDFs/PCDDs
10.5.5.2 Procesos ambientales de transporte y transformación
10.5.5.3 Distribución final en el medio
Suelos
Atmósfera
Aguas
Niveles de concentración en organismos (sistemas bióticos)
10.5.6 Variación temporal de los niveles ambientales
de PCDFs/PCDDs ........................................................................... 24
Tendencia histórica respecto a los niveles
Interpretación
10.5.7 Exposición humana a los PCDFs/PCDDs ..................................... 26
10.5.7.1 Vías de entrada en el organismo humano.
Ingestión oral
10.5.7.2 Criterios de riesgo. Ingesta diaria tolerable
10.5.7.3 Distribución y niveles de PCDFS/PCDDs en el cuerpo humano
461
10.5.8 Normativas para reducir el impacto ambiental .......................... 32
10.6
PRINCIPALES FUENTES DE PRODUCCIÓN DE DIOXINAS....... 38
10.6.1 Introducción................................................................................... 38
10.6.2 Fuentes primarias de dioxinas ..................................................... 38
10.6.2.1
10.6.2.2
Procesos Industriales
Procesos térmicos
10.6.3 Fuentes secundarias .................................................................... 48
10.6.4 Balance másico ............................................................................. 50
10.7 TOXICOLOGIA DE LAS DIOXINAS Y FURANOS .............................. 55
10.7.1 Potencia tóxica de las dioxinas en exposición aguda ........ 55
10.7.2 Observaciones básicas en animales expuestos
a dosis letales de dioxinas................................................... 55
10.7.3 Absorción, distribución, metabolismos y excreción..........56
10.7.4 Efectos tóxicos de la dioxinas..............................................57
10.7.4.1
10.7.4.2
10.7.4.3
10.7.4.4
10.7.4.5
10.7.4.6
10.7.4.7
10.7.4.8
Alteraciones hepáticas
Edema
Alteraciones dermales
Alteraciones en otros epitelios
Inmunotoxicidad
Disminución de la fertilidad
Teratogenia
Carcinogénesis
10.7.5 Importancia relativa de los efectos tóxicos
de las dioxinas.......................................................................61
10.7.6 Mecanismo de acción de las dioxinas ................................62
10.7.6.1 Efecto de las dioxinas sobre la regulación génica
10.8 EVALUACIÓN DE LA TOXICIDAD DE LOS PCDFS Y PCDDS........64
MEDIANTES FACTORES DE EQUIVALENCIA TÓXICOS
462
10.8.1 Toxicología en humanos ............................................................... 64
10.9 DINAMICA Y DISTRIBUCIÓN DE LAS DIOXINAS
EN EL MEDIO AMBIENTE....................................................................66
Transporte físico
10.9.1 Transporte en suelos ...................................................................... 66
10.9.1.2 Incorporación y transporte
10.9.1.3 Eliminación
10.9.2 Transporte en agua ......................................................................... 68
10.9.3 Transporte biológico...................................................................... 68
10.9.3.1 Plantas
10.9.3.2 Animales terrestres
10.9.3.3 Organismos acuáticos
10.9.3.4 Niveles en seres humanos
10.9.3.5 Niveles en el ambiente
10.10 NIVELES DE PCDDs Y PCDFs EN LA ESPECIE HUMANA
RUTAS MAYORITARIAS DE EXPOSICIÓN ..................................... 77
Niveles de PCDDs yPCDFs en tejidos humanos
10.10.1 Niveles de PCDDs y PCDFs en leche materna............................ 77
10.10.2 Tejido adiposo humano ................................................................ 79
10.10.3 Plasma humano ............................................................................. 81
10.10.4 Rutas mayoritarias de exposición a PCDDs y PCDFs en humanos.
10.10.4.1 Inhalación ......................................................................... 83
10.10.4.2 Contacto dérmico............................................................... 83
10.10.4.3 Ingestión..............................................................................84
463
10.5 DIOXINAS Y FURANOS
10.5.1 Introducción
Las dioxinas y furanos, son los nombres comunes por los que se conoce a
dos grupos de sustancias organocloradas: las policlorodibenzo-p-dioxinas
(PCDDs) y los policlorodibenzofuranos (PCDFs). Entre las principales
particularidades que caracterizan a estas sustancias cabe destacar las
propiedades altamente tóxicas de algunas de ellas, el hecho de que son
generadas en una gran variedad de procesos industriales y de combustión, y que
se han convertido en contaminantes persistentes del medio ambiente, en el cual
se encuentran ampliamente distribuidas en concentraciones muy pequeñas.
Durante los últimos 20 años el interés hacia estos compuestos ha crecido
de forma considerable tanto por parte de la comunidad científica como de las
diferentes instituciones gubernamentales y de la propia opinión pública. Una de
las principales razones que ha motivado este interés ha sido el carácter altamente
tóxico que algunas dioxinas han demostrado poseer en estudios con animales de
laboratorio. En concreto, la dioxina 2,3,7,8-tetraclorodibenzo-p-dioxina (2378TCDD abreviación que usaremos en adelante) se ha revelado como el
compuesto mas tóxico sintetizado hasta la fecha por el hombre. Otra de las
razones que han convertido a las dioxinas en un foco de atención permanente, lo
constituye el hecho de que ocasionalmente a lo largo de los últimos años, se han
visto involucradas en diferentes incidentes de contaminación ambiental que han
tenido una amplia repercusión pública; por citar solo unos cuantos destaquemos
las intoxicaciones masivas por consumo de aceite de arroz contaminado en
Yuso(Japón,1968) y de Yu Cheng (Taiwán,1979), la utilización de herbicidas
contaminados con 2378-TCDD en la Guerra de Vietnam (agente naranja, 196270), el incendio de transformadores de Bighampton (EEUU 1981) y, en especial,
el accidente de Seveso (Italia, 1976), seguramente el mas conocido por su
incidencia y gran repercusión pública. A todo esto hubo que añadir otro elemento
de controversia y de gran trasfondo social como fue el descubrimiento en 1977 de
la formación inevitable de dioxinas en los procesos de incineración de
residuos urbanos. Este hecho constituye actualmente una de las principales
causas del rechazo popular a las incineradoras.
Rápidamente se puso de manifiesto su carácter de contaminantes
ambientales ubicuos, al mismo tiempo que revelaron poseer unas peculiares
características físico-químicas que les confieren una gran potencialidad para
afectar a la salud humana y ambiental; en especial, su carácter de compuestos
persistentes y lipófilos son responsables de que se transmitan muy eficazmente a
través de la cadena alimenticia concentrándose en cada paso de la misma. Esta
bioconcentración podría llegar a producir niveles de concentración en el
organismo, ya sea en el hombre o en otras especies animales, lo suficientemente
elevadas como que puedan llegar a manifestarse sus
464
propiedades tóxicas.
10.5.2 Aspectos generales
10.5.2.1 Definición y estructura química
Los PCDFs y PCDDs constituyen dos grupos de éteres aromáticos policlorados
de estructura y propiedades similares que engloban un total de 210 compuestos.
La estructura básica de estas sustancias está constituida por dos anillos
bencénicos unidos entre sí; en el caso de los PCDDs, la unión de estos dos
anillos tiene lugar a través de dos átomos de oxígeno, mientras que en los PCDFs
se realiza por medio de un áde oxígeno y un enlace carbono-carbono. En los dos
casos estas uniones confieren a la molécula una configuración bastante plana
(ver figuras 1 y 2).
Ambos anillos bencénicos pueden presentar diferentes grados de cloración de
manera que el número de átomos de cloro unidos a cada molécula de PCDD o de
PCDF puede variar entre 1 y 8. Según el número de átomos de cloro tendremos
diferentes congéneres u homólogos: monoclorados, diclorados, triclorados, etc. Al
mismo tiempo, para un mismo grado de cloración o grupo de homólogos, los
átomos de cloro, pueden encontrarse unidos a diferentes átomos de carbono
dando lugar a un buen número de combinaciones no equivalentes, denominados
isómeros. En total, el número de isómeros posibles es de 75 para los PCDDs y de
135 para los PCDFs. En la tabla 1 puede verse como se distribuye el número de
isómeros para cada grado de cloración o grupo de homólogos.
10.5.2.2 Propiedades físico-químicas
Dada la similitud estructural entre PCDDs y PCDFs, ambos tipos de compuestos
presentan también propiedades físico-químicas análogas; son sólidos cristalinos
de color blanco con puntos de fusión y ebullición relativamente elevado. Son muy
estables térmicamente y solo se descomponen a temperaturas bastante elevadas
( por encima de los 750ºC en el caso de la 2378-TCDD a tener en cuenta a la
hora de su emisión a la atmósfera 1. Esta elevada estabilidad térmica,
anormalmente alta para tratarse de compuestos orgánicos, es la razón por la cual
son difícilmente destruidos en los procesos de combustión y su formación se vea
favorecida termodinámicamente
en procesos
térmicos donde interviene
compuestos clorados.
Debido a la toxicidad de estos compuestos, sus propiedades químicas no se han
evaluado completamente. Se les puede considerar bastante inertes
químicamente, aunque se sabe que en condiciones forzadas pueden
experimentar reacciones de sustitución2. De la misma forma son difícilmente
465
biodegradables y metabolizables. Esta alta estabilidad les convierte en
contaminantes persistentes cuando son liberados en el medio ambiente. Se ha
comprobado, sin embargo que son relativamente sensibles a la radiación
ultravioleta y a la luz solar y en condiciones apropiadas experimentan reacciones
fotoquímicas de degradación (7).
Una característica fundamental de estos compuestos es su lipofilia, que
contribuye a su acumulación en los tejidos del organismo de los seres vivos, y
que les hace solubles en la mayoría de disolventes clorados. No obstante, esta
solubilidad no es excesivamente elevada, mas bien discreta. En especial, cabe
-g/l para
(5),
la 2378-TCDD
aunque debe tenerse en cuenta que la cantidad real de
PCDFs/PCDDs contenidos en un agua natural o residual puede superar
ampliamente la solubilidad en agua pura, y esto es debido a la lipofilia y a la
fuerte tendencia que presentan los PCDFs/PCDDs a ser absorbidos por partículas
materiales, de manera que un agua con partículas en suspensión puede llegar a
tener mucha mas cantidad de PCDFS/PCDDs absorbidos en las partículas de
suspensión que la que está propiamente solubilizada en agua.
466
10.5.2.3 Características toxicológicas
Algunas dioxinas y furanos presentan una extraordinaria toxicidad tal y como se
ha puesto de manifiesto en estudios de laboratorio con diferentes especies
animales; concretamente, en el caso de la “cobaya”, que se ha revelado como el
animal más sensible a estos compuestos, son suficientes 0,0006 mg de 2378467
TCCD/Kg de peso corporal administrado por vía oral para matar a la mitad de una
población de estos animales, lo que se denomina LD 50 (dosis letal que mata al
50% de los individuos).También se ha demostrado en diferentes estudios, la
capacidad de estos compuestos para producir cáncer, mutaciones y
malformaciones fetales en diferentes especies animales.
En lo que respecta al efecto tóxico de estos compuestos sobre los seres
humanos, todo lo que sabemos es el resultado de la observación y estudio de
aquellas personas que han quedado expuestas accidentalmente a estas
sustancias. Sin embargo, en tales casos, se dispone de datos muy limitados, la
mayoría de las veces se desconoce la dosis de exposición y muy frecuentemente
estas exposiciones no han sido exposiciones exclusivas a los PCDFs/PCDDs,
sino que han sido simultaneas con la exposición a mezclas de otras sustancias
tóxicas, con lo cual es difícil de establecer cuáles efectos tóxicos son debidos a
unas y otras. Por todo ello, la incidencia tóxica de estos compuestos en el hombre
no está todavía bien establecida, si se sabe que ocasionan determinadas
alteraciones funcionales (10) y, en especial, cloracné, y en ningún caso se conoce
muerte alguna producida por intoxicación directa de PCDFs/PCDDs. Pero de lo
que no hay duda es de la toxicidad producida por acumulación, dado su lenta
eliminación –escasa metabolización- y acumulación por exposición a fuentes de
riesgo que aunque débiles, son continuas y constantes. Hay que resaltar una
noticia aparecida en los periódicos hace semanas: ”los ministros de medio
ambiente de la UE, normalmente individuos sanos, han sido testados a efectos
de toxicidad por el medio ambiente y la gran mayoría tenía un grado notable de
toxicidad ,mas o menos importante con respecto a un panel de tóxicos conocidos
.Entre los individuos mas afectados estaba nuestra Ministra de Medio
Ambiente”.Mas adelante se definen el concepto de “ingesta diaria tolerable” que
no produce efectos adversos para la salud y la “ ingesta diaria actual” para así
evaluar el nivel de riesgo en que vivimos.
Se ha comprobado que el grado de toxicidad de un PCDF o de un PCDD varía no
solo en función del grado de cloración sino que también viene influenciado por la
posición de los átomos de cloro en la molécula, es decir, del isómero
correspondiente. Los estudios toxicológicos con animales han demostrado que
los isómeros más tóxicos son precisamente aquellos que tiene ocupadas
simultáneamente las posiciones 2,3,7 y 8.De todos los 210 posibles
PCDFs y PCDDs, sólo existen un total de 17 isómeros (10 PCDFs y 7
PCDDs) que presentan esta configuración (ver tabla 4) y que, por
consiguiente, son los que presentan un mayor interés desde el punto de vista
toxicológico y también de cara a su determinación analítica.
10.5.2.4 Factores de equivalencia tóxicos
468
Normalmente en las muestras reales no se encuentran nunca exclusivamente un
solo isómero de PCDF o de PCDD, sino que tenemos varios en diferentes
cantidades y cada uno de ellos con diferentes propiedades toxicológicas. En
estos casos el sólo conocimiento de la concentración absoluta de cada isómero
no nos proporciona mucha información cuantitativa sobre las características
toxicológicas del conjunto de la muestra. Por otro lado, de todos los 210 posibles
PCDFs/PCDDs, solo se dispone de datos toxicológicos detallados de unos
cuantos y en especial, de la 2378-TCDD, que ha sido la mas estudiada. Sería por
tanto interesante, poder expresar la toxicidad de cualquier otro isómero o de una
mezcla de ellos en términos de una cantidad equivalente de 2378-TCDD.
Es por ello, que a fin y efecto de poder evaluar la toxicidad de mezclas de
PCDFs/PCDDs y de expresarlas de una forma simple en función de cantidades
de 2378-TCDD se introdujeron los denominados Factores de Equivalencia Tóxica
(TEFs). La utilización de estos factores presupone que la toxicidad es aditiva, de
manera que se asume que la toxicidad total de una mezcla es igual a la suma de
la toxicidad individual equivalente de cada uno de los isómeros y congéneres que
la forman. A fin de evaluar la toxicidad individual se asigna a cada isómero un
valor o factor de ponderación en relación a un isómero que se toma como
referencia, la 2378-TCDD, a la cual se asigna un valor TEF de 1.Al multiplicar
cada una de las cantidades absolutas por el correspondiente factor se obtiene
una valor (TEQ) que vendría a representar la cantidad de 2378-TCDD que
produciría los mismos efectos tóxicos que el isómero en cuestión. Por
ejemplo, el isómero 12378-PentaCDD presenta a una concentración absoluta C y
cuya toxicidad es la mitad que la de la 2378-TCDD, se convertirá en TEQ
(cantidad de equivalente toxico) de la siguiente forma:
TEQ 12378-PentaCDD= 0,5 x.C
La suma de todas las cantidades equivalentes de 2378-TCDD obtenidas para
cada uno de lo isómeros dará la cantidad total de 2378-TCDD que,
toxicológicamente, es equivalente a la mezcla estudiada.
Existen diferentes Factores de Equivalencia Tóxica (TEF) propuestos por algunos
organismos que se diferencian en el sistema de ponderación que aplican a cada
isómero o congénere. De todos ellos el mas comúnmente empleado es el que se
denomina Factor de Equivalencia Toxica Internacional (i-TEF), el cual se muestra
en la tabla 4;este método solo asigna TEFs a los 17 isómeros 2,3,7,8 substituidos,
que son los mas tóxicos; en cambio, no asigna ningún TEF al resto de 193
PCDFs/PCDDs considerados toxicológicamente no significativos. La utilidad de
expresar los resultados de un análisis en TEQs radica en que a través de un valor
numérico podemos expresar la toxicidad de una mezcla compleja de
PCDFs/PCDDs, y en consecuencia, nos sirve como base de comparación entre
muestras diferentes.
469
470
10.5.3 Origen y fuentes de producción de PCDFs/PCDDs
Curiosamente, y a diferencia de otros compuestos organoclorados que se
han convertido en contaminantes habituales del medio ambiente, como los PCBs
y pesticidas como el aldrin, dieldrin, hexaclorociclohexano, etc., los PCFs/PCDDs
son compuestos que no se han comercializado ni fabricado nunca a escala
industrial ya que no se les conoce ninguna aplicación práctica; únicamente se han
sintetizado a escala de laboratorio para fines de investigación o para uso como
patrones analíticos. En realidad, los PCDFs/PCDDs se forman principalmente y
de forma inevitable como subproductos indeseables en cantidades traza en
los procesos de combustión y en una gran variedad de procesos
industriales, lo cual hace que existan un gran número de fuentes potenciales de
estos compuestos. Actualmente, se cree que se conocen las principales fuentes
de producción de Dioxina y Furanos, pero debe tenerse en cuenta que algunas
de ellas han sido descubiertas muy recientemente, como es el caso del blanqueo
con cloro de la pasta de papel (1988), uso de determinados colorantes en la
industria textil (1992),etc., con lo cual no es de extrañar que todavía existen otras
fuentes por descubrir.
Por otro lado, hasta hace bien poco también se creía que las Dioxina y Furanos
no se podían producir de forma natural y que, por tanto, su presencia en el medio
era debido a factores exclusivamente antropogénicos (combustión). En 1980,
Bumb y col.(12) en su estudio denominado “Química de las trazas del fuego” ya
sugirieron que se podían formar pequeñas cantidades de Dioxina y Furanos en
procesos naturales de combustión tales como incendios forestales o erupciones
volcánicas. Básicamente es posible la formación de Dioxina y Furanos en
toda combustión de sustancias orgánicas (no necesariamente cloradas) si
se encuentran presentes pequeñas trazas de un donador de cloro, como un
cloruro inorgánico (sal,ClNa).
El hallazgo de PCDFs/PCDDs en muestras de gran antigüedad como en el tejido
adiposo de esquimales congelados hace mas de 200 años (13), en suelos datados
del siglo pasado (14) y en sedimentos de hace mas de 8.000 años (15) parecen
confirmar la formación “natural” de estos compuestos. Recientemente, también se
ha puesto de manifiesto la formación de PCDFs/PCDDs a través de reacciones
enzimáticas en sustratos naturales (16) así como a reacciones fotolíticas.De todas
formas, no cabe duda de que la mayoría de PCDs/PCDDs presentes
actualmente en el medio ambiente son de origen antropogénico (combustión) y su
aparición ha venido asociada al gran desarrollo industrial experimentado en el
siglo XX.
Una particularidad que cabe señalar respecto a las diferentes fuentes
producción es que, en general, cada una de ellas origina unos perfiles
contaminación que le son característicos; así, por ejemplo, en los procesos
combustión se generan todos los isómeros posibles de PCDFs/PCDDs y se
lugar a unos perfiles de homólogos muy característicos, sin predominio
471
de
de
de
da
de
ninguno en particular, en cambio, en fuentes relacionadas con procesos químicos
o industriales, en general se forman sólo unos determinados isómeros o grupos
de homólogos en mayor preferencia que el resto dando lugar a unos perfiles que
son propios de cada proceso, lo cual puede ser de utilidad en la identificación del
origen de determinadas contaminaciones.
TABLA 5: Clasificación esquemática de las principales fuentes de producción de
PCDFs/PCDDs
1. ORIGEN NATURAL
- Incendios forestales
- Erupciones volcánicas
- Reacciones enzimáticas
- Reacciones fotolíticas
2. ORIGEN ANTROPOGÉNICO
A) Procesos de combustión
-
Combustiones a gran escala
Incineradoras de residuos sólidos urbanos
Incineradoras de residuos industriales
Incineradoras de residuos hospitalarios
Centrales térmicas que utilizan combustibles fósiles
Combustiones en pequeña escala
-
Motores de combustión de automóviles
Sistemas de calefacción domésticos
Combustión de cigarillos
B) Procesos químicos e industriales varios
-
Fabricación de compuestos organoclorados (PCP, 2,4-D, 2,4,5-T etc)
Producción y reciclaje de metales
Blanqueo de pasta de papel con cloro
Producción electroquímica de cloro con electrodos de grafito
Fabricación de retardantes de llama
Industria textil
C) Accidentes
-
Incendios de plásticos o de materiales organoclorados
Incendios/explosión de transformadores que contengan PCBs
D) Productos de desecho
-
Lodos de depuradoras y potabilizadoras
Lixiviados de vertederos
472
-
Aguas residuales domesticas
10.5.4 Principales lncidentes a destacar relacionados con las dioxinas
Los primeros incidentes de intoxicación conocidos atribuibles a la acción de las
dioxinas tuvieron lugar en la década de los 40 y 50 en plantas industriales
dedicadas a la producción de clorofenoles, herbicidas fenoxiacidos y compuestos
relacionados. Las personas afectadas fueron los trabajadores implicados en la
fabricación y manipulación de estas substancias, entre los cuales se dieron
frecuentes caos de cloracné, una enfermedad de la piel, que en un primer
momento se creyó originada por la exposición continuada a los mismos
clorofenoles. No fue hasta 1957 cuando Kimming y col. (19) detectaron por primera
vez la presencia de 2378-TCDD en dos herbicidas muy utilizados entonces: el 2,4
D y el 2,4,5-T, y lo identificaron como el verdadero agente causante del cloracné.
Hoy en día sabemos que las dioxinas son contaminantes habituales de los
clorofenoles y herbicidas relacionados debido a que es inevitable su formación
durante el proceso de fabricación.
En 1963 se produjo en EEUU un espectacular caso de intoxicación masiva que
afectó a varios millones de pollos, muchos de los cuales murieron y el resto
tuvieron que ser sacrificados. Se pudo comprobar que la causa de esta
intoxicación fue la alimentación de dichos pollos con grasa “comestible”
contaminada con pentaclorofenol que a su vez estaba impurificada con PCDDs,
especialmente 123789-HexaDioxina (20).
Un episodio bien significativo de contaminación ambiental por PDDFs/PCDDs
ocurrió en la Guerra de Vietnam. Entre 1962 y 1970, las fuerzas norteamericanas
lanzaron con fines militares sobre las selvas de Vietnam del Sur cerca de 91
millones de Kg del denominado “agente naranja”, un producto defoliante por una
mezcla al 50% de 2,4- D y 2,4,5-T que contenía 2378-TCDD como impureza a
niveles entre 1-20 ppm (partes por millón).Como consecuencia de ello se calcula
que se dispersó indirectamente sobre la selva sudvietnamita un total de
aproximadamente 170 Kg de 2378-TCDD, quedando así contaminada una
superficie de aproximadamente 1 millón de hectáreas. Las consecuencias que
comportarían estas acciones para el ecosistema y la población vietnamita todavía
no se conocen suficientemente bien hoy en día, a pesar de los numerosos
estudios llevados a cabo en este sentido (21,22). Si se sabe, por ejemplo, que en
las zonas contaminadas se sucedió un incremento en la incidencia de abortos
espontáneos así como de malformaciones fetales en hijos de mujeres
vietnamitas; se constataron también algunos casos de cloracné y otros síntomas
473
de intoxicación entre la población vietnamita y entre algunos soldados
norteamericanos expuestos al agente naranja; algunos estudios parecen revelar
también un leve incremento en la incidencia de cáncer de hígado, así como un
incremento en la aparición de tumores benignos en el tejido adiposo (soft
sarcoma tissue). Asimismo, el análisis del tejido adiposo de sudvietnamitas que
estuvieron expuestos revela niveles de dioxina, especialmente de 2378-TCDD,
muy elevados.
En 1968 otro lamentable incidente, conocido como accidento de Yuso, tuvo lugar
en Fukuoka (Japón).Durante la fase final de producción, un aceite de arroz
destinado al consumo humano resultó contaminado con los PCBs empleados en
el sistema de calefacción, los cuales tenían cantidades apreciables de dioxinas y
furanos y otros compuestos organoclorados.El consumo de este arroz afectó a
mas de 1.850 personas que mostraron diferentes síntomas de intoxicación,
cloracné entre ellos (6,22,23). Posteriormente, en 1979 se produciría en Taiwán un
incidente de similares características (accidente de Yu-Cheng) que afectó a más
de 2.000 personas.
En 1971, aceites residuales contaminados con 2378-TCDD fueron esparcidos en
carreteras y amplias zonas de Missouri (EEUU) para controlar el levantamiento de
polvo del suelo en áreas residenciales y recreacionales. La magnitud y extensión
de esta contaminación ambiental no fue conocida hasta varios años después, La
mayoría de las muestras de suelo analizadas contenían niveles de 2378-TCDD
entre menos de 1 ppb (partes por billón) y varios cientos de ppb, aunque en
algunas zonas se llegaron a detectar niveles punta de 2.200 y hasta 30.000 ppb.
Se pusieron de manifiesto casos de efectos tóxicos y muertes en caballos, perros,
gatos, pájaros e insectos que estuvieron en contacto directo con los suelos
contaminados, en cambio, la incidencia en personas expuestas parece que fue
mínima.(6)
De todos los accidentes en que se han visto involucradas las dioxinas, el de
Seveso ha sido sin duda alguna el que mayor incidencia y repercusión pública ha
tenido, y puede considerarse como un ejemplo único de exposición humana
aguda a la 2378-TCDD. El 10 de Junio de 1976 en la planta química ICMESA
situada en Seveso, a pocos kilómetros de Milán, una explosión accidental en un
reactor destinado a la producción de 2,4,5-T,originó una nube de materia tóxica
con un contenido de 2378-TCDD estimado en 250 gr. Esta nube se extendió por
una amplia zona contaminando suelos y vegetación y afectando a mas de 17.000
personas. Los efectos más inmediatos fueron la muerte e intoxicación de un gran
número de animales domésticos y cerca de 200 personas sufrieron cloracné. Las
autoridades italianas tomaron en seguida una serie de medidas, como la
evacuación de las personas residentes mas próximas a la planta química, y
establecieron diferentes comisiones con la ayuda de expertos internacionales a
fin de efectuar un seguimiento médico de las personas afectadas y evaluar el
impacto ambiental del accidente. Desde entonces hasta nuestros días se han
474
llevado a cabo numerosos estudios que han originado una extensa bibliografía
sobre el tema (6,22,23).
Pese al alto nivel de 2378-TCDD al que estuvieron expuestas algunas personas,
el seguimiento médico de las mismas a través de varios años no han evidenciado
problemas importantes de salud a excepción del cloracné del cual se
recuperaron. Actualmente la vida en Seveso ha recuperado la normalidad y los
daños ocasionados por el accidente han desaparecido por completo aunque el
nombre de Seveso permanece como un símbolo de desastre ecológico.
Poco después del accidente de Seveso, en 1.977, Olie y col.(24) identificaron por
primera vez la presencia de PCDFs/PCDDs en las cenizas y emisiones gaseosas
de varias incineradoras de residuos sólidos urbanos de Holanda. Desde entonces
se han venido efectuando descubrimientos análogos en multitud de incineradoras
de todo el mundo, a consecuencia de lo cual se puede concluir que la presencia
de estos compuestos, tanto en las emisiones como en las cenizas y escorias
residuales, es un fenómeno universal que afecta a cualquier tipo de incineradora.
Este descubrimiento generaría un cierto grado de alarma social entre la opinión
pública y en cierta manera es el responsable principal del rechazo popular a las
incineradoras; precisamente, en unos momentos en los cuales la incineración de
residuos se estaba imponiendo en los países más industrializados como el
método mas eficaz para la eliminación de los mismos, se descubría que los
PCDFs/PCDDs son generados como subproductos a niveles de traza en los
procesos de incineración.
Un tipo de accidentes que se han venido produciendo con relativa frecuencia y
que han llegado a ocasionar fuertes problemas de contaminación local por
Dioxinas y Furanos, es el relacionado con incendios o explosiones de
transformadores eléctricos que contienen PCBs (policlorobifenilos) como fluidos
dieléctricos. Es conocido que la pirólisis o combustión incontrolada de PCBs
puede dar lugar a cantidades relativamente altas de PCDFs (furanos) (23), es por
ello, que los incendios de transformadores o aparatos eléctricos relacionados
puede suponer un riesgo importante de contaminación de las zonas o salas
donde se ha producido el incidente, es especial, en el hollín originado en estos
incendios se han llegado a detectar concentraciones de PCDFs muy altas(6). De
los varios incidentes de este tipo descrito en la literatura (6), es de destacar el
ocurrido en unas oficinas de Binghamton (New York, USA) en 1981, en el cual se
produjo una explosión de un transformador, seguida de un incendio; en este caso
el accidente se vio agravado por el hecho de que el sistema de ventilación del
edificio contribuyó a distribuir el hollín originado en el incendio por todo el edificio
contaminando las 18 plantas de que constaba. En estos casos, la eliminación de
la contaminación y adecuación del edificio para su habitabilidad, puede
convertirse en un proceso largo y costoso.
Finalmente, a título de curiosidad mencionaremos un caso de intoxicación
humana por PCDFs/PCDDs acaecido en España. En 1982 , los miembros de una
familia en Sevilla presentaron muestras claras de cloracné así como otros
475
síntomas de intoxicación. La posterior investigación asoció la causa de esta
intoxicación con el consumo de un aceite contaminado con PCDFs/PCDDs; el
aceite se había almacenado en un recipiente de plástico que previamente había
contenido hexaclorobenceno y PCP. El análisis de este aceite y de la sangre de
los afectados confirmó la contaminación por PCDFs/PCDDs. Los síntomas de
intoxicación desaparecieron al cabo de un año de dejar de ingerir el aceite (25).
10.5.5 Comportamiento, dinámica y distribución ambiental
10.5.5.1 Contaminación del medio ambiente con PCDFs/PCDDs
En términos generales podríamos decir que la introducción de PCDFs/PCDDs en
el medio ambiente puede tener lugar a través de las cinco vías siguientes:
1. A través de procesos de combustión, cuyas emisiones difunden
directamente a la atmósfera estos contaminantes y cuyos residuos
sólidos contaminan los suelos. Ejemplo: Incineradoras de residuos
sólidos urbanos.
2. A través de determinados procesos industriales, que general residuos o
efluentes contaminados con PCDFs/PCDDs; en general, si estos
efluentes son líquidos se vierten en ríos o lagos contaminando así el
sistema acuático; si son sólidos suelen recogerse en vertederos
incidiendo así en la contaminación de suelos, y si son gases acaban por
liberarse en la atmósfera. Ejemplo: Efluentes líquidos y lodos
procedentes del del blanqueo de pasta de papel.
3. Utilización de productos contaminados con PCDFs/PCDDs. En este
caso el producto libera de forma indirecta los PCDFs/PCDDs en el
medio ambiente. Dependiendo del tipo de producto utilizado y de su
forma de aplicación la contaminación afectará al agua, suelo o aire o a
los tres. Ejemplo: Utilización de 2,4-D y 2,4,5-T como herbicidas.
4. Accidentes fortuitos. Son determinados sucesos imprevistos como
incendios o explosiones que pueden dar lugar a la liberación de una
cantidad importante de PCDFs/PCDDs de gran incidencia local.
Ejemplo: Incendio de transformadores eléctricos que contengan
PCB.
5. Contaminación por fuentes secundarias. Se incluiría en este apartado la
ubicación de residuos contaminados en zonas inapropiadas. Ejemplo:
aplicación de fangos de depuradora en suelos agrícolas como
abono.
476
10.5.5.2 Procesos ambientales de transporte y transformación
Los PCDFs/PCDDs son compuestos bastante estables en condiciones
ambientales normales y por ello perduran largo tiempo en la naturaleza. No
obstante, desde el momento en que son liberados en el medio ambiente, se
ven sometidos a una serie de factores ambientales a través de los cuales
pueden experimentar una gran variedad de procesos que originaran una
redistribución de estos contaminantes en todo el ecosistema. Los procesos
involucrados consistirán básicamente en mecanismos de transporte y
transformación, que se comentan brevemente a continuación:
A) Procesos de transporte: dando lugar a transferencia entre
diferentes sistemas: aire-suelo, suelo-agua , etc.
-
Deposición atmosférica: Las dioxinas y furanos contenidos en la
atmósfera se separan de esta y llegan al suelo; se distinguen dos
tipos: deposición “seca” y deposición “húmeda”. En la primera, las
dioxinas y furanos, absorbidos en partículas en suspensión llegan
al suelo a través de la sedimentación de las mismas por su propio
peso. En la segunda, el agua de lluvia arrastra en su caída hacia el
suelo a los PCDFs/PCDDs en fase de vapor como a los absorbidos
por partículas.
-
Volatilizaciòn: Los PCDFs/PCDDs son poco volátiles y tanto más
cuanto mayor es el grado de cloración; esta diferencia de volatilidad
puede dar lugar a distintas distribuciones isoméricas en las fases
vapor y sólido.
-
Sedimentación: Debido a la baja solubilidad en agua y a la fuerte
tendencia de adherirse a partículas en suspensión, los
PCDFs/PCDDs que llegan a los sistemas acuáticos tienden a
acumularse rápidamente en los sedimentos.
-
Lixiviaciòn: Los PCDFs/PCDDs contenidos en los suelos son
solubilizados por corrientes de agua, ya sea superficial, subterránea
o de lluvia, y transportados por esta hasta que normalmente acaban
por transferirse a un sistema acuático (río, lago, mar),
produciéndose así una peligrosa contaminación acumulativa muy
dañina para la fauna acuática.
-
Bioacumulación/Bioconcentración: Este proceso, de gran
trascendencia, es el que provoca el transporte y transferencia de
los PCDFs/PCDDs entre los distintos seres vivos a través de la
cadena alimenticia; no solo es un proceso de transporte sino
también de concentración de estos contaminantes en los
477
organismos .La lipofilia y baja solubilidad en agua que caracteriza a
las Dioxinas y Furanos hace que sean especialmente afines por los
tejidos de los seres vivos, que son ricos en lípidos; estas
propiedades junto con su resistencia a la degradación son
responsables de que una vez dentro del organismo tiendan a
acumularse en él pudiendo llegar a concentrarse en varios órdenes
de magnitud con respecto al medio que le rodea. Este hecho es
uno de los principales motivos de controversia por la amenaza para
la salud que puede representar, ya que esta bioconcentración
podría llegar a niveles peligrosos, próximos a los de toxicidad.
B) Procesos de transformación
-
Fotólisis: La fotólisis a través de la luz solar constituye una vía
importante de degradación de estos compuestos en el medio
ambiente y de gran trascendencia sobre todo para los
PCDFs/PCDDs contenidos en la atmósfera; en suelos y agua la
degradación fotolítica es mucho menos importante y solo afectará a
las capas superficiales. En general, parece ser que a medida que
disminuye el grado de cloración la fotodegradación se ve
favorecida, así, por ejemplo, la vida fotolítica media de la 2378TCDD, la mas dañina de las dioxinas, ha sido calculada en
aproximadamente 200 horas (26), mientras que para la OCDD con 8
átomos de Cloro sustituidos, la vida media se estima en 20 días(27).
Hay que tener en cuenta, no obstante que la rapidez de la
fotodegradación depende en gran medida del medio en que se
considere y de la intensidad de la luz solar; la fotólisis de
PCDFs/PCDDs en fase vapor parece tener lugar con relativa
rapidez mientras que la adsorción en partículas parece inhibir
bastante este proceso. A modo de ejemplo, la vida media de la
2378-TCDD en el suelo en ausencia de luz solar se ha estimado en
10 años; en aguas superficiales claras se ha calculado en 118
horas en invierno y 21 horas en verano. Siendo por tanto la fotólisis
un proceso positivo para la destrucción y eliminación de Dioxinas y
Furanos, este fenómeno se refuerza con la intensidad de la
radiación solar.
-
Biodegradación: La degradación por procesos bioquímicos puede
tener lugar a través de microorganismos (degradación
microbiológica) o en organismos superiores (degradación
metabólica); La degradación microbiológica de la 2378-TCDD ha
sido demostrada en condiciones de laboratorio; el hongo
“Phanerochaete
chysosporium”
es
capaz
de
degradar
28
completamente la 2378-TCDD en condiciones ideales ( ).Hasta el
momento no se sabe si este proceso tiene lugar en el medio natural
y, de hecho, no se ha podido detectar ni en suelos, ni aguas
478
contaminadas ningún microorganismo capaz de degradar
efectivamente estos contaminantes. Algunos estudios de
laboratorio realizados en suelos y medios acuosos intentando
reproducir condiciones ambientales han mostrado que la 2378TCDD es biodegrada muy lentamente; sólo un 1% de la misma se
transformó en el derivado hidroxilado después de varios
meses
de incubación (23). En los organismos superiores las
Dioxinas y Furanos se han mostrado extraordinariamente
resistentes a la metabolización, aunque no obstante han podido
identificarse en mamíferos (perros y ratas) algunos derivados
hidroxilados en la bilis de estas especies animales (6).
10.5.5.3 Distribución final en el medio
Suelos
Los PCDFs/PCDDs llegan a los suelos a través del vertido de residuos
contaminados, por aplicación a los mismos de pesticidas, o bien a través de la
deposición atmosférica. Una ves en ellos son fuertemente retenidos; su lixiviación
es muy lenta dada la baja solubilidad en agua, en comparación, la erosión ya sea
a través del viento o del agua, constituye un mecanismo de transporte más
importante y rápido. Otros procesos como la volatilización y la degradación
microbiana parecen tener una menor incidencia; en las capas superiores la
fotólisis puede desempeñar un papel importante en su degradación.
Actualmente, se dispone de bastantes datos sobre niveles de PCDFs/PCDDs en
suelos. En especial, en el Reino Unido y en Alemania se han realizado estudios
exhaustivos para determinar los niveles de fondo de estos contaminantes. En la
fig.3 se muestran los valores promedios obtenidos por Cox y col. (29) sobre el
análisis de 77 muestras representativas de todo el territorio británico, En los
perfiles de congéneres obtenidos se puede apreciar concentraciones mas altas
para los hepta- y octaclorodibenzodioxina sobre el resto de congéneres. Sin
embargo no hay que olvidar que los hepta- y octo dioxinas tienen una i-TEF
(Equivalencia Tóxica Internacional) de 0,001 con respecto a TCDD de valor 1, y
por tanto, a pesar de una mayor concentración en suelos su toxicidad absoluta es
menor.
En la tabla 6 se muestra la recopilación hecha por Prinz (30) en la que se recogen
intervalos típicos de concentración de PCDFs/PCDDs (expresados en TEQ) en
muestras de suelos en Alemania. Resultados similares se observan en el análisis
de suelos efectuados en Holanda y Suecia, para los cuales se obtienen
promedios de 5-TEQ/g en suelos rurales, 20-TEQ en suelos
cercanos a incineradoras de residuos sólidos urbanos y hasta 135
-TEQ/g en
! 00.000.000.000).
479
FIGURA 3: Niveles medios (en concentraciones absolutas) y perfiles de
homólogos correspondientes representativos de muestras de suelo
británicas. Cada grupo de homólogos será representado con una letra:
<<F>> (Furanos) y <<D>> (Dioxinas), seguida de un número que corresponde
al
grado de
cloración;
así,
por
ejemplo,
F4
simboliza
a
tetraclorodibenzofuranos(TCDFs).
$
$
#
#
"
"
$
"
%$
"#
%
%
"
"
%
%&
"
"
#&
'$
'
'
'
'&
Para que puedan compararse estos valores con los correspondientes a una zona
fuertemente contaminada como en si día fue Seveso, en la tabla 7 se indican las
concentraciones de 2378-TCDD en suelo de las tres diferentes zonas en las que
se dividió el área en torno a la zona del accidente. Se observa que en la zona A
de Seveso, las concentraciones de dioxina, son parecidas a áreas de Alemania
cercanas a fuentes importantes de contaminación. En áreas rurales y urbanas, se
observan niveles parecidos de contaminación en Alemania, Holanda, Suecia y
Reino Unido (10-50 pg i-TEG/g).
Tabla 6: Intervalos típicos de niveles PCDFs/PCDDs
muestras de suelo en Alemania.
Valores en pico gramos ( 1 pg =1X10-12g )
480
(en i-TEQs) para
TIPO DE SUELO
Intervalo de Concentración
Areas rurales
Areas urbanas
Areas industriales
Areas cercanas a fuentes importantes
de contaminación
<10 pg i-TEQ/g
10-30 pg i-TEQ/g
30-300 pg i-TEQ/g
100-80.000 pg i-TEG/g
Tabla 7:Intervalo de concentración de la 2378-TCDD en el suelo de Seveso
poco después del accidente.
Zona
Concentración,microg/m2
Concentración, pg/g
A
50-600
500-60.000
B
5-50
50-500
Atmósfera
La presencia de PCDFs/PCDDs en el aire es debida fundamentalmente a los
procesos de combustión que los emiten a la atmósfera tanto en fase de vapor
como absorbidos a partículas en suspensión; La atmósfera representa un
excelente medio de transporte para estos contaminantes, ya que a través de la
misma pueden transferirse rápidamente a zonas muy alejadas de su origen;
durante este transporte pueden producirse diferentes procesos para su
degradación positiva, en especial, fotólisis y reequilibración entre fases, que
pueden alterar las composiciones isoméricas y relaciones entre homólogos, todo
ello positivamente para disminuir la contaminación en seres vivos. Finalmente, a
través de la deposición, seca o húmeda, acaban por depositarse en suelos y
aguas pudiendo llegar a afectar a grandes extensiones.
Los niveles totales de PCDFs/PCDDs que suelen encontrarse en muestras de
aire oscilan entre < 2 pgm/m3 para zonas rurales remotas, entre 2-15 pg/m3 en
areas urbanas y entre 15-120 pg/m3 para áreas cercanas a fuentes importantes,
como podría ser una incineradora 33,34. En los últimos años se han venido
realizando algunas determinaciones de Dioxina y Furanos en aire en diferente
países como Alemania, Holanda ,Suecia, Canadá y USA. Para Alemania, los
481
intervalos típicos encontrados a través de diferentes estudios se muestran en la
Tabla 8. En estudios realizados en Holanda por Ad de Jong y col. (35) encontraron
concentraciones variables entre 5 fg i-TEQ/m3 (1 fg=1/1.000.000.000.000.000 gr)
en zonas completamente rurales, 10-15 fg i-TEQ/m3 para áreas urbanas y hasta
140 fg i-TEG/m3 en el aire de zonas cercanas a incineradoras de residuos sólidos
urbanos.
Aguas
La contaminación de aguas con PCDFs/PCDDs puede deberse a la propia
deposición atmosférica o al vertido directo de efluentes industriales contaminados
como sería el caso de los efluentes de papeleras; en mucha menor medida, la
lixiviación de suelos también puede contribuir a la introducción de PCDFs/PCDDs
en el medio acuático incluyendo aguas subterráneas. Una vez introducidos en
este medio, los PCDFs/PCDDs tienen a acumularse rápidamente en los
sedimentos y partículas en suspensión, así como en los organismos que lo
habitan; en particular, los peces poseen una gran potencialidad de acumulación
de estos contaminantes pudiendo llegar a concentrarlos en su organismo hasta
en un factor de 10.000 respecto a las concentraciones del medio acuático22.
A excepción de determinados efluentes industriales, como podrían ser las
soluciones resultantes del tratamiento con cloro de la pasta de papel, o las aguas
residuales de determinados procesos textiles, en los cuales pueden encontrarse
concentraciones de PCDFs/PCDDs relativamente elevadas, por regla general los
niveles de PCDFs/PCDDs en aguas naturales son extremadamente bajos, en
especial, sino se considera la materia en suspensión, debido a su rápida
acumulación en los sedimentos. Así, por ejemplo, mientras que en efluentes de
plantas papeleras se pueden encontrar 2378-TCDD y 2378-TCDF en el rango de
1(
íos lejos de fuentes potenciales de
contaminación, los niveles pueden estar por debajo de los límites de detección.
Por el contrario, las concentraciones PCDFs/PCDDs en sedimentos próximos a
zonas locales de contaminación pueden ser muy elevados: hasta 21.000 pg/g de
2378-TCDD se llegaron a detectar en sedimentos depositados cerca de una
fábrica de clorofenoles en Newark Bay (New Jersey, USA)36.
Por lo que respecta al agua potable, debido a problemas de muestreo y a los
bajos límites de detección que deben alcanzarse, se dispone de pocos datos al
respecto. Mediante un dispositivo especial de muestreo, Rappe y col.37 detectaron
algunos PCDFs/PCDDs a niveles extremadamente bajos en muestras de agua
potable; en una de las muestras detectaron 2378-TCDD a una concentración de
3
!
(0.0005 ppq) y la concentración total correspondiente de
)*'% )*'' +
"
-TEQ/m3.
Niveles de concentración en organismos (sistemas bióticos)
482
Tanto los organismos acuáticos como terrestres incorporan en su organismo los
PCDFs/PCDDs presentes en el medio que habitan. Los análisis de muestras
bióticas revelan que, generalmente, sólo se bioacumulan los isómeros 2,3,7,8
substituidos mientras que el resto de isómeros no suelen detectarse, lo cual
puede deberse a que estos últimos sean más rápidamente metabolizados y/o
excretados.
TABLA 8: Intervalos típicos concentraciones de PCDFs/PCDDs (expresadas
en i-TEQs) en aire de distintas zonas de Alemania. (Adaptado de la
referencia)
TIPO DE AIRE
CONCENTRACIONES
Areas rurales
Areas urbanas
Areas cercanas importantes
de contaminación
<70 fg i-TEQ/m3
10-350 fg i-TEQ/m3
350-1600fg i-TEQ/m3
Excepción a esta norma parecen ser los crustáceos y moluscos que acumulan la
mayoría de congéneres. Las concentraciones de PCDFs/PCDDs en los
organismo varían con una gran diversidad de factores: especies, tipo de tejido
analizado, edad, peso del cuerpo, contenido graso, estación y lugar; dentro de
una misma especie, a igualdad de condiciones, también pueden observarse
variaciones individuales. Los niveles más altos descubiertos hasta la fecha en
especies animales salvajes se han dado en muestras procedentes del Mar
Báltico, los grandes Lagos de Norteamérica y la Bahía de Newark (New Jersey,
USA). En el hepatopáncreas de un cangrejo de la Bahía de Newark se llegaron a
detectar concentraciones de 2378-,*''
fresco (ver tabla 9). La contaminación de esta bahía es debida a los afluentes que
fueron vertidos durante largo tiempo por una fábrica dedicada a la producción de
clorofenoles38.
Los niveles PCDFs/PCDDs son normalmente más elevados en los organismos
acuáticos que en los terrestres como resultado de la mayor eficacia que parecen
tener los mecanismos de bioconcentración en los sistemas acuáticos. Algunos
peces pueden llegar a concentrar en su organismo niveles de PCDFs/PCDDs
hasta 10.000 veces superiores a los del medio que les rodea22 Por el lado
contrario, las plantas y vegetales parecen ser los organismos que menos
acumulan estos contaminantes; en realidad, la presencia de PCDFs/PCDDs en la
vegetación es debida casi en su totalidad a la contaminación superficial de las
hojas por deposición en las mismas de partículas contaminadas, mientras que en
comparación la absorción de estos contaminantes del suelo a través de las raíces
es un proceso muy minoritario. Los animales terrestres acumulan los
PCDFs/PCDDs fundamentalmente a través del consumo de vegetales, peces y
otros animales, y también a través de la ingestión de partículas de suelo
483
contaminadas. A modo de ejemplo, resulto curioso señalar la influencia de la zona
de pasto en los niveles finales de PCDFs/PCDDs en la leche de la vaca.
Tabla 9: Concentraciones absolutas en muestras bióticas procedentes de Newark Bay
expresadas en pg/g de peso fresco.
ISOMERO
2,3,7,8-TCDF
2,3,7,8-TCDD
HEPATOPANCREAS
DE CANGREJO
CARNE DE
CANGREJO
HEPATOPANCREAS
DE LANGOSTA
672
6200
15
110
380
610
484
10.5.6 Variación temporal de los niveles ambientales de PCDFs/PCDDs
Tendencia histórica respecto a los niveles
1. En muestras de suelo y sedimentos anteriores al presente siglo,
y por consiguiente de épocas pre-industriales, se detectan aún
PCDFs y PCDDs aunque a niveles muy pequeños, en general,
siempre en concentraciones totales absolutas por debajo de 10
pg/g. Análisis de suelos y sedimentos antiguos han sido descritos
por varios autores 42,43,44,Es de destacar la detección de
PCDFs/PCDDs en sedimentos datados 6.100 años a. de C., así
como en el tejido adiposo de esquimales congelados hace 100400 años 13.
2. Los estudios cronológicos realizados en sedimentos y suelos
de diferente antigüedad de diferentes partes del mundo muestran
unas variaciones temporales muy similares que pueden
resumirse de la siguiente forma: desde el principio de siglo hasta
mediados de la década de los 30, los niveles de PCDFs/PCDDs
en las muestras estudiadas se mantienen prácticamente
constantes, pero a partir de entonces se observa un rápido
incremento tanto de PCDFs como de PCDDs; este incremento se
sucede a través de las décadas 40, 50 y alcanza su máximo
hacia finales de los 60 y principios de los 70.Después del máximo
de los 70 se observa una continua disminución hasta los niveles
actuales que aún son superiores a los de principio de siglo. A
título ilustrativo, en la fig.4 se muestra la variación de los niveles
de PCDFs/PCDDs desde l.860 hasta 1.990 en sedimentos del
Green Lake /Siracusa, EEUU) extraído de la referencia 45, y en la
cual se aprecian perfectamente las tendencias aquí expuestas.
Idénticos patrones de variación se observan también en
sedimentos de lagos suizos 43 y en muestras de suelos británicos
archivados 44.
Interpretación
Las variaciones temporales observadas permiten extraer una serie de
conclusiones.
1. Los PCDFs/PCDDs parecen haber estado presentes en el
medio ambiente desde épocas muy remotas, lo cual indica
que posiblemente estos contaminantes también pueden
originarse por causas naturales no antropogénicas, como en
incendios forestales, erupciones volcánicas, o a través de
485
determinadas reacciones
sustratos naturales.
fotolíticas
y
enzimáticas
en
2. Si los PCDFs/PCDDs sólo se originaran de forma natural,
serían extraordinariamente bajos y constantes, como los que
se detectan en muestras anteriores a 1.900; es de suponer por
tanto, que el gran desarrollo industrial experimentado en el
siglo XX es el principal responsable del notable incremento de
la contaminación ambiental por PCDFs/PCDDs. El punto de
inflexión en esta tendencia podríamos situarlo a partir de la
década de los 30, cuando se dio comienzo a la producción en
gran escala de compuestos organoclorados y se incrementó
considerablemente el uso de procesos de combustión para
diversos fines: incineración de residuos, utilización de
combustibles fósiles como fuente de energía, producción de
metales, etc.
3.
El hecho constatado de que a partir de la década de los 70
los niveles ambientales de PCDFs/PCDDs han disminuido
progresivamente puede atribuirse a las acciones de protección
ambiental que se han venido llevando a cabo a partir de
entonces.
486
487
10.5.7 Exposición humana a los PCDFs/PCDDs
Debido al carácter esporádico de las exposiciones de tipo ocupacional o
accidental, y el reducido número de individuos que se ven afectados en
comparación con el resto de la población, el principal foco de atención se centra
sobretodo en la exposición humana a la contaminación de fondo, ya que esta
afecta a todo el mundo y tiene lugar durante toda la vida del individuo. Para
evaluar el riesgo asociado a la exposición a través de la contaminación de fondo
es fundamental discernir en primer lugar las diferentes vías de entrada de estos
compuestos en el organismo y su importancia relativa; También es necesario
conocer aspectos farmacocineticos de metabolización y degrabilidad con objeto
de poder establecer un balance entre la cantidad introducida en el organismo y la
cantidad degradada o excretada del mismo. La toxicidad vendrá influenciada por
los niveles acumulados en el organismo, por la forma en que los PCDFs/PCDDs
se distribuyen en el mismo y su persistencia
10.5.7.1 Vías de entrada en el organismo humano.
Ingestión oral
A partir de los niveles de PCDFs/PCDDs encontrados en diferentes tipos
de
alimentos, teniendo en cuenta también datos típicos de la dieta humana, y
aplicando modelos farmacocinéticos, podemos llegar a una estimación de la
ingesta oral diaria de PCDFs/PCDDs debida a la contaminación de fondo; los
valores promedio obtenidos en tales estimaciones oscilan entre 1-3 picogr. ITEQ/Kg peso corporal/día 22 ; este valor es el estimado para países
industrializados, en países en vías de desarrollo esta ingesta diaria promedio es
mas baja.
En la Tabla 12 se muestran estimaciones de la ingesta diaria para el caso de
Holanda ,Reino Unido y Alemania. Las estimaciones mostradas en esta tabla
presentan una notable concordancia y pueden considerarse representativas de la
situación en los países europeos industrializados. Los valores promedio obtenidos
"
-TEQ por persona y día, lo que
" -TEQ/Kg peso corporal/día para una persona con
un peso de 60 Kg. Estudios similares llevados a cabo en Canadá 41 y Japón 42
proporcionan una estimación comparable de 125 y 84
!,./ ía
respectivamente. Cabe resaltar el hecho de que, pese a la gran variedad en el
tipo e dieta y las diferentes proporciones de consumos de pescado, carne y
productos lácteos, que se dan en países tan diferentes como Canadá, Japón,
Alemania, etc.,los valores promedio obtenidos para la ingesta diaria son
sorprendemente muy similares.
488
Finalmente, debe considerarse un tipo muy especial de ingestión de
PCDFs/PCDDs que es la que se produce a través de la leche materna durante la
lactancia. Los niveles de Dioxina y Furanos en leche materna suelen ser
relativamente elevados en comparación con otro tipo de alimento sobretodo en
los países industrializados; debido a esta contaminación y al proporcionalmente
menor peso del bebé, es de esperar una ingesta diaria mucho mayor para un
lactante en comparación con la de un individuo adulto; se estima un promedio
ía para la ingesta
diaria a través de la lactancia; esto viene a representar casi 50 veces mas
que el promedio de ingesta diaria para un adulto. Este hecho ha generado un
cierto grado de preocupación por el efecto adverso que podría producir esta
ingesta tan elevada en el bebé, si bien no se sabe todavía a partir de que nivel de
PCDFs/PCDDs sería recomendable desaconsejar la lactancia.
De forma similar, durante las etapas de infancia y adolescencia, dado que el
consumo de derivados lácteos es por regla general proporcionalmente mucho
mas alto que el de un adulto, también es de esperar una ingesta mayor, que se
0
-TEG/Kg peso corporal/día. Igualmente, es
de esperar ingesta mas elevadas respecto al valor promedio para aquellas
personas con determinados hábitos alimenticios o que consumen productos
procedentes de zonas fuertemente industrializadas o contaminadas
TABLA 12.Ingesta diaria estimada
ESTIMACIÓN DE LA EXPOSICIÓN DIARIA EXPRESADA EN
Vía de entrada/fuente
Holanda
Inhalación aire
Ingestión aire
Suelo absorbido por piel
Suelo ingerido
Total aire y suelo
2
1
0,15
0,1
3,2 (3%)
Vegetales
Aceites
Cereales
Total vegetales
1,8
14
18,5(16%)
4,2
13
4,8
-día
,./
R.Unido
Alemania
15
19
5,3
39,3 (31%)
3,7
0,3
4,0 (4,3%
Carne de cerdo
Carne de buey/vaca
Pollo
Huevos
Total carne y huevos
22,0 (19%)
14
10
16
10,5
5,6
3,0
4,6
4,2
42,2 (28 %) 27,7 (29,6)
Leche de vaca
Queso y mantequilla
Total productos lácteos
17
26
43 (36%)
23
12
35 (28)
28,5 (30,5)
Pescado del mar
Pescado del río
Aceite de pescado
Total pescado
14
10
7,2
31,2 (26%)
7,7(6%)
33,3 (35,6)
489
Total comida,
(pg i-TEQ/persona-dia)
118
125
(*) Calculado según factores tóxicos alemanes (BGA), equivalente a unos 203
93,5 (*)
-TEQ/dia
10.5.7.2 Criterios de riesgo. Ingesta diaria tolerable
Como consecuencia de la exposición permanente a la contaminación ambiental y
de la asimilación de PCDFs/PCDDs que de ella se deriva, surge la necesidad de
delimitar unos valores de seguridad para esta ingesta en base a los cuales se
pueda admitir que no exista riesgo alguno para la salud. En este sentido se
establece el concepto de ingesta diaria tolerable (TDI,”tolerable daily intake”,
que se puede definir como la cantidad de PCDFs/PCDDs expresada como
equivalentes tóxicos que el organismo humano puede asimilar sin que ello
suponga efecto alguno para la salud.
La evaluación de un TDI no es una tarea fácil puesto que, en primer lugar, resulta
evidente que no es factible en ningún modo el estudio experimental con
seres humanos para establecer las dosis mínimas de toxicidad; a lo sumo el
estudio de la toxicidad en personas debe limitarse a la observación
epidemiológica de aquellos individuos que han sufrido incidentes de exposición
ocupacional o accidental, y normalmente en estos casos se dispone de datos muy
limitados desconociéndose la mayoría de las veces la dosis a la cual han estado
expuestos .En consecuencia, los valores TDI han de calcularse a partir de los
niveles de PCDFs/PCDDs que se sabe causan efectos nocivos en animales de
experimentación; ahora bien, en este nuevo enfoque se tropieza con otros
problemas, en primer lugar, los PCDFs/PCDDs manifiestan una gran variedad de
efectos toxicológicos cada uno de los cuales requiere de diferentes dosis de los
mismos para poder manifestarse; por otro lado existe una gran diferencia en
sensibilidad respecto a la toxicidad de las dioxinas y furanos para distintas
especies animales. Todo esto hace que la extrapolación al hombre de los
resultados obtenidos con animales de laboratorio pueda conducir a errores
importantes y deba tomarse con mucha precaución.
Para el cálculo del TDI se parte de un valor NOAEL (No Observable Adverse
Effect Level) obtenido a partir de ensayos de toxicidad con animales de
laboratorio al cual se le aplica un factor de seguridad (FS) con objeto de tener en
cuenta variaciones individuales y la extrapolación a otra especie animal:
TDI=
NOAEL
FS
490
Los valores NOAEL escogidos son los correspondientes a aquellos efectos
toxicológicos que se manifiestan a dosis menores en las especies mas sensibles,
como son, por ejemplo los efectos de inducción enzimática; la US-EPA, en
concreto, toma como base de partida los estudios de oncogénesis a largo plazo
con ratas para las cuales obtiene un NOAEL de 1.000
-TEQ/Kg de peso
corporal/día. En general, los valores NOAEL oscilan entre 100 y 1.000
TEQ/Kg peso corporal/día, con lo cual aplicando una factor de seguridad de 100,
se obtiene un valor TDI entre 1-TEQ/Kg peso corporal/día, esto vendría
a indicar que una ingesta diaria de Dioxinas y Furanos comprendida en este
intervalo y mantenida durante toda la vida no afectaría a su salud.
Actualmente, un buen número de países (Reino Unido, Holanda, Alemania, Suiza,
Canadá, etc.) han adoptado este rango de 1-10
-TEQ/Kg peso corporal/día
para la TDI como criterio para considerar un nivel de exposición aceptable. Si
comparamos estos valores de la TDI con la ingesta diaria actual en países
industrializados calculada en 1-#
-TEQ/Kg peso corporal/día (ver Tabla.12),
resulta evidente que la población de dichos países está ya dentro de la zona
de riesgo. Mejor sería decir que está en la zona baja de riesgo. Durante un
periodo corto de la vida, en la infancia y juventud, es probable que se supere la
TDI; otros grupos humanos con una alta exposición a los PCDFs/PCDDs son
aquellos con un alto consumo de pescado de ríos, lagos, costas y por que no
piscifactorías (tenemos una muy cerca de Ariceta, en la bahía de Agi). Otros
grupos humanos que trabajen o vivan en las cercanías de importantes fuentes de
PCDFs/PCDDs y se alimentan de derivados lácteos de esta zona (una póliza de
seguro de vida por riesgo laboral o de responsabilidad civil, a estas personas,
debería ser muy elevada). Todo esto en definitiva justifica la necesidad de tomar
medidas encaminadas a reducir en la medida de lo posible la emisión de estos
contaminantes en el medio.
10.5.7.3 Distribución y niveles de PCDFS/PCDDs en el cuerpo humano
Una vez los PCDFs/PCDDs se introducen en el organismo, se distribuyen
rápidamente utilizando los sistemas de transporte de lípidos y se acumulan
preferentemente en el hígado y el tejido adiposo, mientras que otras partes del
organismo como pulmones, riñones, cerebro, sangre, etc.,acumulan niveles
sustancialmente mas bajos. En especial, cabe destacar que, o bien en casos de
exposición reciente, o cuando el organismo es expuesto a niveles elevados de
PCDFs/PCDDs, el primer órgano en experimentar un crecimiento brusco en su
contenido en Dioxinas y Furanos es el hígado, que posteriormente va
distribuyendo lentamente estos contaminantes al resto del organismo y, en
especial, al tejido adiposo que parece ser su destino final; es por esto último que
la medida de los niveles de PCDFs/PCDDs en tejido adiposo parece ser la mejor
forma de evaluar la exposición a estos contaminantes a la que se ha visto
sometida una persona a lo largo de su vida.
491
Niveles en tejido adiposo
El tejido adiposo es el tejido humano cuyo contenido en PCDFs/PCDDs ha sido
mas extensamente investigado. En la tabla 13 se muestran niveles promedio de
PCFs/PCDDs en tejido adiposo para la población general de varios países. Los
niveles mas bajos se corresponden con áreas menos industrializadas como
1
2
*3
$4 &
i-TEQ/g lípido,
mientras que para Japón y Alemania se obtienen valores de hasta 38 y 69
TEQ/g lípido.
A efectos comparativos se muestra en la tabla 14, niveles de PCDFs/PCDDs en
tejido adiposo de personas que se vieron afectadas por el accidente de Yhuso y
se compara con un control de personas que no se vieron expuestas.
TABLA 14: Niveles de PCDFs/PCDDs en tejido adiposo (pg/g de lipido) de victimas del accidente
de Yusho en comparación con individuos de control no expuestos.
CONGENERE/ISOMERO
2378-TCDD
12378-PeCDD
Total HxCDDs
1234678-HpCDD
GRUPO DE CONTROL
(N=6)
6,6
13
86
69
AFECTADOS DE YUSHO
(N=2)
-34
71
--
492
OCDD
Total PCDDs
1360
1535
2378-TCDF
2378-PeCDF
Total HxCDFs
1234678-HpCDF
OCDF
Total PCDFs
11
13
69
7,1
N.D.
100
4
2132
2926
324
-5386
Total PCDFs+PCDDs
1635
5764
48
1386
Total PCDFs+PCDDs (en i-TEQs)
273
378
Se observa perfectamente que, incluso 17 años después de la exposición, se
mantienen aún niveles muy elevados de PCDFs+PCDDs en los afectados:1.386
-TEQ/g lípido frente a los 48
-TEQ/g lípido del grupo de control; en cambio,
los niveles de PCDDs son bastantes similares en ambos grupos. Así mismo, en
este caso se aprecia también cómo se invierte la tendencia general que se
observa en la población no expuesta: mientras que en la población de control lo
usual es que los niveles de PCDDs en su organismo siempre superen en un
factor 6-10 el contenido de PCDfs, en los afectados de Yuso son los niveles de
PCDFs los que superan a lo PCDDs, lo cual constituye una clara evidencia de
contaminación anómala por PCDFs.
Niveles en leche materna
En un estudio de alcance mundial llevado a cabo por la Organización Mundial de
la Salud para evaluar el grado de contaminación por PCDFs/PCDDs de la leche
materna, se analizaron muestras procedentes de varios países 51
.Concentraciones más altas se encontraron en muestras procedentes de
Alemania, Holanda, Reino Unido y Bélgica (30-$
-TEQ/g lípido).Los niveles
más bajos fueron los correspondientes a Tailandia y Camboya (3
i-TEQ/g
lípido) asì como Hungría y Yugoeslavia (5- "
-TEQ/g lípido).Los países
escandinavos, Polonia, USA, Canadá y Japón presentan valores intermedios. Por
consiguiente, en cierta manera parece que los niveles de PCDFs/PCDDs en la
leche materna reflejan el grado de industrialización del país donde reside la
madre.
Es de destacar los resultados obtenidos en estudios llevados a cabo en Vietnam.
En Vietnam del Norte, país poco industrializado y que no estuvo sometido a los
493
efectos del “agente naranja” durante la Guerra, se obtiene valores bajos, del
orden de 4
-TEQ/g lípido, que son muy parecidos a los países de
características semejantes, como Tailandia y Camboya. Por el contrario en
Vietnam del Sur, la situación es completamente diferente; dependiendo de las
zonas estudiadas se obtiene niveles significativamente mas altos, entre 19-#
i-TEQ/g lípido 22 para muestras tomadas en conjunto y previamente
homogeneizadas. Pero además en los análisis de muestras individuales, tomadas
de madres residentes en zonas donde se utilizó el agente naranja, se han llegado
a detectar concentraciones muy superiores de entre 89,100,244,400 y hasta
!$
-TEQ/g lípido – el nivel más elevado obtenido hasta la fecha para
una muestra de leche materna- .Es de destacar también que en todas estas
muestras tan contaminadas el isómero predominante y con mucha diferencia
respecto a los demás fue el 2378-TCDD (2378 Tetraclorodibenzodioxina de iTEF=1, el mayor Factor de Equivalencia Tóxica Internacional.), característico
también de los herbicidas 2,4-D y 2,4,5-T con lo cual queda bien patente la
influencia del “agente naranja” en esta contaminación.
10.5.8
Normativas y regulaciones para reducir el impacto ambiental
Como ya se ha comentado con anterioridad en el apartado 10.5.6.2 la ingesta
diaria de PCDFs/PCDDs en los países industrializados se aproxima y en
determinados casos puede llegar a superar la ingesta diaria tolerable estimada en
-TEQ/Kg/día. Como medida de precaución sería conveniente establecer
una serie de medidas para intentar reducir esta ingesta lo máximo posible, sería
5
-TEQ/Kg/día. Tal objetivo sólo se puede
conseguir desde una perspectiva a largo plazo, debido al carácter al carácter
persistente y ubicuo de los PCDs/PCDDs, y sobre todo en base a una
minimización de nuevas descargas de estos contaminantes en el medio
ambiente.La reducción
en la emisión de estos contaminantes implica
necesariamente el establecimiento de una reglamentación y la toma de medidas
restrictivas
que afecten a todas aquellas fuentes potenciales de estos
compuestos.
La variación temporal de los niveles ambientales de PCDFs/PCDDs, se vio como
en los últimos años, aproximadamente desde principios de los 70, se ha
conseguido una substancial reducción de los niveles ambientales de estos
contaminantes. Parece ser que a esta reducción han contribuido en gran parte
toda una serie de medidas proteccionistas que se han venido llevando desde
entonces, y entre las cuales cabe destacar:
494
-
Restricción y en algunos casos prohibición en varios países del uso
de determinados compuestos organoclorados como PCBs,PCP,
herbicídas fenoxiácidos, etc.
-
Optimización de la tecnología de combustión en la incineración
de residuos acompañada de nuevos sistemas de tratamiento de
las emisiones resultantes.
-
Sustitución del cloro por otros reactivos en el proceso de
blanqueo de la pasta de papel.
-
Introducción de la gasolina sin plomo ni aditivos halogenados en
los automóviles.
Uno de los primeros sectores sobre el que se ha intentado establecer una
normativa, dada su trascendencia como fuente de PCDFs/PCDDs, es el de la
incineración de residuos y, en especial, la incineración de residuos sólidos
urbanos. Principalmente, las normativas en este sector afectan al nivel de estos
contaminantes en las emisiones gaseosas resultantes del proceso de
incineración. La mayoría de países legislan o recomiendan niveles totales
máximos de PCDFs/PCDDs de 0,1 ng i-TEQ/m3 ( 1 ng=1x10-9g). Este valor límite
no se ha tomado en base a consideraciones sanitarias sino más bien en función
de las concentraciones límite mínimas que la tecnología analítica puede detectar
hoy en día con seguridad. Este límite de 0,1 ng i-TEQ/m3 es un valor
verdaderamente bajo, muy estricto, sólo alcanzable por diseñadoras de diseño
moderno y con dispositivos de tratamiento de las emisiones; para las
incineradoras convencionales es de alcanzar si no van acompañadas de mejoras
técnicas en la combustión y tratamiento posterior de los humos. Por esta razón,
en los países en que está legislado este valor, sólo se obliga el cumplimiento de
este límite a las incineradoras modernas o de nueva creación, mientras que a las
antiguas con varios años de funcionamiento, se les puede proponer un límite algo
superior y se les proporciona un plazo de tiempo prudencial para que puedan
introducir las mejoras técnicas oportunas que les permita alcanzar el limite del 0,1
!
Otro sector cuya regulación resulta de interés es el referente a la utilización de
lodos de depuradora ya que, en especial, su aplicación en suelos como
fertilizantes puede constituir una importante vía de difusión de estos
contaminantes en el medio así como una entrada directa en la cadena alimenticia.
La legislación alemana contempla desde Abril de 1.992 un valor límite de
PCDFs/PCDDs de 100 ng i-TEQ de peso seco 52 , por encima del cual se prohíbe
el uso de lodos como fertilizante. La Agencia Alemana de Protección también
propone unos valores de referencia para los niveles de dioxinas en los suelos
según la utilización a la que vayan destinados (ver tabla 16).
495
La adopción en los últimos años de algunas medidas de control sobre la emisión
de PCDFs/PCDDs en el medio, parece que ya empieza a surtir efectos sobre la
disminución de los niveles ambientales de estos contaminantes. Los análisis
realizados en diferentes muestras ambiéntale desde hace unos años hasta ahora,
muestran una tendencia decreciente en algunos países; en este sentido resulta
interesante destacar la disminución de los niveles de PCDFs/PCDDs en leche
materna observados en Alemania de l.897 a l.992 (ver fig.6).Este hecho es de
especial importancia, dado que los bebés lactantes constituyen uno de los grupos
de riesgo con mayor exposición a la contaminación ambiental por PCDFs/PCDDs.
496
497
Bibliografia
1.
Sthel R.H. Papenfuss R.R., Bredewey R.A., Roberts R.W., Adv. Chem.
Ser., 120 (1973) 119-125
2.
Baughman R.W., Thesis, Harvard University, Cambridge, MA(1974)
5.
Friesen K.J., Sarna L.P., Webster G.R., Chemosphere, 14 (1985) 1267
6.
R.D. Krimbrough and A.A.Jensen, Halogenated Biphenls, Terphenyls,
Naphthalenes, Dibenzodioxins and related Products, 2ª edicion, Elsevier,
Amsterdam ,1989
7.
Sanchai K., Nguyen L.V., Hebert V.R., Environ. Sci. Technol., 24 (1990)
1575-1580
10.
Organización Mundial de la Salud (OMS), Polychlorinated dibenzo-pdioxins and dibenzofurans Environmental Health Criteria Document Nº
88, Geneva (1989)
12.
Bumb R.R., Crumett W.B., Cutie S.S., Gledhill J.R., Hummel R.H., Kagel
R.O., Lamparski L.L., Luoma E.V., Miller D.L., Nestrick T.J., Shadoff
L.A., Sthel R.H., Woods J.S., Trace chemistries of fire: a source of
chlorinated dioxins, Science, 210 (1980), 385
13.
Schecter A., Dekin A., Weerasinghe N.C.A, Arghestani S., Gross M.L.,
Chemosphere, 17 (1988) 627
14.
Kjeller L.O., Jones K.C., Johnston A.E., Rappe C., Chemosphere, 25
(1991) 1619
15.
Hashimoto S., Wakimoto T., Tatsukawa R., Chemosphere, 21 (1990)
825
19.
Kimming J., Schulz, Naturwissenchaften, 44 (1957) 337
20.
Firestone D., Ibrahium W., Horowitz W., J. Assoc. Anal. Chem., 46
(1963) 384
21.
Young A.L., Calcagni J.A., Thalken C.A., The toxicology, environmental
fate, and human risk of herbicide orange and its associated dioxin, Air
Force Technical Report OEHL-TR-78-92, USAF Ocupational and
Environmental Health Laboratory, Brooks AFB, Springfield, Virginia,
(1978)
498
22.
M.A. Gallo, R.J.Scheuplein and K.A. van der Heijden, Banbury Report
35: Biological Basis for Risk Assesment of Dioxins and Related
Compounds, Cold Spring Harbor Laboratory Press, Plainview NY, 1991
23.
Hutzinger O., Frei R.W., Merian E., Pochieri F., Chlorinated Dioxins and
Related Compounds. Impact on the environment., Ed. Oxford- New York,
Pergamon Press (1982)
24.
Olie K., Vermeulen P., Hutzinger O., Chemosphere, 6 (1977) 455
25.
Pichardo A.P., Camacho F., Rappe C., Hansson M., Smith A.G., Greig
J.B., Organohalogen Compounds (DIOXIN’92), 10 (1992) 297
26.
Podoll R.T., Jaber H.M., Mill T., Environ. Sci. Technol., 20 (1986) 490
27.
Choudry G.G., Webster G.R., Chemosphere, 15 (1986) 1935
28.
Hammel K.E., Kalyanarama B., Kirk T.K., J. Biol. Chem., 261 (1986) 169
29.
Colin S.C., Alwyn R.F., Ameera Al-Haddad, Stuart J.R., Roger B.H.,
Peter W.S., Cox E.A., Chemosphere, 18 (1989) 767
30.
Prinz B., Current Views on the Impact of Dioxins and Furans on Human
Health and the environment, The Toxicology Forum, Berlin, Germany,
(1992) 418-435
33.
Jones K.C., Bennett B.G., Sci. Total Environ. 78 (1989) 99
34.
Rappe C., Kjeller L.O., Bruckman P., Hackhe K.H.,Chemosphere,17(1988)
3
35.
Boltt A., De Jong A.P., Chemosphere, 27 (1993) 73-81
36.
Boopp R.F., Cross M.L., Tong H. Simpson J., Monson S.J., Deek B.L.,
Moser F.C., Environ. Sci. Technol., 25 (1991) 951
37.
Rappe C., Kjeller L.O.,
(DIOXIN’90), 2 (1990) 207
38.
Rappe C., Bergqvist P.A., Kjeller L.O., Swanson S., Belton T., Ruppel B.,
Lockwood K., Khan P.C., Chemosphere, 22 (1991) 239
41.
HMSO, Dioxins in Food. Ministry of Agriculture, Fisheries and Food,
Food Surveillance Paper Nº 31, London
42.
Czuczwa J.M., Hites R.A., Environ. Sci. Technol., 18 (1984) 444
Kulp
499
S.,
Organohalogen
Compounds
43.
Czuczwa J.M., Niessen F., Hites R.A., Chemosphere, 14 (1985) 1175
44.
Kjeller L.O., Jones K.C., Johnston A.E., Rappe C., Chemosphere, 25
(1991) 1619
45.
Smith R.M., O’Keefe P.W., Hilker D.R., Bush B., Connor S., Donnelly R.,
Storm R., Liddle M., Organohalogen Compounds (DIOXIN’93), 12
(1993) 215
49.
Furst P., Organohalogen Compounds (DIOXIN’93), 13 (1993) 1
51.
Organización Mundial de la Salud (OMS), WHO-coordinated study.
Levels of PCBs, PCDDs and PCDFs in breast milk. Ed. Yrjaenheikki E.J.,
WHO Environmental Health, Vol. 34, FADL Publisher, Copenhagen
52.
Basler A., Organohologen Compounds (DIOXIN’94), 20 (1994) 577
500
10.6 PRINCIPALES FUENTES DE PRODUCCIÓN DE DIOXINAS
10.6.1 Introducción
Respecto a las familias de compuestos de los policlorodibenzofuranos (PCDFs) y
policlorodibenzo –p-dioxinas, se ha realizado un gran número de estudios a partir
de los cuales se conocen aspectos de su formación y posibles fuentes. Los
PCDFs/PCDDs se han identificado como contaminantes en algunos productos
como pesticidas, bifenilos policlorados (PCBs)...., la mayoría de los cuales no son
de uso común en la actualidad. Otras fuentes son las incineraciones de diverso
tipo como las de residuos urbanos o las de residuos industriales. Los
PCDFs/PCDDs también han sido identificados en los humos de escape de los
automóviles que funcionan con gasolina con plomo. Niveles bajos han sido a su
vez detectados en peces y en otros organismos acuáticos, al igual que en
muestras de tejido adiposo, de leche materna, de plasma sanguíneo...
Una serie de estudios probaron que los PCDFs/PCDDs no existían antes de la
producción y combustión de compuestos químicos clorados sintéticos; tampoco
existía ningún dato que probarasu formación como consecuencia del metabolismo
de seres vivos. Por otro lado, se hallaron niveles relativamente altos en tejidos
adiposos de personas que vivían en zonas industrializadas, y bajos en las áreas
no industriales. Todos estos datos sugerían un origen antropogénico.
Aunque se asumió por la comunidad científica internacional que PCDFs/PCDDs
eran compuestos no naturales, estudios recientes han demostrado la formación
de dioxinas mediante la oxidación “in vitro” de fenoles clorados por
lactoperoxidasas bovinas y peroxidasas de rábano 1,.También se ha comprobado
la formación de hexaclorodibenzo-p-dioxina a partir del 2,4,5-triclorofenol en una
solución de cultivo del hongo de la putrefacción (Phanerochaete chrusosporium),
indicando que las dioxinas pueden formarse también por actividades de la enzima
peroxidasa habitualmente presente en la naturaleza 2,Además de las reacciones
“in vitro”, también hay evidencias muy recientes que indican que estas reacciones
pueden ocurrir bajo condiciones naturales en fangos y durante el compostaje de
residuos 3.
10.6.2 Fuentes primarias de dioxinas
10.6.2.1 Procesos industriales
A)
Productos químicos comerciales
Durante las décadas de los 60 y 70, el mayor interés se centró en la
contaminación de dioxinas y furanos en: los pesticidas, especialmente los
clorofenoxiácidos (como el 2,4,5-T o ácido triclorofenoxiacético y los
501
fenoles clorados (como el pentaclorofenol) y los PCBs (bifenilos
policlorados).
Los pesticídas constituyen el grupo más significativo de compuestos
orgánicos relacionados con la aparición de dioxinas..Se ha detectado su
presencia, a niveles de ppt(picog/g) en el 2,4,5-T, Silbex, 2,4-D,Erbón,
Sesone, Ronnel, Tetradifón y en varios clorofenoles. En general, se ha
visto que los pentaclorofenoles son los productos mas contaminados: se
estiman niveles del orden de los 1.000 ppm(microg/g), principalmente para
la OCDD, pero también para varios congéneres de menor cloración (a
menor cloración, mayor toxicidad)4.Si tenemos en cuenta que la producción
mundial de clorofenoles supera las 150.000 toneladas anuales, y
suponemos un promedio de 0,05 ppm de dioxinas (cifra muy por debajo de
los niveles realmente hallados),la liberación anual al medioambiente
alcanzaría los 7,5 Kg. La fabricación de herbicidas y bactericidas (2,4D,2,4,5-T,hexaclorofeno,Silbex...) a partir de los clorofenoles conduce a la
síntesis de pequeñas, aunque no despreciables, cantidades de
PCDFsPCDDs (fig.1)5; por ejemplo, el “agente naranja” una mezcla del 2,4D y del 2,4,5-T, contiene del orden de ppm(microg/g); sin embargo su uso
durante la Guerra de Vietnam, liberó un total de 167 Kg de 2,3,7,8 TCDD
entre enero de l962 y febrero de 1971.
Los PCBs son contaminantes orgánicos de elevada persistencia que se
utilizan en el ámbito industrial por sus propiedad estabilizantes ( en fluidos
hidráulicos, lubricantes, aditivos, pintura, colorantes, etc..).En estos
compuestos, se han detectado cantidades apreciables de dioxinas y,
especialmente de furanos: del orden de ppm (microg/g).En la tabla 1 se
muestran los niveles de PCDFs hallados en algunas muestras comerciales
de PCBs 6 .Y en la fig.2 se representan las cuatro posibles rutas de
formación de los furanos a partir de los PCBs, las cuales ocurren durante la
síntesis de estos compuestos al alcanzarse
temperaturas lo
suficientemente elevadas como para dar lugar a reacciones pirolíticas 7 ,
es decir a elevadas temperaturas y con déficit de oxigeno.
Se puede generalizar que la tendencia a generar PCFs/PCDDs durante la
síntesis de compuestos químicos decrece en el siguiente orden:
Clorofenoles>clorobencenos>compuestos alifàticos clorados
>compuestos inorgánicos clorados.
Además, los factores favorables para la formación de PCFs/PCDDs son:
las altas temperaturas, los medios alcalinos, la presencia de luz UV y la
presencia de radicales en la mezcla de reacción o en el proceso químico.
Algunos cambios en los procesos industriales pueden conllevar a una
reducción de las concentraciones de PCDFs/PCDDs en los productos: por
502
ejemplo, se ha observado que utilizando el chloranil como intermediario en
la síntesis del pigmento Violet 23 se introducían del orden de 105 g i-TEQ;
sin embargo, un nuevo proceso vía hidroquinona puede reducir la
aportación anual alrededor de los 3 g i-TEQ 8 .
En muchos países industrializados, el uso de productos contaminados por
PCDFs/PCDDs se ha reducido considerablemente. Por ejemplo, el 2,4,5T, anteriormente el herbicida más utilizado en la mayoría de los países,
actualmente solo se produce en Nueva Zelanda; y, en la mayoría
fotocopiar de los países, los PCBs están siendo eliminados en su uso
como fluidos dieléctricos en transformadores.
B) Industria química
Dentro de los procesos industriales que conllevan a la formación de
PCDFs/PCDDs, cabe destacar los siguientes:
-
Procesos de la industria química
Procesos de la industria papelera y blanqueado de la pulpa de
madera.
Tintorerías y limpieza en seco
Aceites procedentes del tratamiento de superficie metálicas.
Procesos de la industria petroquímica (regeneración de
catalizadores)
Procesos metalúrgicos.
Producción de retardantes de llama bromados.
Muchos estudios se han centrado en las industrias papeleras debido a la
utilización de diversos compuestos clorados para el proceso de blanqueo;
los niveles de dioxinas en productos de papel provenientes de fibras
nuevas son, generalmente, inferiores a 1 ng TEQ/Kg; en cambio, en el
papel reciclado, las concentraciones de dioxinas se mueven entre los 5 y
10 ng TEQ/Kg 9 .Las fuentes responsables de la contaminación no han sido
todavía completamente identificadas, aunque los colorantes y aditivos
podrían ser la causa.
Otra fuente de contaminación descubierta recientemente es la relacionada
con la industria textil y las tintorerías, habiéndose detectado
PCDFs/PCDDs en ciertos pigmentos empleados para los tintes 10.
En la fig.3 se observa como los diferentes procesos industriales generan
distintas “pattners” de PCDFs/PCDDs siendo éstos útiles para identificar la
fuente de producción 11.La diferencia más notable se da entre el “pattern”
generado por el pentaclorofenol (con dominio de la OCDD y niveles bajos
503
de PCDFs) y el “pattern” típico de los PCBs (con predominio de los PCDFs,
especialmente los isómeros tetra y pentaclorados, y con apenas detección
de PCDDs).
504
505
506
10.6.2.2 Procesos Térmicos
Mientras que en el pasado la industria química era considerada la principal fuente
de dioxinas y también la causa de las zonas actualmente contaminadas, hoy en
día, son los procesos térmicos los responsables del mayor aporte de dioxinas al
medio ambiente. Dentro de los procesos térmicos tienen especial interés los
procesos de combustión los cuales pueden clasificarse en tres grupos:
-
Fuentes fijas o estacionarias:
• Incineración de residuos urbanos.
• Incineración de residuos hospitalarios.
• Incineración de residuos peligrosos.
• Combustión de fangos.
• Reciclados de metales.
-
Fuentes difusas:
• Escapes de los automóviles, gases y emanaciones.
• Calefacciones domésticas.
• Incendios forestales.
• Combustión de cigarrillos.
-
Accidentes:
• Incendios de PCBs, PVC, almacenes...
La eliminación de residuos industriales y urbanos es uno de los problemas
planteados a la sociedad en estos momentos, ya que los métodos utilizados con
llevan siempre una contaminación al medio ambiente. Desde finales del siglo XIX,
la incineración de residuos urbanos (basuras) ha sido el método que a tomado
mas auge, sobretodo en los países mas desarrollados e industrializados. Por
ejemplo, en Holanda, la incineración de residuos sólidos urbanos se ha
incrementado de un 15% a un 34% del total de basuras reemplazando a los
vertederos. Otros datos acerca de la incidencia de la incineración en distintos
países, se muestra en la tabla 1.
TABLA 2: Incidencia de la incineración en distintos países industrializados.
PAIS
AÑO
% R.S.U. INCINERADOS
Alemania
1986
1985
1986
1990
1986
1986
1990
1986
35
50
50
70
80
68
80
10
Suecia
Suiza
Japón
USA
507
1990
25
Se observa en todos los países, un crecimiento del número de incineradoras
instaladas , lo cual no es nada alentador.
508
509
Durante su incineración, los residuos reducen su volumen entre 80 y 50%, siendo
los productos resultantes, escorias y cenizas, mas fáciles de manejar y almacenar
en vertederos controlados o ser utilizados en la construcción de carreteras.
La incineración es un proceso que consta de tres fases:
- Oxidación
- Pirólisis
- Ataque de radicales
El proceso de Oxidación se realiza siempre que haya un exceso de aire
suficiente; la Pirólisis es un proceso de degradación térmica donde la materia
orgánica es destruida o bien reacciona químicamente en ausencia o déficit de
oxigeno. Normalmente tiene lugar en zonas de la cámara de combustión donde
no se consigue un exceso de aire suficiente. El ataque de radicales es un proceso
químico complejo que se produce a altas temperaturas de las llamas. Así pues, se
pueden dar dos posibles situaciones:
- Combustión completa con oxidación total.
- Destrucción, no total, con posible escape de gases provenientes de
pirólisis que, normalmente son más peligrosos que los productos
primitivos.
Es, por tanto, evidente que cualquier incineradora de residuos debe optimizar su
funcionamiento para minimizar los productos de pirólisis.
Estudios realizados incineradoras llevaron a la identificación PCDFs/PCDDs, así
como de clorobencenos y clorofenoles, normalmente en cantidades del orden de
los ppb (ng/g). La detección se dio tanto en emanaciones gaseosas como en
cenizas volantes y escorias, y aunque la concentración variaba de una instalación
a otra, el “pattern” se mantenía 12-13. El “pattern” típico de una combustión se
caracteriza por el dominio de las dioxinas altamente cloradas y de los furanos con
menor grado de cloración (figura 4). El “pattern” de dioxinas puede variar bajo
condiciones de insuficiencia de oxigeno, especialmente las hepta y octadioxinas
que experimentan la decloración hacía homólogos menos clorados. A partir de
este descubrimiento, se desarrollaron estudios tendentes a discernir aquellos
compuestos a partir de los cuales se producían las dioxinas, así como los
mecanismos implicados en su formación, a fin de establecer las condiciones
operatorias óptimas de las incineradoras para minimizar su emisión.
La presencia de dioxinas y furanos en los gases y partículas emitidas en
incineradoras puede ser debida, en principio, a tres fuentes:
-
Que sean componentes traza de los residuos que se incineran y no
producto de la degradación térmica de los mismos.
510
- Que se formen a partir de precursores clorados presentes en los residuos
como clorobencenos, clorofenoles, PCBs, policlorodifeniléteres, fenoxiacidos
clorados, etc. durante la combustión.
- Que se formen vía “síntesis de novo” a partir de la pirólisis de
compuestos no relacionados, es decir siguiendo nuevas rutas sintéticas;
dentro de este grupo de compuestos estarían: el PVC (cloruro de
polivenilo), DDT, tetracloruro de carbono, hexacloretano, poliestireno,
celulosa, lignito, petróleo, tabaco, etc.
El PVC juega un papel importante en la formación de PCDFs/PCDDs debido a
que es un plástico muy utilizado en la construcción de tuberías, ventanas,
recipientes, instalaciones eléctricas, aparatos de ventilación y otros productos
termoconformados. La industria del automóvil consume también grandes
cantidades de PVC para asientos, embellecedores, etc. Todos estos productos de
alguna manera, acaban apareciendo, mas pronto o mas tarde, en las basuras. Se
sabe que el PVC puede dar por pirólisis una cantidad de clorobenceno y que,
estos a su vez se autopirolizan en presencia de aire para dar dioxinas y furanos.
Un esquema de las reacciones sería el siguiente14.
511
512
Las dioxinas y furanos que son emitidos por la chimenea de una incineradora de
residuos lo pueden hacer bien en la fase gaseosa (70-80%), bien en fase sólida
(20-30%)15. La emisión en fase sólida depende de la eficacia de los electros filtros
o filtros de mangas. Es posible, entonces, mantener un nivel de emisión bajo con
un sistema de filtrado adecuado. Sin embargo, la formación en fase gaseosa es
mas difícil de controlar. Existen dos maneras de reducir estas emisiones.
La primera consiste en producir una condiciones apropiadas de combustión que
aseguren la total incineración. Teniendo en cuenta que la formación de dioxinas y
furanos ocurre, principalmente, como consecuencia combustión incompleta de los
gases en las zonas de enfriamiento (240-250ºC), deben tomarse las siguientes
medidas:
- Evitar temperaturas bajas de combustión.
- Asegurar la perfecta mezcla de gases en la cámara de combustión.
- Asegurar que los gases permanecen el suficiente tiempo a una
temperatura elevada (superior a los 800º) y durante este tiempo
aportar una cantidad suficiente de oxigeno.
Y, la segunda consiste en instalar un equipo lavador de gases. Se ha observado
que con esta medida se puede llegar a una reducción del 99% de las emisiones:
por ejemplo, para una determinada incineradora, se detectan del orden de 760
mg/m3 a la entrada del lavador mientras que a la salida, el nivel baja hasta unos 2
mg/m3. Sin embargo, ambas medidas deben ser complementarias, y el uso de
una de ellas no debe excluir el de la otra.
Estudios realizados en incineradoras alemanas han demostrado que la emisión
del orden de 400 g i-TEQ anuales que se daban en 1988/89, ha sido reducido
hasta unos 4 g a mediados de 1990 al tomar las medidas adecuadas16. Cuando
se logre que todas las incineradoras de residuos urbanos cumplan el límite de
0,1ng i-TEQ/m3 (legislación ya existente en Suecia, Austria, Holanda y Alemania),
el aporte de dioxinas al medio será reducido en un 99%.
Otros procesos de combustión generadores de PCDFs/PCDDs que merecen ser
comentados son los siguientes:
-
Funcionamiento de motores de automóviles.
Quema de maderas (incendios forestales)
Crematorios
Producción de vidrio
Producción de cerámicas
Si identificaron PCDFs/PCDDs en el aceite de los motores de automóviles. Como
se creyó en la posibilidad de que la causa de formación de dioxinas fuera debido
a los adictivos de la gasolina, se realizaron estudios de:
513
-
Aceite de automóviles que funcionan con gasolina sin plomo y sin
adictivos halogenados.
Aceite de automóviles que funcionan con gasolina de plomo
(0,15g/l) y con dicloroetano como adictivo (0,1g/l).
En el primer caso, no se detectaron PCDFs/PCDDs, mientras que en el segundo
se detectaron del orden 30-540 pg i-TEQ/Km. Así pues, se asume que el
dicloroetano es el precursor de la formación PCDFs/PCDDs en los automóviles18.
Merece un interés especial, también, la quema de maderas, tanto de madera
natural como de la tratada con órgano clorados. Los niveles de dioxinas hallados
se mueven entre 0,005 y 4 ng i-TEQ/m3. Sin embargo, en las plantas modernas
que poseen sistemas de lavados eficientes, se ha logrado reducir la emisión al
0,1 ng i-TEQ/ m3. Los problemas surgen cuando la madera es quemada junto a
residuos de papel o de carbon16. Varios estudios han demostrado también la
formación de PCDFs/PCDDs en sistemas de calefacción domésticos que
emplean carbón o madera como combustible19.
En el caso de los crematorios la emisión de los dioxinas esta por encima 8 ng iTEQ/m3. La mayoría de los crematorios no disponen de equipos de lavadores de
gases, sino tan solo de ciclones para la eliminación del polvo16.
En cuanto a la industria no metálica, y especialmente la de vidrios y cerámicas, el
aporte de cloro al proceso ocurre vía materiales puros y combustibles. En estos
procesos se suele trabajar a temperaturas muy altas y el tiempo de residencia
suele ser muy largo; por lo tanto, las condiciones de reacción no favorecen la
formación de PCDFs/PCDDs y los niveles hallados están por debajo de 0,1 ng iTEQ/m3 en la mayoría de los casos.
10.6.3 Fuentes secundarias
Las fuentes secundarias de producción de dioxinas aparecen por la transferencia
de las primarias a otro tipo de matrices tales como suelos, fangos, abonos o áreas
contaminadas.
Los suelos y sedimentos son el último destino de contaminantes químicos tales
como los metales pesados o algunos compuestos orgánicos como los
PCDFs/PCDDs. Un contaminante es catalogado como persistente cuando sus
procesos de transformación no juegan ningún papel importante; en otras
palabras, cuando procesos tales como la biodegradación por microorganismos,
hidrólisis o fotólisis no afectan su estructura molecular. Por lo tanto, cualquier
nuevo aporte de dicho contaminante a una determinada matriz provocaría un
incremento de la concentración.
514
A fin de conocer cuál es el efecto de los distintos tipos de exposición de
PCDFs/PCDDs a los suelos, se realizó un estudio basado en un modelo simple
en el que se consideraron cuatro posibles vías de exposición : exposición
atmosférica, aplicación de fangos de depuradora, de compostaje y de pesticidas.
De esta manera se llegó a calcular el número de años necesarios para provocar
un incremento de 1 ng i-TEG de PCDFs/PCDDs en el suelo.
Se asumió que tanto las degradaciones fotolíticas como las biológicas eran
negligentes para los isómeros 2378-dioxinas y furanos. Los resultados obtenidos
se muestran en la tabla 3.
En cuanto a los niveles de PCDFs/PCDDs que se han hallado en diversos tipos
de suelo, éstos se mueven dentro del orden de 2 hasta 56 ng i-TEQ/Kg. En la
tabla 4 se muestran los resultados obtenidos para suelos que han sufrido una
contaminación de PCDFs/PCDDs por transferencia de diferentes fuentes
primarias 11.
TABLA 3: Exposición de PCDFs/PCDDs a suelos20
MATRIZ
CONCENTRACIÓN DE PCDF/PCDD
Exposición atmosferica
10 pg TEQ/m3 y dia
Compostaje
Pesticida(2,4,5-T)
AÑOS
30 cm
10 cm
30 cm
10 cm
30 cm
115
38,5
38,5
12,8
10
14 ng TEQ/Kg
(10 Tm/ ha y año)
30 cm
30,3
2 mg TEQ/Kg aplicado a 1000 m2
30 cm
2,5
30 pg TEQ/m3 y dia
Fango de depuradora
PROFUNDIDAD
50 ng TEQ/kg
5 (Tm/ha en 3 años)
TABLA 4: Niveles en contaminación en suelos
CONTAMINACIÓN EN SUELOS (expresado en ng i-TEQ/Kg)
Campos y pastos
Suelos tratados con fangos de depuradora
Bosques
Suelos cercanos a incineradoras
Suelos de áreas industriales
2-5
1,4 - 56
26
2,5
17
515
Los fangos de depuradora son otro de los ejemplos de fuente secundaria. Debido
a su gran contenido en materia orgánica, estos fangos son a menudo utilizados
como fertilizantes en zonas rurales. Sin embargo, se han realizado diversos
estudios en los que puede observarse que las zonas tratadas con dichos fangos
quedan contaminadas con PCDFs/PCDDs. Por ejemplo en Alemania, se realizó
un estudio comparativo entre 313 zonas agrícolas de 30 distritos diferentes, entre
los que había zonas tratadas con fango de depuradoras y zonas que no; a partir
de dichos estudios, se concluyó que los valores de dioxinas para las zonas
tratadas eran una 10 veces superiores a los de las zonas no tratadas.21
Los niveles de PCDFs/PCDDs en fangos y compostaje no provocan riesgo
alguno ni en el ganado ni en los humanos ya que los factores de transferencia de
estos contaminantes del suelo a la vegetación son muy inferiores al 0,1.Sin
embargo, en términos de protección de los suelos, cualquier impacto adicional de
dioxinas y furanos por aplicación intencionada debe ser considerada como un
peligro a rechazar absolutamente. A fin de evitar consecuencias a posteriori , los
niveles de dioxinas y furanos en fangos de depuradora y en compostaje debe ser
minimizado y, por lo tanto, debe controlarse su aporte a dichas matrices.
Otro grupo de fuentes secundarias lo constituyen aquellas áreas contaminadas a
causa de diversos tipos de accidentes. Dentro de los posibles accidentes que
pueden provocar contaminación de PCDFs/PCDDs podríamos destacar
principalmente dos:
- Los relacionados al uso de clorofenoles
- Los relacionados al uso de PCBs (especialmente en transformadores
eléctricos)
10.6.4 Balance másico
Una vez repasadas las principales fuentes de de producción de dioxinas, es
interesante realizar estudios de evaluación anual de emisiones de PCDFs/PCDDs
al medio ambiente. Así por ejemplo, en las tablas 7 y 8 se muestran las
estimaciones anuales para diferentes países industriales.
516
Sin embargo, y a modo de conclusión, cabe decir que, si bien se piensa que ya
han sido reconocidas las principales fuentes de producción de dioxinas, no hay
que olvidar que tan solo hace 13 años que fueron detectados en productos de
papel y en efluentes de industrias papeleras, y hace solo 10 años en procesos de
electrolisis cloroalcalina. Recientemente, en Alemania, se descubrió un millón de
toneladas , aproximadamente de escorias de cobre con una concentración media
de 50.000 ng i-TEQ/Kg, equivalentes a 50 Kg i-TEQ, que provocó una
transferencia a mas de 1.000 fuentes secundarias, en unas 250 ciudades11.Estos
ejemplos muestran que es prácticamente imposible conocer absolutamente todas
las fuentes de producción de dioxinas, y por consiguiente, no se puede cuantificar
las cantidades de dioxinas aportados al medio ambiente y realizar balances
globales fiables.
Nota El autor de este trabajo de exposición y recopilación se ha basado en
fuentes que datan del 1996 hacia atrás. Desde entonces hasta hoy ¿Cuántos
“inventos” más nos tiene preparado el hombre por su estupidez , ignorancia,
avaricia y falta de escrúpulos? Si pensamos, aunque no tiene nada que ver con
nuestro tema, la tristemente contaminación por el aceite de colza desnaturalizado
para usos industriales, que la avaricia e ignorancia humana presentó al mercado
de forma chapucera y que tantos quebraderos de trabajo dio a los toxicólogos
españoles para dejar después en el camino un reguero de victimas que nunca,
nunca habrán sido regeneradas ni compensadas. Estamos en el “filo de la
navaja”, puesto que no cabe imaginarse que un ser humano pueda meter un
tóxico en un producto de consumo, y venderlo a granel de forma clandestina por
mercadillos de pueblos donde la ignorancia y el famoso PIB anda por los suelos.
¿Alguien se ha parado a pensar o calcular la cantidad de dioxinas y furanos
emitidas a la limpia atmósfera de Oriente Medio y Lejano en las interminables
guerras de esas zonas calientes del planeta?. Porque allí, sí que se produce
“combustión” con detonadores, explosivos, deflagrantes, retardantes de llama,
etc. cada hora del día. ¿Se producen dioxinas y furanos en una explosión con
bomba atómica?. Seguro que sí. Pues ahí tienen países sin el desarrollo que
muestran otros, como India ,Pakistán , Irán y Corea del Norte, etc. dispuestos a
todo con su bomba atómica. Lo que decía: “en el filo de la navaja”.
TABLA 8: Evaluación anual PCDFs/PCDDs en países industrializados16
PAIS
EMISIÓN ANUAL (g TEQ / año)
Gran Bretaña
Holanda
Suecia
Alemania
160 – 930
960
120 – 290
1000
517
Austria
USA
20 – 150
1214 – 9923
518
Bibliografia
1. L.G. Oberg, B. Glas and C. Rappe, Biological formation of PCDDs and
PCDFs, paper S19 presented at the 11th International Symposium on
Chlorinated Dioxins and Related Compounds, Research Triangle Park,
USA, 23-27 September 1991
2. H. Fielder, O. Hutzinger and C.W. Timms, Toxicological and Environmental
Chemistry, 29 (1990) 157-234
3. L. Oberg, N. Wagman, R, Andersson and C.Rappe, Organohalogen
Compounds, 11 (1993) 297-302
4. C. Rappe, Env. Sci. Technol, 18 (1984) 78
5. M.P. Esposito, T.O. Tierman and F.E. Dryden, Dioxins: volume 1: source,
exposure, transport and control, EPA-600/2-80-197,1980
6. G.W. Bowes, M.Y. Mulvihill, B.R.T. Simoneit, A.L. Burlingame and R.W.
Risebrough, Nature, 256 (1975) 305-307
7. H.R. Buser and C. Rappe, Chemosphere, 9 (1979) 157-174
8. BGA/UBA, Dioxine and Furane-ihr Einflub auf Umwelt und Gesundheit,
Bundesgesundheitsbl, Sonderheft/93 (36, Jahrgang,Mai 1993)
9. H. Santl, Pulp and Paper Production in Germany, Current Views in the
impact of Dioxins and Furans on Human Health and the Environment, Berlin,
Germany, November 9-11, 1992. The Toxicology Forum, pp 535-540
10. J. Remmers, A. Dupuy, D. McDaniel, R. Harless and D. Steele,
Chemosphere, 25 (1992) 1505-1508
11. O. Hutzinger and H. Fiedler, Chemosphere, 27 (1993) 121-129
12. C. Rappe, S. Marklund, L.O. Kjeller, P.A. Bergqvist and M. Hansson,
Chlorinated Dioxins and Dibenzofurans in Total Environment, Butterworth,
Boston, 1985
13. S. Marklund, L.O. Kjeller, M. Hansson and M. Tysklind, Chlorinated Dioxins
and Dibenzofurans in Perspective, Lewis Publishers, Chersea, MI, 1986
14. V. Barreiro, Ingeniería Química, 37 (1991) 201-206
519
15. O. Hutzinger et al., Chemosphere, 14 (1985) 581-600
16. H. Fiedler, Formation and Sources of PCDD/PCDF, DIOXIN’93, vol. 11,
221-228
17. K. Olie, P.L. Vermeulen and O. Hutzinger, Chemosphere, 8 (1977) 455-459
18. S. Marklund, C. Rappe, M. Tysklind and K.E. Egebäck, Chemosphere, 16
(1987) 29-36
19. J.P Aittola, S. Viinikainen and J. Roivainen, Chemosphere, 19 (1989) 387
21. E. Albrecht, U. Böllmann, P. Ecker, K. Mair, W. Reifenhäuser, M. Schreiner, M.
Wegenke and W. Kalbfus, Examination of agricultural areas which have been
treated with PCDD/F containing sewage sludge, and emission measurements
from the firing installations of a waste water treatment plant, DIOXIN’93, Vol.
12, 295-300
520
10.7 TOXICOLOGIA DE LAS DIOXINAS Y FURANOS
10.7.1 Potencia tóxica de las dioxinas en exposición aguda
El compuesto más representativo del grupo, la 2,3,7,8-tetraclorodibenzeno-pdioxina (TCDD) es el compuesto sintético de mayor toxicidad conocida. Solo
alguna toxinas de origen natural (toxina botulínica) superan la toxicidad de la
TCCD. Su DL5o (dosis letal del 50% de los individuos de una misma especie) llega
solo a 0,0006 – 0,0002 mg/Kg en la especie mas sensible (cobayo) dato que
puede evaluarse indicando que representa una toxicidad entre 1.000 y 100.000
veces la de algunos tóxicos clásicos como el sulfato de estricnina, el
cianuro potásico e el trioxido de arsénico. Ante la evidencia de que la
incineración de residuos urbanos es hoy por hoy la mayor fuente de producción
y emisión de TCCD al medio ambiente, cabe pensar a que grado de
enajenación hemos llegado . Se confirma una vez más el dicho:”el mayor
enemigo del hombre es el mismo hombre”. Y no solo es enemigo de sí mismo
sino también del medio ambiente en general con sus flora, fauna, atmósfera y
medio acuático. Estamos seguro que las grandes instituciones, prohibirán mas
pronto que tarde este proceso de falsa eliminación de basuras y esto será cuando
el hombre encuentre sistemas alternativos fiables. En ello estamos.
Frente a la extrema toxicidad de la TCDD, la toxicidad de los diversos miembros
(isómeros) del grupo varía considerablemente. En el cobayo la toxicidad de las
policloro dibenzo-p-dioxinas es solo ligeramente menor para la 1,2,3,7,8
pentacloro dibenzo-p-dioxinas (DL50= 0,003 mg/Kg), pero progresivamente menor
en otras como la 1,2,3,4,7,8-Hexa CDD (LD50=0,07 mg/Kg), la 1,2,4,7,8 Penta
CDD (LD50= 1mg/Kg) o la 2,3,7 TriCDD (DL50=30 mg/Kg). En general, los
isómeros tetracloro son los más tóxicos, seguidos de los pentacloro y estos de los
hexacloro, mientras que los tricloro son todavía menos tóxicos. Tomando el
isómero mas tóxico de cada clase, se encontró que la toxicidad oral aguda en
cobayos, en terminos de DL50, era como sigue:
-
dibenzo-p dioxina>dibenzofurano>bifenilo.
Sin embargo, aunque la toxicidad oral aguda puede variar en un factor mayor que
100.000 entre las diversas dioxinas, ello situa las DL50 para las menos tóxicas en
el orden de 100 mg/Kg, el mismo que el DDT, y merecedor del calificativo de “muy
toxico” en las escalas de calificaciones al uso 12.
10.7.2 Observaciones básicas en animales expuestos a dosis letales de
dioxinas
521
Desde la exposición a una dosis letal aguda de dioxinas hasta la muerte
transcurre un tiempo largo, de varios días o semanas, que contrasta con la
rapidez de la acción de la mayoría de los demás compuestos de toxicidad
extrema. Este tiempo largo se mantiene tras la administración de dosis muy
superiores a la DL 50.Durante este periodo las especies muestran una importante
perdida de peso y de tejido adiposo, que puede llegar a un 40% del peso original.
A nivel de organos, las principales observaciones consisten en respuestas
atróficas en el timo, bazo y testículos, hepatomegalia con hiperplasia (aumento
del tamaño del hígado y multiplicación anormal del tejido celular) , hipertrofia y
necrosis de las células parenquimales (encargadas de procesos metabólicos
complejos p.e excreciòn de bilis; control del metabolismo del colesterol; síntesis
de lípidos; formación de urea etc), edema generalizado, y alteraciones
hiperplásicas (multiplicación anormal del tejido celular) o metaplásicas (cambio de
un tejido celular en otro) en la mucosa gástrica e intestinal, el epitelio del tracto
urinario y la epidermis. Las respuestas atróficas se observan en mayoría de las
especies. Por en contrario, otras respuestas presentan mayor especificidad.
Mientras el edema generalizado es la respuesta más característica en el pollo, los
cambios cutáneos son más característicos en conejos, vacas y monos, y
constituyen, en forma de cloracné, la observación mas frecuente en humanos
expustos a dosis subletales de dioxinas.
La causa última de la muerte por dioxinas no está determinada. No se identifica
un órgano responsable de la muerte, y los estudios en cultivos celulares indican
que las dioxinas no pueden considerarse venenos celulares. De los estudios con
animal intacto parece probable que la razón de la muerte sea multimple, debido a
una deficiencia funcional en muchos sistemas o en un aspecto integrativo, por el
momento desconocido, de dichos sistemas. Así, la importante pérdida de peso
puede contribuir a la muerte, pero no es causa única de ella, ya que la
alimentación forzada no logra la supervivencia de los animales. Del mismo modo,
la inmunodeficiencia asociada por la atrofia del timo hace que animales expuestos
a dosis letales de dioxinas puedan sufrir infecciones, especialmente pulmonares,
pero el uso de cepas libres de patógenos en ambientes estériles no logra
tampoco la supervivencia.
10.7.3 Absorción, distribución, metabolismos y excreción
En el organismo, las dioxinas se distribuyen rápidamente. El sistema linfático
parece ser de la mayor importancia tras la absorción de dioxinas del tracto
digestivo. Las dioxinas utilizan los sistemas de transporte de lípidos, y se
acumulan de manera importante en el hígado y el tejido adiposo. En diversos
estudios, la proporción del total de dioxinas encontrado en el hígado y tejido
adiposo varía del 10 al 60% del total de dioxinas en el organismo. La piel puede
ser también un importante lugar de acumulación. La distribución de las dioxinas
no depende sólo de su carácter lipofílico. Por el contrario, su unión específica a
522
proteínas del organismo es un importante factor en su acumulación en los tejidos.
Esta unión de las dioxinas a proteínas, relacionada con su mecanismo de acción
tóxica, puede ser de especial relevancia en su acumulación hepática.
La metabolización de dioxinas es lenta, a veces nula. La combinación de lipofilia,
escasa o nula metabolización y existencia de lugares de fijación específicos de
gran afinidad resulta en una lenta excreción. La elevada permanencia de las
dioxinas en el organismo es una importante factor en su potencial tóxico, dado
que una exposición repetida a dosis bajas puede resultar en una importante
acumulación hasta niveles tóxicos. La vida media de eliminación de la TCDD en
roedores ha sido calculada entre 11 y 94 días, variando según la dosis y la
especie considerada. En todos los casos, la vía de excreción preferencial es a
través de las heces , aunque el hámster pueda llegar al 40% de excreción
urinaria. En todos los casos examinados, los productos encontrados en orina y
bilis correspondían a metabolitos de la TCDD, de manera que la TCDD fecal no
metabolizada parece resultar de la eliminación intestinal.
La vida media de eliminación puede ser extraordinariamente larga en humanos, entre 5 y 10
años, dato en el que cabe tener en cuenta la indetectable metabolización de esta dioxina en
nuestra especie y la lentitud de la excreción fecal pasiva.
No se sabe, sin embargo, si la exposición a dosis más altas puede resultar en una
excreciòn inicial mas rápida, debido, por ejemplo, a la inducción de su propia
metabolización por la TCDD. Según la tónica general, no todas las dioxinas
presentan una vida media de eliminación tan larga como la TCDD. Grosso modo,
existe una correlación positiva entre toxicidad y vida media.Las dioxinas más tóxicas
son las menos metabolizables, más afines por receptores específicos, y mas difícilmente
excretables.
10.7.4 Efectos tóxicos de la dioxinas
10.7.4.1 Alteraciones hepáticas
Las alteraciones hepáticas representan una importante faceta de la toxicidad de
las dioxinas. En primer lugar, las dioxinas inducen importantes alteraciones en la
actividad de numerosas enzimas endoplasmáticos en las células del parénquima
hepático. Ello es debido a la inducción o represión selectiva de un conjunto
determinado de actividades monooxigenasas dependientes del citocromo P450 . El
efecto mas representativo es la inducción de la aril-hidrocarbono hidroxilasa
(AHH).Este efecto bioquímico no ocurre solo en el hígado, sino también en otros
tejidos como el intestino o el riñón. La inducción de la AHH es uno de los efectos
más caraterísticos de las dioxinas, y el que ha servido de punta lanza en la
investigación de su mecanismo de acción.Además de las monooxinogenasas, las
dioxinas inducen otras actividades enzimáticas, como la sintetasa del ácido deltaaminolevulínico, la DT-diaforasa, la UDP-glucorono-siltransferasa, la aldehido
deshidrogenasa y la colina querasa. Estas alteraciones enzimáticas se
523
acompañan de proliferación del retículo endoplasmático liso y desorganización
del retículo endoplasmático rugoso en las células parenquimales.
524
TABLA 1: Efectos tóxicos de las dioxinas
(Variables en función de dosis y especie considerada)
Pérdida de peso y anorexia
Alteración de parámetros hemáticos
- incremento de concentración de colesterol y triglicéridos
- hipoglicemia
Alteraciones hepáticas
- inducción enzimática
- porfiria y otros cambios funcionales
- necrosis de células parenquimal
Edema derma y general
Alteraciones dermales
- cloroacné
- hirsutismo o alopecia
- hiperpigmentación
- alteraciones de las uñas
Alteraciones sistema urorenal
- cambios degenerativos en los túbulos renales
- hiperplasia del tracto urinario
Hiperplasia e hipertrofia del epitelio gastrointestinal
Alteraciones pulmonares y cardiovasculares
Inmunotoxicidad
- atrofia del timo y otros tejidos linfáticos
- inmunodeficiencia
Disminución fertilidad
- atrofia testicular y degeneración de los túbulos seminíferos
- abortos
Teratogenia
- hidronefrosis
- paladar partido
- hipoplasia del timo
Carcinogénesis
Polineuropatía, debilidad muscular, déficits sensoriales
525
10.7.4.2 Edema
El edema, retención de agua, es el efecto más característico de la toxicidad de las
dioxinas en el pollo. La retención en el pericardio, la cavidad peritoneal, pulmones
y tejido subcutáneo. El edema se ha observado, en menor grado, en otras
especies, en roedores como en primates.
En 1957, se produjo en los EEUU un brote de edema (<<chick edema disease>>)
que afecto a millones de pollos. La investigación del origen de la epidemia
condujo a la identificación de dioxinas –principalmente 1,2,3,4,5,6,7,8,9 –
hexaclorodibenzo- p-dioxina que llegaron a los pollos debido a un alimento
contaminado con pentaclorofenol que contenía dioxinas como contaminante.
10.7.4.3 Alteraciones dermales
A las alteraciones dermales constituyen un característico efecto tóxico de las
dioxinas en diversas especies, tanto por contacto como tras exposición sistémica.
El cloroacné es el efecto observado mas fácilmente en humanos expuestos a
dioxinas, y lesiones similares ocurren en monos. Microscópicamente, la lesión
típica consiste en atrofia de las glándulas sebaceas, que se acompaña de una
concomitante metaplasia de células escamosas productoras de queratina. La
hiperqueratinosis lleva a la ruptura del canal central de la glándula, lo que
produce una reacción inflamatoria que se observa en forma de quistes y
comedones. Lesiones similares se observan en la oreja de conejos y el pintado
de estas se ha convertido en un procedimiento ampliamente utilizado como
bioensayo para la detección de dioxinas. En humanos y monos las lesiones se
concentran en rostro y pecho. A menudo se acompañan de hirsutismo en
humanos o de alopecia en monos.
10.7.4.4 Alteraciones en otros epitelios
Diversos cambios observados tras la exposición a dioxinas pueden catalogarse
junto a las alteraciones dermales como alteraciones de células epiteliales, siendo
la respuesta primaria hiperplasica o de alteración en la diferenciación celular.
Entra dentro de esta categoría la hiperplasia del epitelio del tracto urinario (pelvis
renal, uréter, y vejiga urinaria), aunque se han encontrada también alteraciones
en la función renal debidas a otros efectos tóxicos de las dioxinas. Otros epitelios
que muestran cambios hiperplásicos son los conductos biliares extrahepáticos y
el epitelio gastrointestinal.
10.7.4.5 Inmunotoxicidad
Las dioxinas tienen un importante efecto tóxico sobre el sistema inmunitario que
se han observado en todas las especies estudiadas. Existe una pérdida de tejido
linfático, especialmente del timo, pero también del bazo y los nódulos linfáticos.
La lesión consiste básicamente en una atrofia o involución del timo, que puede
526
quedar reducido hasta el 20% de su tamaño natura, con pérdida de linfocitos
corticales. A dosis altas también se ha detectado necrosis del linfocitos, pero esta
muerte celular no parece ser el principal mecanismo de toxicidad sobre el timo.
De hecho, diversos datos apuntan que la principal acción de las dioxinas se
ejercería sobre las células epiteliales del timo. Estas células son necesarias para
la diferenciación y maduración de los linfocitos T, y esta capacidad de soporte
disminuiría tras la exposición a dioxinas. La reducción del timo supone un déficit
en la respuesta inmune mediada por células.
La toxicidad de las dioxinas sobre el sistema inmunitario se refleja realmente en
una inmunodeficiencia de los animales afectados. Así se observa en diversos
modelos experimentales una menor resistencia a toxinas, una menor resistencia
a infecciones bacterianas y víricas, una mayor aceptación de trasplantes. En
humanos se ha observado un déficit inequívoco de la respuesta inmunitaria tras la
exposición a mezclas de policlorodibenzofuranos y bifenilos, tanto en Taiwán
(episodio de Yu-Cheng) como en Japón (Yuso) aunque estas mezclas contenían
gran cantidad de Policlorobifenilos no planares, su acción dioxínica se manifestó
claramente en forma de cloroacné.
10.7.4.6 Disminución de la fertilidad
El sistema reproductor masculino es una diana de acción de las dioxinas. En
machos sexualmente maduros, las dioxinas pueden disminuir el peso de los
testículos, reducir la espermatogénesis y causar degeneración de los túbulos
seminiferos. Una de las causas, pero no la única, de estos efectos la reducción en
los niveles plasmáticos de andrógenos. Las causas de esta reducción se
encuentra en una disminuida secreción de testosterona debida a una menor
respuesta de los testículos a la hormona luteinizante y a un incremento en la
respuesta del hipotalamo o hipófisis a la retroalimentación negativa por
andrógenos y estrógenos.
En el animal adulto, estos efectos se observan a dosis de dioxinas a las que se
observan otros efectos tóxicos. Por el contrario, el sistema reproductor masculino
es extremadamente sensible a la exposición perinatal (durante embarazo y
lactancia) a TCDD, observándose un claro déficit en la espermatogénesis de la
rata tras la exposición de la madre a 0,064µ TCDD/Kg a día 15 de gestación. El
efecto de la dioxina sobre el desarrollo del sistema reproductor masculino incluye
una disminución en la masculinización del sistema nervioso central que ocurre
durante la maduración observándose cambios en el comportamientos sexual de
los machos afectados.
El sistema reproductor femenino también se ve afectado por las dioxinas. Una
primera indicación de esta afirmación se tuvo en la accidente de Yusho en el que
las mujeres afectadas presentaron dismenorrea y alteraciones en el ciclo
menstrual. Los estudios experimentales han demostrado cambios en los niveles
hormonales. La disminución de la fertilidad de las hembras expuestas a dioxinas
527
se debe no solo a las posibles alteraciones en la ovulación, sino también a una
clara elevación en la frecuencia de abortos y reabsorciones espontáneas, y a un
incremento en la mortalidad postnatal de las crías. Por ejemplo, un estudio en
ratas con una administración de 0,1µg TCDD/Kg/dia durante los 90 días
anteriores al acoplamiento resultó en una elevada infertibilidad acompañada de
una importante mortandad de los neonatos. Respecto a los efectos tóxicos
observados en los neonatos, tiene que tenerse en cuenta que la lactación supone
un efectivo mecanismo de transvase de dioxinas de la madre a la cría.
10.7.4.7 Teratogenia
Siendo las dioxinas importantes toxinas para el animal en desarrollo, su
capacidad teratogénica , es decir, de provocar malformaciones fetales es baja en
las especies estudiadas, con la notable excepción del ratón. Los efectos
teratógenos de las dioxinas en el ratón son una respuesta muy estable y
reproducible. La exposición de la madre gestante durante el período de
organogénesis fetal resulta en la aparición de paladar partido y hidronefrosis. En
el paladar, las dioxinas impiden un proceso natural de muerte celular programada
que es necesario para la fusión de los dos lados del palada. La hidronefrosis es
debida a la excesiva proliferación del epitelio de la uretra, que resulta en un
bloqueo del flujo de orina, lo cual conduce a una presión posterior que acaba
produciendo la destrucción de parénquima renal. Estudiando el desarrollo del
paladar en fetos mantenidos in vitro, se ha podido determinar que las dioxinas
pueden causar paladar partido en todas las especies consideradas, incluida la
humana. Sin embargo, mientras que en el ratón este efecto aparece a
concentraciones mucho menores que las necesarias para la aparición de otros
efectos tóxicos en la madre y en los fetos, en otras especies no se observa la
aparición de paladares partidos porque este efecto sólo aparece a
concentraciones mayores que las necesarias para provocar la muerte del animal.
Además del paladar partido y las alteraciones del riñón, cabe recordar la especial
sensibilidad de los sistemas inmunitario y reproductor masculino a la exposición a
dioxinas durante el desarrollo.
10.7.4.8 Carcinogénesis
No existe ninguna duda que las dioxinas causan cáncer en animales
experimentales. Ya se ha comentado con anterioridad la producción de tumores
hepáticos. Además, se ha determinado un incremento significativo en la
incidencia de carcinomas de células escamosas en el pulmón, paladar y lengua,
de adenomas de células, foliculares y carcinomas del tiroides. Sin embargo,
también se ha observado una disminución en la incidencia de tumores en la
pituitaria, útero, mamas, páncreas y glándula adrenal.
10.7.5 Importancia relativa de los efectos tóxicos de las dioxinas
528
En los anteriores apartados se ha visto como algunas especies eran más
sensibles a unos efectos de las dioxinas mientras que otras eran más sensibles a
otros efectos. Por ejemplo, el ratón se muestra más sensible para la aparición
fetal de paladar partido, el conejo de Indias es especialmente sensible al efecto
letal y los pollos son más sensibles a la inducción de edema subcutáneo. Sin
embargo, el estudio de múltiples efectos en diversas especies sugiere que son
más las similitudes que las diferencias..Así, la mayoría de efectos aparecen a
dosis similares en la mayoría de las especies, y muchas especies son
excepciones a la regla para un determinado efecto, pero no para los otros.
El famoso estudio Kociba de 1978 abrió una importantísima preocupación por los
efectos cancerígenos de las dioxinas. En los últimos años, como fruto de la
continua ampliación de conocimientos, la preocupación por dichos efectos se ha
moderado, pero se ha abierto una importante preocupación por otros efectos
tóxicos, que aparecen a niveles de exploración menores. Como aproximación
general, una gradación de efectos en función de la dosis puede establecerse de
manera provisional seún el siguiente esquema.
dosis crecientes
(-)
(+)
-ocupación del receptor de dioxinas
-inmunotoxicidad
-inducción enzimática hepática
-efectos sobre la reproducción
-efectos sobre el desarrollo
-cloracné
-cáncer
10.7.6 Mecanismo de acción de las dioxinas
10.7.6.1 Efecto de las dioxinas sobre la regulación génica
Los estudios bioquímicos sobre el mecanismo de acción de las dioxinas indicaron
primeramente que las dioxinas se unían de manera específica a una proteína de
las células, y que se producían cambios en la expresión de diversos genes, como
los que codifican paraenzímas de metabolización hepática
microsomal.
Seguidamente, se pudo establecer que los dos efectos estaban relacionados: la
unión específica de la dioxina a la proteína, a la que se le dio el nombre de
receptor de las dioxinas o receptor de arilhidrocarbonados (Ah), era necesaria
para la inducción de genes. Además, se comprobó que el complejo dioxinareceptor entraba en el núcleo celular. El paralelismo de estos datos con el modo
de acción de diversas hormonas como las de tipo esteroideo, llevó a la hipótesis
que las dioxinas tenían un mecanismo de acción parecido a las hormonas,
activando factores de transcripción.
529
En lo que refiere a la carcinogénesis, el mecanismo de acción explica que las
dioxinas actúen como promotores de los procesos cancerosos pero no como
agentes mutágenos o genotóxicos. Su gran potencia en alterar la expresión
génica las convierte en poderosos carcinógenos en algunos tejidos como el
hígado, pero no sorprende ahora la observación que ocurra al mismo tiempo una
disminución en la incidencia de otros tipos de cáncer. Es sabido que las
hormonas que controlan la diferenciación de los tejidos son importantes
moduladores que pueden promoverse o inhibir los procesos tumorales es sus
tejidos diana. Por ejemplo, existe un efecto de las hormonas sexuales sobre el
cáncer de mama o uterino.
Si el mecanismo de acción de las dioxinas es parecido al mecanismo de acción
de diversas hormonas, ¿por qué son tan tóxicas?. La regulación de la expresión
génica por hormonas, a través de la activación de factores de trascripción, es un
poderoso mecanismo que requiere un riguroso control. Los niveles hormonales
están finamente regulados, modificándose en función de las necesidades del
organismo, pero siempre dentro de un margen estrecho en el que se consigue el
control fisiológico. La salida de estos márgenes lleva al sistema fuera de control, y
se conocen multitud de enfermedades, muchas de ellas graves, derivadas de un
exceso o un defecto de una u otra hormona. Así la intoxicación por dioxinas
puede asimilarse a una enfermedad por exceso de hormona. Por ello, las dioxinas
no actúan produciendo una muerte rápida como los venenos clásicos, sino que
causan una enfermedad por excesiva activación del factor de transcripción
activado por dioxinas. Si la intoxicación es suficientemente grave la enfermedad
progresa hasta la muerte, pero una intoxicación mayor no reduce el tiempo
requerido hasta la muerte, ya que la enfermedad debe seguir su curso en
cualquier caso. La extrema toxicidad de la TCDD es debida a su gran afinidad
por el receptor, que resulta en una afectiva alteración de la expresión génica a
concentraciones muy bajas de dioxina, y a su gran persistencia en el organismo
debido a su escaso metabolismo y excreción. Así como la vida media de las
dioxinas en el organismo es de semanas, meses o incluso años (7 años, para la
TCDD en humanos), otros compuestos con propiedades análogas son eliminados
del organismo antes que la enfermedad que su presencia excesiva causa tenga
consecuencias irreversibles. Por ejemplo, un exceso mantenido de hormonas
esteroideas podría tener consecuencias nefastas para el organismo, pero unas
cuantas horas son suficientes para eliminarlas. En la misma línea de
pensamiento, las dioxinas con menor afinidad por el receptor y vida media más
corta, respecto a la TCDD, son menos tóxicas que esta aunque una vez unidas al
receptor causen exactamente los mismo efectos.
Bibliografia
12.
C.D. Klaassen, M.O. Amdur and J. Doull, Casarett and Doull’s Toxicology: The basic
Science of Poisons, 3ª edicion, Macmillan, New York, 1936
530
10.8 EVALUACIÓN DE LA TOXICIDAD DE LOS PCDFs Y PCDDs MEDIANTES
FACTORES DE EQUIVALENCIA TÓXICOS
10.8.1 Toxicología en humanos
se han documentado toda una serie de lesiones y síntomas en los seres humanos
tras una exposición a la 2378-TCDD (tabla 4)3. Sin embargo, en casi todos los
estudios epidemiológicos realizados en exposiciones a estos compuestos no se
puede asegurar que únicamente estén presentes los PCDDs/PCDFs sino que los
síntomas se deben a la presencia de una mezcla de compuestos en los que se
incluyen las dioxinas y furanos.
El personal militar que fue expuesto a la 2378-TCDD debido al empleo del
“agente naranja “ (mezcla de 2,4-D y 2,4,5-T) presentó un incremento sustancial
de tumores benignos en el tejido adiposo, fotofobia, desfallecimiento y apatía. Por
otro lado, cuatro científicos expuestos al 2378-TCDD puro durante la síntesis del
mismo presentaron los siguientes síntomas: disminución de la libido, cloroacné
moderado y severo, alteración del sueño, incapacidad de concentración,
depresión y, en un caso inflamación de los nódulos de la linfa. En otros tres
trabajadores que sufrieron una exposición mínima transitoria a la 2378-TCDD se
documentaron síntomas tardíos ( 2 años después) que incluían cambios en la
personalidad, alteraciones del sistema neurológico e hirsutismo.
TABLA 4: Signos y síntomas asociados con la exposición humana a la 2378-TCDD o
mezclas que la contengan.
A. Manifestación en la piel
C. Efectos neurológicos
1. Cloroacné
2. Hiperkeratosis
3. Hiperpigmentacion
4. Hirsutismo
5. Elastosis
1. Disfunción sexual
2. Dolor de cabeza
3. Neuropatía
4. Pérdida de audición, visión, gusto y olfato
B. Sistema interno
D. Efectos psiquiátricos
1. Fibrosis en el higado
2. Aumento de la transaminasa en sangre
3. Aumento del colesterol
4. Aumento de los tricleceridos
5. Pérdida de apetito y peso
6. Desordenes digestivos
7. Dolores musculares y debilidad en las
extremidades inferiores
8. Inflamación de los ganglios linfáticos
9. Desordenes cardiovasculares, tracto urinario,
respiratorio y del páncreas.
1. Trastornos del sueño
2. Depresión
3. Pérdidas de energía
4. Estados de ansiedad
531
En septiembre de 1982 los miembros de una familia de Sevilla, presentaron
síntomas de intoxicación por la ingestión de aceite contaminado por
PCDDs/PCDFs. El hijo mayor presentaba mas graves, cloroacné por todo el
cuerpo, hiperpigmentación, vómitos, edemas en los ojos y problemas renales. El
padre presentaba todos los síntomas del hijo mayor, en menor grado, pero
acompañado de problemas respiratorios. La madre, que no presentaba síntomas
importantes, dio a luz a un hijo con convulsiones que cesaron al dejarlo de
amamantarle y retardo en el crecimiento que perduró durante toda su infancia.
Los síntomas desaparecieron un año después de ingerir el aceite19.
Los estudios epidemiológicos no conducen a una evidencia clara de que la
exposición a la 2378-TCDD cause efectos a una evidencia clara de que la
exposición a la 2378-TCDD cause efectos importantes en el sistema
inmunológico, atraviese la placenta humana cause efectos en el desarrollo del
feto, produzca malformaciones, o aumente significativamente el número de
tumores malignos.
Los intentos evaluar el riesgo de carcinogenicidad en humanos, debido a la
exposición de la 2378-TCDD, no han ofrecido resultados concluyentes, sin
embargo, la International Agency for Research on Cancer (IARC) ha clasificado la
2378-TCDD como un posible carcinógeno humano, basándose en la evidencia de
efectos cancerígenos en animales y la sospecha de presentarlos en el hombre.
Un estudio con trabajadores de una planta química expuestos a la 2378-TCDD,
tras un accidente laboral 1953, muestra una incidencia de cáncer
considerablemente superior a la esperada3. La OMS consideró que simplemente
el azar no podía considerar el incremento. No obstante, la exposición conjunta a
otros productos, un tamaño demuestra pequeño y un pequeño numero de
muertes no permitieron llegar a ninguna conclusión definitiva con respecto a los
efectos cancerigenos de la 2378-TCDD.
Un estudio con 5172 trabajadores de una planta química, indica que los
individuos expuestos a la 2378-TCDD como contaminante, muestran un
incremento pequeño (15%) pero significativo de la mortalidad por cáncer de todo
tipo. En este mismo estudio se encontró que el grupo de exposición a corto plazo
( <1 año) no mostraba un incremento de cáncer, a diferencia del grupo de
exposición a largo plazo (> 1 año) que poseía un riesgo de casi mas del 50% de
muerte por cáncer. El periodo de latencia para ambos grupos era de al menos 20
años9.
Bibliografía
532
3. Organización Mundial de la Salud (OMS), Polychlorinated dibenzo-p-dioxins and
dibenzodurans Environmental Health Criteria Document No. 88, Geneva (1989).
9. Hazardous Substances Data Bank, Searched 1989.
19. DIOXIN’92 (caso de Sevilla).
10.9 DINAMICA Y DISTRIBUCIÓN DE LAS DIOXINAS EN EL MEDIO
AMBIENTE
Transporte físico
10.9.1 Transporte en suelos
Los medios y modos de transporte mas probables de PCDDs desde el suelo son
los siguientes:
1. Al aire a través de partículas de polvo contaminadas.
2. Hacia la superficie del agua vía suelo erosionado transportado por el
agua.
3. Al agua subterránea vía lixiviación.
4. Al aire vía volatilización.
El primero de ellos parece el mas importante.
10.9.1.2 Incorporación y transporte
Existen diferentes vías de incorporación de dioxinas y furanos al suelo,
destacando:
- Aplicación de pesticidas u otros productos químicos comerciales que
contengan dioxinas y furanos, como son el 2,4,5-T, el silvex , ronnel.
- Eliminación de desechos.
- Deposición atmosférica de dioxinas y furanos asociada a partículas o
en estado de vapor.
10.9.1.3 Eliminación
La eliminación se puede llevar a cabo mediante diferentes procesos. Entre ellos
destacan:
a) Volatilización
Los estudios indican que la volatilización es un proceso bastante lento debido a la
pequeña presión de vapor de los isómeros. Sin embargo, en ausencia de otras
533
vías de transporte, este mecanismo puede llegar a ser importante4. En general
los isómeros de mayor grado de cloración son los que tienen menor volatilidad y,
por tanto, mayor vida media.
b) Biodegradación
La mayoría de los estudios se han llevado a cabo sobre el 2378-TCDD, que
ofrece una resistencia relativamente grande al ataque microbiano, por lo que se
considera a las dioxinas como compuestos altamente persistentes, con una vida
media en suelos que soprepasan los diez años5. En cambio, se ha demostrado
que 4 meses después, aproximadamente el 44% del TCDD añadido a un modelo
de ecosistema terrestre, se había metabolizado6.
Se han ensayado aproximadamente unas 100 cepas de diferentes
microorganismos, todas ellas con capacidad degradativa y únicamente 5
mostraron alguna capacidad para degradar.
c) Fotodegradación
La fotodegradación en estos compuestos esta claramente relacionada con el
grado de cloración de los isómeros, siendo mayor la capacidad de
fotodescomposición en aquellos menos clorados y disminuyendo a medida que
aumenta el contenido en cloro7. Los requisitos que se deben dar para una
máxima fotodegradación son los siguientes:
Presencia de un donador de hidrógeno (alcoholes, éteres,
hidrocarburos, ceras, etc) o un surfactante catiónico.
- Disolución en un trasmisor de luz.
- Luz ultravioleta de longitud de onda adecuada. Ya que a partir de
la luz UV alcanza la superficie de la tierra por reflexión y
dispersión mas que por luz directa, no se requiere una
exposición total del sol; sin embargo, como la degradación
depende de la intensidad, la degradación con nubes o en la
oscuridad sería menor.
-
d) Otros procesos
Del accidente de Seveso, en el que se vertieron 165 g de TCDD, se sacaron
algunas conclusiones del comportamiento de estos compuestos en el suelo, con
el fin de saber si existe la posibilidad de contaminación de agua subterránea. Los
primeros estudios de inmigración que estos compuestos penetraron hasta 40 cm
en suelos ricos en materia orgánica y hasta 100 cm en suelos arenosos. En
cuanto a la profundidad que pueden llegar estos compuestos, se ha comprobado
que la mayor parte del 2378-TCDD puede estar en los primeros 15 cm de
profundidad, especialmente en los 2 primeros cm.
534
Parece ser que la “movilidad vertical” del 2378-TCDD y el 2,7-DCDD disminuye
cuando mayor es el contenido de materia orgánica. Se ha comprobado10 que el
80% del 2378-TCDD aplicado en suelo permaneció en los 2 cm de superficie del
suelo, encontrándose trazas en profundidades de 8-15 cm (tabla 1). Parece ser
que los niveles disminuyen claramente a partir de los 8-10 cm de profundidad
(son al menos de un orden de magnitud inferior). En los dos centímetros de
superficie, los mayores niveles se dan en el tramo de 0,5-1,0 cm o 1,0-1,5 cm. En
los estudios posteriores11 se vio que el TCDD puede penetrar hasta 20 cm
durante los primeros 10-15 meses y que la contaminación (
6
superficiales) hasta 1,5 metros pudo ser verificado. Se especula que el TCDD no
es separado de la superficie, sino que esta sujeto a migración vertical.
Igualmente se ha comprobado la existencia de movimientos laterales horizontales
mediante las lluvias, inundaciones, lixiviación. Térmicamente el 2,3,7,8 TCDD es
bastante estable y se puede dar una rápida descomposición solo a
temperaturas por encima de 750ºC.
TABLA 1: Concentración de 2,3,7,8-TCDD en un perfil de sueloa-b
PROFUNDIDAD (cm)
2,3,7,8-TCDD (ng/Kg)
0-2,5
2,5-5.0
5,0-10
10-15
15-90
150
160
700
44
no detectado
a
Young (1983)
El área recibió 1069 Kg/ha del Agente Naranja 2,4,5-T durante 1962-1964. Las muestras de
suero fueron recogidas y analizadas en 1974.
b
10.9.2 Transporte en agua
Las fuentes principales de las aguas la constituyen la lixiviación y la acción del
viento y el agua de lluvia. Tampoco hay que olvidar la contaminación que
provocan los vertidos de fabricas donde se sintetizan o manipulan clorofenoles.
Se ha comprobado que el 0,3% de la contaminación de dioxinas contenidas en el
2,4,5-T aplicado al suelo pasa a las aguas superficiales próximas12. La
eliminación de estos contaminantes de las aguas se suele producir mediante a los
ya comentados fenómenos de fotolisis y a la evaporación a la atmósfera y a la
precipitación a los sedimentos. Matsumura y col. (1983)6 sugirieron que mas del
90% del 2,3,7,8-TCDD en el medio acuático podría estar presente en estado
absorbido.
535
Las dioxinas y furanos están sujetos a una diversidad de influencias que dan
lugar a su eventual destrucción. En el medio ambiente acuático, estos influjos se
pueden dividir en dos grupos principales: Biológicos y No Biológicos. Los
biológicos incluyen la descomposición microbiológica y, en menor medida, el
metabolismo en otros organismos acuáticos. Los No biológicos incluyen la
transformación de estas sustancias y su rotura química directa.
10.9.3 Transporte biológico
Cuando un animal que ocupa un nivel trófico elevado, se alimenta de organismos
que tienen acumulado un contaminante, incorpora el xenobiótico a sus propios
tejidos, teniendo lugar, así, el proceso denominado biomagnificación. La
capacidad de un compuesto químico para biomagnificarse depende, en primer
lugar, de su accesibilidad para los seres vivos, de su afinidad por los tejidos
biológicos y su resistencia a la degradación en el organismo. Si este proceso se
extiende a los niveles más altos de la cadena alimenticia, los compuestos pueden
llegar a concentrarse cientos y miles de veces, con la consecuencia desastrosa
que esto conlleva. Está demostrado el poder de concentración de ciertos
compuestos organoclorados como los pesticidas (DDT) en la mayoria de los
niveles y tróficos. En esta sección se discute la capacidad de acumulación de los
PCDDs y los PCDFs en tejidos biológicos.
10.9.3.1 Plantas
Las plantas son la base de la pirámide alimenticia y pueden crecer en áreas
donde se han realizado aplicaciones de herbicidas o bien cerca de focos de
emisión de PCDFs y PCDDs, como son las incineradoras de residuos urbanos e
industriales. Aunque hay estudios que afirman que las plantas no bioconcentran
TCDD, también se han hecho estudios de absorción y transporte de TCDDs en
plantas de áreas contaminadas de Seveso, hasta un 0,15% del total de TCDD
encontrado en el suelo. Se ha comprobado la existencia de niveles de estos
compuestos en todas las muestras investigadas. Se ha comprobado10 que existe
una variación de niveles con relación al sitio donde se ubican las plantas; así, los
niveles son mas altos si las plantas crecen en suelos contaminados. Los niveles
no son excesivamente elevados, encontrándose la mayor proporción en la raíz de
la planta, después en el tallo, luego en las hojas y después en el fruto (Tabla 3).
Esto se puede interpretar como que las dioxinas existentes en los suelos pasan a
las plantas a través de las raíces hacia las restantes partes de las mismas, donde
los fenómenos de eliminación tales como transpiración y fotodegradación, tienen
lugar; o sea es en sí mismo un proceso eliminatorio.
La deposición atmosférica de Dioxinas y Furanos en los tejidos vegetales ha sido
menos estudiada que en suelos. En Seveso 17, el análisis de 2,3,7,8 –TCDD en
hierba en 1, 2, y 3 semanas después de la liberación accidental de TCDD (Tabla
4) confirmó una severa contaminación (15.840 ng/g) la primera semana. Este
valor descendió en la segunda y tercera semana a 35 y 23 ng/g, registrándose
536
niveles por debajo de 10 ng/g en el 80-90% de las muestras y el 40% por debajo
del límite de detección de 1 ng/g.
10.9.3.2 Animales terrestres
La actividad biológica de estos contaminantes respecto a la acumulación,
concentración y magnificación ha sido objeto de numerosas investigaciones, la
mayor parte de ellas llevabas a cabo en Seveso. Las principales conclusiones
respecto del TCDDs son:
-
Los factores de bioconcentración (biomagnificación) de suelo a
mamíferos y del alimento a los mamíferos, son bajos.
-
En el caso del suelo, los bajos factores de bioconcentración
están relacionados con la baja disponibilidad (alta adsorción a
suelo) y el consecuente bajo grado de exposición a TCDD.
No obstante, la bioacumulación no es igual para todos los organismos y depende
del metabolismo, así como de la estabilidad molecular del compuesto químico, del
peso del ejemplar, de la ingesta media de alimentos y de la vida
537
media del animal18. Según estos autores, como las TCDDs se absorben
fuertemente al suelo, la exposición de animales terrestres a este contaminante no
es excesivamente elevado. Como consecuencia, la biomagnificación de TCDD en
la cadena alimenticia sería muy pequeña. Esto lo apoyan los estudios de
Getzendaner y col. (1977)19, que no detectaron ningún isómero 2378-TCDD en
la leche de vaca alimentada en pastos donde se había vertido 2,4,5-T. En la tabla
5 ser recogen datos de animales procedentes de la zona de Seveso, entre ellos
conejos, pollos, caballos, ovejas en los que variaron los niveles de TCDD hasta
valores de 633 ng/g muchos de estos animales estaban muertos20.
538
TABLA 5: Contenido de TCDD en los hígados de animales de granja de Seveso y áreas
aledañas (1976-1979)a
Animal
Conejos
Pollos
Vacas
Caballos
Cerdos
Cabras
Gatos
a
Nº muestras
698
83
43
12
13
25
1
Muestras que contienen
TCDD
433
35
21
2
0
17
0
Nivel máximo de
TCDD(ng/g)
633
24
94
88
-1
--
Pocchiari y col. (1983)
10.9.3.3 Organismos acuáticos
Se ha demostrado el paso de dioxinas y furanos desde los sedimentos a los
peces, acumulándose y concentrándose en ellos cantidades apreciables21. En
peces, el factor de bioconcentración depende de la concentración del isómero en
cuestión y su solubilidad en agua, siendo tanto mayor la bioconcentración cuanto
menor es la hidrosolubilidad y mayor su lipofilia, salvo en el caso del OCDD y del
OCDF, donde el factor de bioconcentración es nulo.
En una bahía cercana a zonas de producción del 2,4,5-T se encontraron niveles
de 4-695 ng/Kg de TCDD (como se muestran en la tabla 6), donde los niveles
mas altos se encontraron en peces que viven o se alimentan de los fangos del
fondo22. En otros estudios (tabla 7)23, se han analizado peces que viven en aguas
asociadas a plantas industriales de producción 2,4,5-T y en ellos se llegaron a
detectar hasta 480 ng/Kg de TCDD. Cuando se hicieron análisis de isómeros en
peces, se encontraron niveles de los isómeros mas tóxicos de los furanos:
2,3,7,8-TCDF, 2,3,4,8-PCDF y 1,2,3,4,7,8- y 1,2,3,6,7,8-HxCDFs24. De los
estudios llevados a cabo en los grandes lagos, se desprende que se ha
establecido un equilibrio entre los mecanismos de entrada y de eliminación para
la mayoría de las dioxinas y furanos.
Es interesante conocer los niveles de dioxinas y furanos en muestras de peces
del mar Báltico (tabla 8), zona que se puede considerar limpia de contaminantes
al no conocer puntos de emisión de dioxinas en la cercania25. Es de observar que
en la mayoría de las muestras solo los PCDDs y PCDFs 2,3,7,8-tetracloro
539
sustituidos se pudieron encontrar. Se han encontrado factores de
bioconcentración que han oscilado entre 469 y 7125 (tabla 9) en organismos
acuáticos26, pero que pueden considerarse como moderados al lado de los
encontrados para PCBs o el DDT. Por otro lado hay que decir que se han
encontrado casos de acumulación selectiva debido a una absorción/metabolismo
selectivos. La acumulación está en función del contenido graso del organismo y el
tamaño del animal.
540
541
542
10.9.3.4 Niveles en seres humanos
La exposición humana puede tener un origen ocupacional, accidental (durante la
producción de 2,4,5-Triclorofenol y la subsecuente producción y uso del ácido y
esteres del 2,4,5-T) alimentario o simplemente deberse a la exposición a un
medio ambiente con determinados niveles de dioxinas y furanos.
En la tabla 1025,29,30,31,32 se recogen valores de dioxinas y furanos de tejido
adiposo de seres humanos de diferentes países. Es interesante notar la similitud
entre los isómeros presentes, valores de isómeros, patrones de isómeros y
perfiles de congéneres en las muestras recogidas de población general en países
industrializados de tres continentes. El perfil de los isómeros PCDDs muestra
valores en aumento con el número de átomos de cloro (230-1256 ng/Kg). Por otro
lado, el perfil de los furanos muestra un máximo para el 2,3,4,7,8- penta o
1,2,3,6,7,8-hexaCDF. En Alemania se analizaron muestras del tejido adiposo de
trabajadores expuestos a TCDD en los años 5025. A pesar del hecho de que
estos trabajadores fueron expuestos durante mas de 30 años antes de la
recogida de muestras, se identificaron niveles resaltados 2,3,7,8-TCDD, pero los
niveles de otros PCDDs y PCDFs parecen estar en el mismo orden de magnitud.
Se han hecho análisis tendentes a comprobar la importancia tisular de las
dioxinas y furanos. Así, Ryan y col. (1986)34 analizaron grasa abdominal y
subcutánea, glándulas suprarrenales, médula ósea, hígado, músculo, bazo,
riñones y pulmones de cadáveres de Nueva York. Nadie había estado expuesto
de forma anormal a dioxinas ni furanos y estos compuestos fueron detectados en
todos los tejidos. Las mayores concentraciones de dioxinas y furanos se
detectaron en el tejido adiposo. Siempre fueron muy superiores los niveles de los
isómeros mas clorados (hepta y octa). Los niveles que encontraron fueron en
orden de importancia decreciente, cuantitativamente hablando: grasa>glándulas
suprarrenales>médula ósea>hígado>bazo>riñón>pulmones.
10.9.3.5 Niveles en el ambiente
La mayor parte de los trabajos acerca de los niveles que se encuentran en el
medio ambiente de dioxinas y furanos, se han llevado a cabo a partir de los
accidentes acaecidos por vertidos incontrolados de estas sustancias. Así, en
Vietnam se aplicaron enormes cantidades del denominado “agente naranja”
contaminado por un total de 340 Tm de PCDDs entre 1965 y 1975. En Missouri
hubo otro episodio de contaminación debido a la accidental mezcla de aceites de
coches que contenían TCDDs. Por último, el más conocido de todos es el
acontecido en Seveso, Italia, en que se liberaron 165 g de TCDDs en un área de
3 km2.
543
544
Bibliografia
4.
L.J. Thibodeaux, A fate and transport Model for 2,3,7,8-TCDD in Fly Ash on
Soil and Urban Surfaces, Tesis Doctoral, 1984
5.
R.D. Kimbrough, H. Falk, P. Stenz and G. Fries, J. Toxicol. Environ. Health,
4 (1984) 47
6.
F. Matsumura, J. Quensen and G. Tsushimoto, Human and Environmental
Risks of Chlorinated Dioxins and Related Compounds, Plenum Press, New
York, 1983
7.
D.G. Crosby, A.S. Wong, J.R. Plimmer and E.A. Woolson, Science, 173
(1971) 748
10. A.L. Young, Human Environmental Risks of Chlorinated Dioxins and Related
Compounds, Plenum Press, New York 1983
11. G. Belli, G. Bressi, E. Calligarich, S. Cerlesi and S.P. Ratti, Chlorinated
Dioxins and Related Compounds-Impact on the Environment, Pergamon
Press, Oxford, 1982
12. F. Matsumura, H.J. Benezer, Environ. Health Perspect., 5 (1973) 253
17. E. Homberger, E. Reggiani, J. Sambeth and H.K. Wipf, Ann. Occup. Hyg,
(1977) 327
22
18. E.E. Kengaa and L.A. Norris, Human and Environmental Risks Chlorinated
Dioxins and Related Compouns , Plenum Press, New York, 1983
19. M.D. Getzendaner, N.H. Mahle and H.S. Higgins, Bull. Environ. Contam.
Toxicol. 18 (1977) 2
20. F. Pocchiari, A. Didomenico, V. Silano and G. Zapponi, Accidental
Exposure to Dioxins. Human Heath Aspects, Academic Press, New York,
1983
21. D.L Stalling, L.M. Smith, J.D. Petty, J.W. Hogan, J.L. Johnson, C. Rappe
and H.R. Buser, Human and Environmental Risks of Chlorinated Dioxins
and Related Compounds, Plenum Press, New York, 1983
22. R.L. Harless, E.O. Oswald, R.G. Lewis, A.E. Dupuy, D.D. McDaniel and
H.Tai, Chemosphere 11 (1982) 1935
545
23. R.K. Mitchum, G.F. Moler and W.A. Korfmacher, Anal. Chem, 52 (1980)
2278
24. C. Rappe, H.R. Buser, D.L. Stalling, L.M. Smith and R.C. Dougherty,
Nature, 192 (1981) 524
10.10 NIVELES DE PCDDs Y PCDFs EN LA ESPECIE HUMANA
RUTAS MAYORITARIAS DE EXPOSICIÓN
Niveles de PCDDs yPCDFs en tejidos humanos
10.10.1 Niveles de PCDDs y PCDFs en leche materna
La leche materna constituye un tipo de muestra relativamente fácil de obtener y
de gran utilidad porque se puede emplear tanto para medir el contenido total de
PCDDs/Fs de la madre como la dosis de estos contaminantes que esta recibiendo
el recién nacido. Este substrato se revela de particular interés dada su
importancia como principal alimento durante las primeras etapas de desarrollo y
crecimiento del neonato. El único problema que presenta la leche materna es la
limitación de los muestreos a un único sexo y aun intervalo de edades de los
individuos relativamente estrecho.
La presencia de dioxinas en leche humana ha causado preocupación ya que se
cree que los recién nacidos son altamente sensibles a las dioxinas y dado que su
nutrición se efectúa básicamente a través de la leche materna20. Un gran numero
de publicaciones21-24 ha puesto de manifiesto en los últimos años la preocupación
sobre las consecuencias que puede tener para la salud del recién nacido el
ingreso de contaminantes como PCDDs, PCDFs y otros organoclorados, como
consecuencia de su trasferencia por parte de la madre a través de la placenta o
de la leche con la que le amamanta. Recientemente se ha revisado los posibles
efectos que pueden tener en la salud humana las cargas de estos contaminantes
en el cuerpo25. Sin embargo, no esta claro a partir de que valor de PCDDs/PCDFs
en la leche materna sería aconsejable el recomendar de que un niño no sea
amamantado por su madre debido a las potenciales consecuencias adversas
sobre la salud relacionadas con elevados valores de estos contaminantes en la
leche humana.
El primer estudio más exhaustivo sobre PCDDs en leche humana de la población
general fue llevado a cabo en 1980 por Langhorst y Shadoff26, que analizaron el
contenido en PCDDs en varias alícuotas de una mezcla de muestras de leche
humana procedente de Michagan, USA. En base a la cantidad de leche total,
encontraron valores menores 0,5 ng/Kg de 2,3,7,8-TCDD y las PCDDs de mayor
cloración (hexa-, hepta-, y octa-cloradas) con valores que oscilaban de 1,0 a 6,0
ng/Kg. En el año 1973, Baughman y Meselson27 y posteriormente en 1974
Baughman28 encontraron niveles muchos mas altos de 2,3,7,8-TCDD, 1450 ng/Kg
546
de grasa, en muestras de leche tomadas en 1970 y 1973 de mujeres
sudvietnamitas expuestas al Agente Naranja. Posteriormente, 1984 Rappe y col.29
y, 1986, Nygren y col.30 señalaron la presencia de PCDDs y PCDFs 2,3,7,8
sustituidos en muestras de leche humana procedentes de ciudades europeas. El
número y tipos de PCDDs y PCDFs que encontraron eran prácticamente idénticos
a los ya encontrados en muestras de tejido adiposo de varias ciudades
industrializadas. Además, comprobaron que cuando las concentraciones se
expresan en base al contenido en lípidos de la leche, los valores absolutos para
la leche y el tejido adiposo son muy similares.
Los estudios mas completos sobre leche humana se han llevado a cabo en
Alemania31,32,33 y Holanda34. Los datos encontrados por estos autores, junto con
los procedentes de Suecia están reunidos en la tabla 2. La información de
Alemania es la más completa hasta la fecha tanto respecto al número de
muestras como al de isómeros encontrados. En el año 1989 Beck y col. 35 ,
analizaron cinco muestras de leche humana mezcladas de donantes de cinco
áreas geográficas diferentes de Alemania (3 ciudades, 1 capital, 1 pueblo) y no
encontraron diferencias geográficas apreciables en los niveles de al menos doce
PCDDs/PCDFs 2,3,7,8- sustituidos
y atribuyen esta uniformidad a las
semejanzas en la dieta. En general todos los datos de leche humana no reflejan
grandes diferencias entre las ciudades industrializadas.
Estudios llevados a cabo por Shecter y col. 36 y Gasiewicz y col. 37 sobre
muestras de leche humana procedentes de Estados Unidos indican que las
PCDDs y PCDFs encontradas están presentes en ese país a concentraciones
similares a las encontradas en otras naciones industrializadas.
Una observación interesante que se deriva de estudios llevados a cabo por Fuerst
y col.32,33 basándose en los valores medios para muestras de leche mezcladas
(no de madres individuales) es que los niveles de todas las PCDDs siempre son
menores en las madres que están amamantando a su segundo hijo. Esta
circunstancia se ha observado en la especie humana para otros organoclorados
persistentes y se ha razonado asumiendo que los niveles totales de PCDDs y
PCDFs de la madre decrece como consecuencia del primer periodo de lactancia.
De este modo la lactancia representa para la madre un periodo de
desintoxicación. En los estudios de Fuerst y col. también se ha observado que los
niveles de contaminación son menores en aquellas mujeres cuyo peso es
superior a la media cuando son comparadas con las madres cuyo peso esta por
debajo de dicha media, atribuyéndose esta diferencia a una simple <<dilución>>
en el cuerpo.
547
548
10.10.2 Tejido adiposo humano
Para conocer los niveles de PCDDs y PCDFs que habitualmente presenta la
población general, el tejido adiposo constituye el tipo de muestra ideal ya que no
supone un muestreo tan sesgado de la población como ocurre con la leche
materna, a lo que se une la disponibilidad de una mayor cantidad de muestra en
el caso de las autopsias y el alto contenido en lípidos de estas muestras.
Los primeros informes sobre niveles de PCDDs y PCDFs en tejido adiposo
humano de la población general fueron dados por Miyata y col. 39 después del
envenenamiento en Yusho en Japón. Estos autores publicaron la existencia de
niveles de P5CDFs en un intervalo de 14-45 ng/Kg en cuatro de seis grasas y una
de cuatro muestras de biopsia y autopsia de hígado tomadas de pacientes
japoneses normales. En aquel momento no se detectaron ningún T4CDF ni
H6CDF y las dioxinas no se analizaron. No fue hasta unos años mas tarde
cuando, con el advenimiento de las técnicas de enriquecimiento, la
comercialización de estandars más diversos y purificados y la cromatografía de
gases con columnas capilares y espectrómetros de masas sensibles, surgió un
renovado interés sobre las PCDDs y PCDFs en tejidos humanos. En 1985, Ryan
y col.40 publicaron datos sobre 22 individuos que habían muerto en hospitales de
Notario (Canadá) en 1980 y contenían una media de 11 ng/Kg de 2,3,7,8-TCDD.
Además, también estos autores mostraron que algunas de estas muestras
contenían pequeñas cantidades (<5 ng/Kg) de 2,3,7,8-TCDF además de
2,3,4,7,8-PCDF (media de 17 ng/Kg). Aproximadamente en la misma época,
Gross y col.41 mostraron que 27 muestras de tejido adiposo humano tomado de
personal militar americano de los que no se conocía exposición alguna a
herbicidas, como el Agente Naranja, contenían niveles de 2,3,7,8-TCDD entre 315 ng/Kg, con una media 5,3 ng/Kg. En otra investigación posterior, Schecter y
col.42 indicaron que el tejido adiposo de 14 individuos residentes de la parte
superior del estado de New York contenían de 100-500 ng/Kg de H7 CDD y hasta
1000 ng/Kg de OCDD, aunque la presencia de picos interferentes podía ser una
posible fuente de error.
Estas primeras investigaciones sobre niveles PCDDs y PCDFs en tejido adiposo
condujo a un incremento del numero de investigaciones en varios paises para
conocer los niveles normales. Como resultado, se publicaron una seria de
hallazgos detallados de un gran espectro de PCDDs y PCDFs sobre Canadá,
Estados Unidos y Suecia43,44,45,46. Estos trabajos indican que en el tejido adiposo
de habitantes de ciudades industrializadas se detectan las 17 PCDDs y PCDFs
2,3,7,8- sustituidas. Las cantidades relativas de estos congéneres que se han
encontrado en tejidos humanos están resumidas en la tabla 3.
549
550
Generalmente los PCDDs están presentes en concentraciones mas altas que los
PCDFs y las cantidades se incrementan con el grado de cloración desde tetra-(510 ng/Kg) hasta octaclorados (alrededor de 1000 ng/Kg). Los niveles de PCDFs
son inferiores a los de las PCDDs y normalmente por debajo de 50 ng/Kg (le
recordamos los datos de toxicidad variable de un isómero a otro ver tabla 4 del
párrafo 10.5.2.4) .
En la tabla 4 se recoge los datos correspondientes a niveles de los PCDDs y
PCDFs 2,3,4,7,8- sustituidos en muestras procedentes de varios países
industrializados. Las colecciones de muestras presentan el mismo patrón relativo,
con los niveles de PCDDs aumentando desde los tetra-(<10 ng/Kg ) hasta los
octaclorados (>1000 ng/Kg, toxicidad 0,001).
Se han examinado muestras del norte de Vietnam47,48 y del continente chino49.
Por regla general, el patrón es a veces similar al mostrado en la tabla 4; sin
embargo, las concentraciones en las muestras procedentes de estas regiones
menos industrializadas son mucho mas bajas, del orden de una tercera parte para
los PCDFs y alrededor de diez veces menos PCDDs.
10.10.3 Plasma humano
Debido a que los procedimientos de muestreo para la sangre son menos
invasivos que los empleados para el tejido adiposo, la sangre es uno de las
muestras más fáciles de obtener por lo que se viene empleando cada vez mayor
frecuencia durante los últimos años para estimar la cantidad total de PCDD/Fs en
el cuerpo humano.
A finales de 1986 dos grupos de investigación de Estados Unidos, Center for
Disease Control y el New Jersey Health Departament sacaron a la luz datos sobre
niveles PCDDs y PCDFs en sangre de grupos de individuos como de control. El
método de Center for Disease Control50 implica el empleo de 200 ml de suero de
sangre con limites de detección por debajo de unos 2 a 5 pg/Kg en base al peso
total del plasma. La aplicación de este método a 22 muestras de suero humano
de donantes de la población general que habían ayunado parcialmente dio un
valor medio de 48 pg/g (intervalo de 15-211 pg/g) para la 2,3,7,8-T4CDD,
correspondiente a 7,6 pg/g en base al contenido lipídico. Este ultimo valor es
bastante próximo al valor medio mostrado en la tabla 4 para tejido adiposo de la
población general en Estados Unidos. El examen de muestras pareadas de
sangre control y expuesta y muestras de tejido adiposo para la 2,3,7,8-TCDD por
este mismo grupo51 mostró que los niveles de los dos tipos de muestras estaban
altamente correlacionadas positivamente cuando se expresan en base al
contenido en glicéridos, colesterol o lípidos totales. Este grupo concluyó que los
niveles de suero podrían ser empleados como una medida válida de la carga total
en el cuerpo de 2,3,7,8-TCDD.
551
De la observación de todos los datos expuestos procedentes de los diferentes
estudios disponibles sobre niveles de PCDDs y PCDFs en muestras humanas
puede concluirse que las PCDDs y PCDFs pueden detectarse en los tejidos de
todos los individuos sobretodo en aquellos que viven en ciudades industrializadas
. En los tejidos humanos de la población general solo están presentes los
isómeros 2,3,7,8- sustituidos. Tipicamente el 2,3,7,8-TCDD aparece en una
concentración de 0,99 a 8 pg/g. Los niveles de las PCDDs restantes incrementan
según aumenta el grado de cloración (de tetra- a octaclorados), encontrándose
normalmente la OCDD a concentraciones comprendidas entre 500-2000 pg/g. Los
PCDFs que se encuentras con mayor frecuencia son los penta-, hexa- y
heptaclorados que en general se encuentran a niveles por debajo de 50 pg/g. El
tejido adiposo es el mas importante con respecto a la presencia de estos
xenobióticos, detectándose en el resto de los tejidos cantidades inferiores. Debido
a la naturaleza altamente persistente y lipofilica de los PCDDs y PCDFs, sus
niveles están siempre correlacionados con el nivel de lípidos. Los mismos tipos y
niveles de isómeros que se encuentran en tejido adiposo también se encuentra
en la grasa de leche humana. Esta carga corporal de contaminantes en las
madres decrece significamente con la lactancia. Los análisis de sangre han
demostrado que los niveles están altamente correlacionados con los del tejido
adiposo para algunas PCDDs y PCDFs cuando los valores se expresan referidos
al contenido en lípidos. Los niveles de 2,3,7,8-TCDD en humanos se incrementan
con la edad en un factor aproximado de 1 ng/Kg por década, con una vida media
para su eliminación superior a 5 años. La fuente de PCDDs y PCDFs encontrada
en tejido humanos de la población general no se conoce con certeza, aunque se
cree que tiene múltiples facetas, siendo la incineración y los clorofenoles los
componentes que tienen mayor contribución.
También se han medido altas concentraciones PCDDs y PCDFs en sangre de
personal que trabaja en la industria textil y del clorofenol en Suecia, en el tejido
adiposo de trabajadores de una industria de triclorofenol muchos años después
del accidente, en el tejido adiposo de un trabajador que murió debido a un
envenenamiento agudo por pentaclorofenol y en los tejidos de individuos en una
casa de madera tratada con pentaclorofenol. La carga corporal de PCDDs y
PCDFs en todos estos individuos en los que eran obvios los efectos agudos
producidos por estos contaminantes, era de una 50-300 mayor que la encontrada
en la población general de países industrializados. Estos resultados muestran que
los análisis PCDDs y PCDFs en tejidos humanos, debido a su persistencia y larga
vida media, son ideales para medir la exposición en humanos a estos
xenobióticos. Sin embargo, actualmente el conocimiento exacto de los efectos a
largo plazo provocados por PCDDs y PCDFs no es muy amplio.
10.10.4 Rutas mayoritarias de exposición a PCDDs y PCDFs en humanos.
La exposición humana a estos contaminantes ocurre fundamentalmente a través
del consumo de alimentos ricos en grasa como son carne, leche, pescado y
huevos. Ello es debido a que, al igual que otros organoclorados lipofílicos como
552
los PCBs, las PCDDs y los PCDFs se acumulan preferiblemente en especies de
los niveles superiores de las cadenas alimenticias.
Como cabe esperar, dados sus orígenes urbano e industrial, estos compuestos
son más predominantes en habitantes de ciudades industrializadas, donde ciertas
PCDDs y PCDFs están presentes en alimentos, aire e incluso agua a los que el
hombre está directamente expuesto. A continuación se exponen las principales
rutas mediante las cuales las PCDDs y PCDFs pueden pasar al hombre.
10.10.4.1 Inhalación
Rappe y col.53 estimaron que los valores más altos de equivalentes tóxicos, en
aire y en la dirección predominante del viento, en el aire próximo a una
incineradora de residuos municipales serían de 0,055 pg/m3 y que la exposición
por inhalación en la especie humana basándose en los cálculos previamente
expuestos sería de 1.1 pg/día para individuos de 55 kg. Asumiendo unos niveles
de 0,02 pg/m3 para la 2,3,7,8-T4CDD en el aire ambiental, 20 m3 de aire inspirado
por día, para una persona de 65 Kg, un 100% absorción de la 2,3,7,8-TCDD, una
vida media de 5,8 años14 y un 15% de lípidos totales en el cuerpo, la
concentración de equilibrio en tejido adiposo humano de la población general vía
inhalación sería aproximadamente de 0,13 ng/Kg grasa. Este nivel podría
contribuir con un máximo de un 2 o un 3% a los niveles actualmente encontrados
en tejidos adiposo humano de individuos procedentes de ciudades
industrializadas, observación que está en total acuerdo con los cálculos
efectuados por Travis y Hattemer Fry, empleando un modelo de partición
medioambiental54. La PCDD mas predominante en humanos es la OCDD, la
concentración de equilibrio para la OCDD en la grasa humana a partir de fuentes
atmosféricas sería de <10 pg/g. En base a estas consideraciones se puede
concluir que la inhalación del aire ambiental es una ruta de exposición directa sin
importancia en cuanto a su contribución a los niveles medio PCDDs y PCDFs
encontrados en individuos de ciudades industrializadas, de acuerdo con Connect
y Webster56. Es posible que la contaminación del aire interior en los edificios
tratados con clorofenoles pueda contribuir a la inhalación de PCDDs y PCDFs57,
pero esta ruta es muy probablemente poco importante para la población general.
10.10.4.2 Contacto dérmico
La entrada vía dérmica de PCDDs y PCDFs puede ser una ruta importante en
casos de exposición accidental y ocupacional, e.j. manufacturas y manejo de
compuestos químicos que contienen trazas de dioxinas. En algunos accidentes,
como consecuencia de la combustión de material eléctrico que contiene PCBs, a
resultado contaminado el personal implicado en la limpieza, léase el caso el
incendio de Binghamton (USA). Otra posibilidad es la entrada en la piel debido al
contacto con suelos contaminados, e.j. en el accidente de Seveso que supuso la
contaminación de grandes extensiones por 2,3,7,8-TCDD y en Missouri, donde se
contaminaron carreteras con aceite residual contaminado 2,3,7,8-TCDD59. Sin
553
embargo, este riesgo afectaría fundamentalmente a los niños y animales y
probablemente es mas la ingestión de partículas de suelo que contacto dérmico.
Los niveles medios de 2,3,7,8-TCDD en suelos es de aproximadamente 1 ng/Kg60
y se puede concluir que la ruta dérmica es poco importante. El Center for Disease
Control de Estados Unidos considera que un nivel de 1µ/kg de 2,3,7,8-TCDD en
suelos comienza a ser un nivel razonable para tomar medidas de control61.
10.10.4.3 Ingestión
Asumiendo niveles de pg/l para la 2,3,7,8-TCDD en agua potable y una ingestión
de un litro al día, la entrada a través de esta ruta podría contribuir en menos de un
2 o 3% a los niveles totales de 2,3,7,8-TCDD. Aunque 1 pg/l parece
extremadamente bajo este valor debe observarse en el contexto de la toxicidad
relativa de la 2,3,7,8-TCDD y su bioacumulación por los organismos acuáticos
que posteriormente consumen los humanos. Los factores de bioconcentración
para las PCDDs del agua a los peces son del orden de 1000-1000062. Por
consiguiente 1 pg/l en agua puede significar 10 ng/kg en peces valor que se
aproxima al límite legal para el consumo humano en algunos países. Esta
estimación de 10 ng/kg está basada en una entrada exclusiva a partir de agua. Si
se incluye la bioacumulación de la cadena alimenticia, un nivel significativo de
2,3,7,8-TCDD en agua debería estar probablemente por debajo de 1 pg/l desde el
punto de visto del consumo humano.
Si se eliminan la inhalación y el contacto dérmico como posibles rutas, se llega a
la conclusión que la principal vía de exposición PCDDs y PCDFs en humanos es
la ingestión. Aunque pueden encontrarse en la literatura muchos datos sueltos
sobre los PCDDs y PCDFs en alimentos, especialmente pescado, hasta el
momento hay pocos trabajos publicados en los que se haya llevado a cabo un
estudio completo de los niveles de PCDDs y PCDFs en elementos de la dieta total
humana63,64.
Ono y col.66 han estimado que aproximadamente el 45% de los TEQs en la dieta
japonesa proviene del pollo, cerdo y huevos y es debido fundamentalmente a los
altos niveles de H6CDDs que representan alrededor del 50% de los isómeros
2,3,7,8- sustituidos. Así mismo estos autores han estimado que aproximadamente
el 20% de los TEQs provienen de los aceites vegetales y el 20% del pescado.
En el estudio llevado a cabo por Beck y col.63 sobre niveles PCDDs y PCDFs en
los componentes de la dieta alemana, encontraron las mismas PCDDs y PCDFs
en tejidos humanos y en las grasas animales que analizaron. En frutas y
vegetales (manzanas, cerezas, lechuga, coliflor) no se encontraron dioxinas ni
furanos. Estos autores calcularon un valor de entrada media para la 2,3,7,8-TCDD
de 24 pg/día y 89-93 TEQ/día. Pescado, carne y productos lácteos contribuyeron
con porcentajes similares, de 25 al 36% a la ingestión diaria 2,3,7,8-TCDD y
TEQs.
554
Los niveles medios de 1,2,3,6,7,8-HCDD/1,2,3,7,8-PCDD/2,3,7,8-TCDD en tejidos
humanos están aproximadamente en la relación 13/3/1 respectivamente76,77. Esto
es comparable a la relación 19/5/1 en cenizas78 y 9/6/1 en emisiones gaseosas de
incineradores de residuos municipales67. Parece bastante improbable que el PCP
y los clorofenoles relacionados sean importantes fuentes primarias 1,2,3,7,8PCDD y 2,3,7,8-TCDD en humanos.
Los PCDFs identificados en tejidos humanos y leche son fundamentalmente
2,3,4,7,8-PCDF, tres de los cuatro posibles H6CDFs y en 1,2,3,4,6,7,8-H7CDF. El
OCDF difícilmente se encuentra siempre en muestras humanas, probablemente
porque aparece a bajos niveles en todas las fuentes primarias. Se puede intentar
concluir que la combustión es la única fuente en humanos, en base a la
similitudes
en
las
abundancias
relativas
de
los
isómeros
1,2,3,4,7,8/1,2,3,6,7,8/2,3,4,6,7,8-H6CDF en cenizas, leche de vaca y leche
humana79.
No obstante, el hecho de que los individuos de China y el norte de Vietnam
tengan niveles de PCDDs y PCDFs que son 10 o mas veces inferiores a los de
individuos de países desarrollados y el sur de Vietnam82,83 sugiere que las
principales fuentes de PCDDs y PCDFs se identifican con las regiones mas
industrializadas. Aunque las fuentes de combustión están presentes en todos los
países, la incineración de residuos con un alto contenido en cloro (cloruro de
polivinilo), empleo de gasolina con plomo, etc. es probablemente más alto en
áreas industrializadas, lo que contribuye a explicar la observación expuesta
previamente.
555
Bibliografia
14.
Poiger, H. and Schlatter, C. Chemosphere, 15 (1986) 19489
20. Vos, J.G. and Luster, M.I In: Halogenated Biphenyls, Terphenyls,
Naphthalenes, Dibenzodioxins and Related Products, Eds. Kimbrough,
R. And A. Jensen, p. 295, Elsevier, Amsterdam, 1989
21. Rogan, W.J., Gladen, B.C., McKinney, J.D., Carreras, N. Hardy, P.,
Thullen, J., Tingelstad, J. and Tully, M., Journal of Pediatrics, 109 (1986)
335
24.
Gladen, B.C., Taylor, J.S., Wu, Y.C., Ragan, N.B., Rogan, W.J., and
Hsu, C.C., British Journal of Dermatology, 122 (1990) 799
25.
Ryan, J.J., Gasiewicz, T.A. and J.F. Brown Jr., Journal of Applied
Toxicology, 16, 89 (1990) 2017
26.
Langhorst, M.L. and Shadoff, L.A., Anal. Chem. 52 (1980) 2037
27.
Baughman, R. And Meselson, R., Environ. Health Perspect, 5 (19873) 27
28.
Baughman, R.W. 1974. Thesis, Harvard University, USA
29.
Rappe, C., Bergqvist, P.-A., Hansson, M., Kjeller, L.-O., Lindstrom, G.,
Marklund, S. and Nygren, M. 1984. In: Biological mechanisms of dioxin
action, Banbury Report 18, Poland, A. and Kinbrough, R.D. eds., Cold
Spring Harbor, NY, CSH Press
30.
Nygren, M., Rappe, C., Lindstom, G., Hansson, M., Bergqvist, P.-A,
Marklund, S., Domellof, L., Hardell, C. and Olsson, M. In: Chlorinated
Dioxins and Dibenzofurans in Perspective, Rappe, C., Choudhary, G.
And Keith, L.H., eds. Chelsea, Michigan, Lewis Publishers, 1986
31.
Beck, H., Eckart, K., Kellert, M., Matthar, W., Ruehl, Ch.-S and
Wittkowski, R., Environ. Health Perspect., 5 (1987) 27
32.
Fuerst, P., Meemken, H.-A and Groebel, W., Chemosphere, 5 (1986)
1977
33.
Fuerst, P., Meemken, H.-A.,
Chemosphere, 16 (1987) 1983
Krueger,
Chr.
and
Groebel,
W.,
34. Van den Berg. M., Van der Wielsen, F.W.M and olie, K., Chemosphere,
15 (1986) 693
556
35. Beck, H., Eckart, K., Matthar, W. And Wittkowski, R., Chemosphere,
(1989) 1063
18
36.
Schecter, A., Ryan, J.J. and Constable, J.D., Chemosphere, 16 (1987)
2003
37.
Gasiewicz, G., Toxicol. Appl. Pharmacol, 51 (1987) 329
39.
Miyata, H., Fukishima, S., Kashimoto, T. and Kunita, N., Food Hyg.
Soc. Jpn. J., 18 (1977) 260
40.
Ryan, J.J., Willians, D.T., Lau, B.P.-Y. and Sakuma, T. In: Chlorinated
Dioxins and Dibenzofurans in the Total Envionment II, Keith, L.H,
Rappe, C. and Choudhary, G., eds., Boston, Butterworth, 1985
41.
Gross, M.L., Lay, J.O., Lyon, P.A. Jr., Llippstreu, D., Kangas, N.,
Harless, R.L., Taylor, S.E. and Dupuy, A.E. Jr., Environ. Res., 33
(1984) 261
42.
Schecter, A., Tiernan, T.O., Taylor, M.L., Van Ness, G.F., Garrett, J,H.,
Wagel, D.J., Gitlitz, G. and Bogdasarian, M. In: Chlorinated Dioxins
and Dibenzofurans in the Total Environment II, Keith, L.J., Rappe, C.
and Choudhary, G., eds., Boston, Butterworth, 1985
43.
Graham , M., Hileman, F., Kirk, D., Wendling, J. and Wilson, J.,
Chemosphere, 14 (1985) 925
44.
Rappe, C., Bergqvist, P.-A Hansson, M., Kjeller, L.-O., Lindstrom, G.,
Marklund, S. and Nygren, M. In: Biological mechanisms of dioxin
action, Banbury Report 18, Poland, A. and Kimbrough, R.D., eds, Cold
Spring Harbor, NY, CSH Press 1984
45.
Ryan, J.J., Lizotte, R. and Lau, B.P.-Y, Chemosphere, 14 (1985) 697
46.
Schecter, A., Ryan, J.J., Lizotte, R., Sun, W.-F., Miller, L., Gitlitz, G.
and Bogdasarian , M., Chemosphere, 14 (1985) 933
53.
Rappe, C. and Kjeller, L.-O., Chemosphere, 16 (1987) 1775
54.
Travis, C.C. and Hattemer-Frey, H.A., Chemosphere, 16 (1987) 2331
56.
Connett P. and Webster, T., Chemosphere, 16 (1987) 2079
557
57.
Eckrich, W. 1986. Sixth International Symposium on Chlorinated
Dioxins and Related Compounds, Sept. 16-19, Fukuoka, Japan,
Number CL20
59.
Kleopfer, R.D., Chemosphere, 14 (1985) 739
60.
Nestrick, T.J., Lamparski L.L., Frawley, N.N., Hummel, R.S., Kocher,
C.W., Mahle, N.H., McCoy, J.W., Miller, D.L., Peters, T.L., Pillepich,
J.L., Smitch, W.E. and Tobey, S.W., Chemosphere, 15 (1986) 1453
61.
Kimbrough R.D., Falk, H. and Stehr, P. J. Toxicol. Environ. Health, 14
(1984) 47
62.
Muir, D.C.G., Marshall, W.K and Webster, G.R.B., Chemosphere, 14
(1985) 829
63.
Beck, H., Eckart, K., Mathar, W. and Wittkowski, R. Chemosphere, 18
(1989) 417
64.
Ono, M., Wakimoto, T., Tatsukawa, R. and Masuda, Y., Chemosphere,
18 (1989) 629
66.
Ono, M., Wakimoto, T., Tatsukawa, R. and Masuda, Y., Chemosphere,
16 (1987) 1823
67.
Hagenmaier, H., Kraft, M., Jager, W., Mayer, U., Lutzke, K. and Siegel,
D., Chemosphere, 15 (1986) 11
76. Rappe, C., Nygren, M., Lindstrom, G. and Hansson, M., Chemosphere,
15 (1986) 1635
77.
Ryan, J.K., Lizotte, R. and Lau, B.P.- Y., Chemosphere, 14 (1985) 697
78.
Van den Berg, M., de Vroon, E. and Olie, K., Chemosphere, 15 (1986)
519
79.
Rappe, C., Nygren, M., Lindstom, G., Buser, H. –R., Blaser, O.O. and
Wuthrich, C., Environ. Sci. Technol. 21 (1987) 964
82. Ryan, J.J., Schecter, A., Masuda, Y. and Kikuchi, M., Chemosphere,
(1987) 2017
83.
16
Schecter, A., Ryan, J.J., Gross, M., Weerasinghe, N.C.A. and
Constable, J.D. In: Chlorinated Dioxins and Dibenzofurans in
Perspective, Rappe, C., Choudhary, G. and Keith, L.H., eds. Chelsea,
Michigan, Lewis Publishers, 1986
558
ANEXO 2
EFECTOS DE LA INCINERACION EN LA SALUD
559
560
EFECTOS DE LA INCINERACION EN LA SALUD
Una incineradora es un horno para quemar todo tipo de basura. A pesar de las
protestas en contrario de las empresas constructoras, se queman muchos
desechos reciclables. Una de las razones es que la materia orgánica, rica en
agua, arde mal, por lo que se necesitan materiales como plástico o madera para
mantener la combustión a altas temperaturas que necesitan esas instalaciones.
Otra es que debido a su enorme coste la incineradora necesita alimentarse con
una cantidad mínima dada de basura para que resulte rentable. Estas plantas
están dotadas de una serie de filtros y mecanismos para buscar las condiciones
en que las emisiones perjudiciales para la salud sean mínimas, pero hay que
tener en cuenta que el malfuncionamiento de equipos, errores en las operaciones
manuales, reducciones en el coste económico y el mantenimiento o limpieza
inadecuadas aumentan las emisiones tóxicas ambientales más allá de los niveles
teóricos y de los permitidos por las autoridades competentes, a veces en gran
medida (1, 2, 3, 4, 5, 6).
Citando el artículo de Rowat: “Sumario de problemas potenciales con la
incineración existente y prevista, incluyendo:
•
•
•
•
•
•
•
•
falta de datos de toxicidad sobre las emisiones orgánicas no identificadas;
inevitabilidad de emisiones peligrosas de metales como partículas y
volátiles;
manipulación ineficiente de la masa, resultando en cantidades
desconocidas de emisiones aumentadas;
formación en la masa de dioxinas y furanos muy tóxicos, especialmente en
condiciones ineficientes, y su acumulación en el medio ambiente y tejidos
humanos;
falta de técnicas adecuadas de eliminación para las cenizas volátiles y el
agua de limpieza de la incineradora;
contribución de los gases emitidos como NO2, SO2 y ClH al “smog”
(neblinas tóxicas), lluvia ácida y a la formación de ozono, y a los efectos
deletéreos de los mismos sobre el sistema respiratorio;
efectos y acumulación en los tejidos humanos de otros productos
orgánicos emitidos como benceno, tolueno, bifenilos policlorados, alcanos
(butano, metano, propano...), alcoholes y fenoles;
falta de control de contaminación y equipamiento de monitorización
eficiente en tiempo real en las instalaciones existentes.
561
Se discute la incapacidad de los cuerpos reguladores históricamente para
asegurar el cumplimiento de los niveles permitidos de emisión” (4). Hay además
muchos casos no recogidos en bibliografía científica, como el de Andorra, con
una incineradora que cerró su gobierno el año 2001 por emisiones tóxicas de más
de mil veces lo permitido por la legislación. Algo similar pasó en Albertville,
Francia, con tres personas encausadas y pérdidas millonarias, y podría pasar en
Valdemingómez, Madrid, con una denuncia de la Fiscalía del Medio Ambiente por
superar sus emisiones tóxicas lo permitido en 1480 veces y encontrarse
concentraciones muy altas y crecientes cada año de metales pesados en las aves
en 5 km alrededor de la planta. En la página web del “Ministère de l’Ecologie et
du
Developpement
Durable”
francés
(http://www1.environnement.gouv.fr/article.php3?id_article=846)
figura
un
documento con las emisiones de dioxinas de las incineradoras de dicho país, que
como se observará, emiten con frecuencia dosis superiores a las permitidas (hay
que tener encuenta que la dosis tóxica es enormemente pequeña, como se verá).
Principales sustancias producidas por una incineradora
Fundamentalmente, hay tres fracciones: cenizas, escorias y gases emitidos por la
chimenea. Las dos primeras son residuos tóxicos con contenidos muy altos en
dioxinas y metales pesados que deben llevarse a vertederos tóxicos, que a la
larga serán contaminantes (5). Los gases emitidos por la chimenea contienen las
siguientes sustancias:
Materia particulada o micropartículas: el campo más investigado actualmente.
Las partículas más finas, “respirables”, en particular aquellas con tamaño menor
de 0.1µm, denominadas ultrafinas, resultan lesivas para la salud humana, y se
relacionan con enfermedades del aparato respiratorio como asma e incremento
de mortalidad prematura por enfermedades respiratorias y cardíacas. Las
partículas respirables son lo suficientemente pequeñas para ser inhaladas hasta
los alveolos pulmonares, mientras que los mecanismos de protección del sistema
respiratorio se lo impiden a las de mayor diámetro. La mayoría de las que se
forman en los procesos de incineración en general, y de residuos en particular,
son ultrafinas y los filtros de las incineradoras son incapaces de retenerlas (5).
Son capaces de ligar moléculas como dioxinas, hidrocarburos policíclicos
aromáticos, ácido clorhídrico, llevándolas hasta el alveolo, y se ha demostrado
que tienen capacidad cancerígena: “Cada 10 microg/m3 de elevación de la
contaminación del aire por partículas finas se asoció con un aumento de
mortalidad aproximadamente del 4%, 6% y 8% por todas las causas,
cardiopulmonar y por cáncer de pulmón, respectivamente”. (7). Últimamente se ha
demostrado también (8) que tienen capacidad mutagénica heredable en animales
de experimentación. Esto ya se había comunicado en vegetales cercanos a una
incineradora: “Encontramos correlación positiva entre la distribución espacial de
las emisiones de la incineradora localizada en un área urbana y los eventos
562
mutagénicos medidos por el bioensayo de Tradescantia en filamentos de
estambre” (9).
Gases atmosféricos: óxidos de nitrógeno: el nítrico (NO), que es el
mayoritariamente liberado por las incineradoras, se oxida rápidamente a nitroso o
dióxido (NO2), que es el responsable de su toxicidad: 1) directamente cuando es
inhalado, por toxicidad directa sobre el sistema respiratorio; y 2) indirectamente
mediante la formación fotoquímica del ozono troposférico, contaminante
secundario con efectos respiratorios más graves que el mismo NO2. Puede
producir diversas patologías, dependiendo de su concentración: edema pulmonar,
neumonía, bronquiolitis obliterante, enfisema (6). Monóxido de carbono (CO):
produce envenenamiento a dosis altas por formación de carboxihemoglobina,
pero por su rápida dispersión en la atmósfera, en las incineradoras no constituye
un problema de salud pública tan importante como el de los restantes
contaminantes. Aerosoles ácidos: englobados en las micropartículas,
básicamente el SO4H2 derivado del SO2, en niños se asocian directamente con
efectos adversos sobre el aparato respiratorio (6). Anhídrido o dióxido carbónico
(CO2). Efecto invernadero (6). En general su aumento se relaciona con aumento
de la mortalidad.
Metales: Cadmio, plomo, mercurio, cromo, arsénico y berilio. Los efectos
adversos en la salud humana de las concentraciones emitidas por las chimeneas
de las incineradoras son inciertos. Debido a la mejora en las tecnologías, los
niveles de metales pesados que se liberan, a excepción del mercurio, han
disminuido considerablemente en la última década. No obstante, su toxicidad es
muy grande, y como ocurre con las dioxinas, una reducción de los niveles de
metales pesados en los gases de chimenea, implica el correspondiente aumento
de estos niveles en las cenizas, que en último término contaminarán el medio
ambiente donde se depositen (5).
Dioxinas, furanos y policlorobifenilos: los dos primeros consisten en dos
anillos aromáticos clorados o bromados, unidos por puentes oxígeno. Los últimos
tienen una estructura similar, pero sin puentes oxígeno. No existen en la
naturaleza, salvo por incendios forestales o erupciones volcánicas. Se forman en
procesos de combustión por debajo de 800º. Se destruyen por encima de esa
temperatura, pero al enfriarse se vuelven a sintetizar. Hay una gran cantidad de
compuestos de cada clase, sólo algunos son tóxicos, pero en palabras de la
Organización Mundial de la Salud: «las dioxinas son “delincuentes de repetición”
para el medio ambiente. Tienen la dudosa distinción de pertenecer al “club de la
docena sucia” – grupo especial de peligrosos productos químicos conocidos
como contaminantes orgánicos persistentes. Una vez que las dioxinas han
entrado en el medio ambiente o en el cuerpo se quedan allí, debido a su extraña
capacidad para disolverse en grasas y su estabilidad química, sólida como roca.
Su vida media en el cuerpo es, como promedio, de siete años. En el medio, las
dioxinas tienden a acumularse en la cadena alimentaria. Cuanto más arriba se va
563
en la cadena alimentaria, mayor es la concentración de dioxinas. La exposición a
corto plazo de las personas a altos niveles de dioxinas puede resultar en lesiones
de la piel, como cloracné y oscurecimiento parcheado de la piel, así como
alteración de la función del hígado... Basándose en datos epidemiológicos
humanos, la dioxina (TCDD) fue categorizada por la IARC (Agencia Internacional
para el Estudio del Cáncer) como carcinógeno humano conocido. Las dioxinas
son productos no deseados de una amplia gama de procesos industriales. En
términos de emisión de dioxinas al medio, las incineradoras de residuos sólidos
son los peores culpables. No se eliminan fácilmente sin contaminación del medio
ambiente y las poblaciones humanas. Los fetos son los más sensibles a la
exposición a dioxinas. Los recién nacidos pueden ser también más vulnerables a
ciertos efectos».(10) «Otras dioxinas y furanos, como 1,2,3,7,8-PeCDD, 2,3,4,7,8PeCDF y 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD, se ha demostrado que son también potentes
promotores de tumores» (11). «En las personas, tras consumo accidental de
alimentos contaminados con policlorobifenilos, se ha observado cloracné y otros
efectos en la piel, efectos en el hígado, bronquitis crónica, inmunosupresión,
efectos hormonales, neuropatías y efectos en niños nacidos de madres
expuestas, como prematuridad, efectos endocrinológicos y neuroconductuales
(retraso de maduración autonómica del neonato, peor desarrollo cognitivo en la
infancia) y defectos de audición» (11). Recientes trabajos confirman estos datos
(12). La OMS viene reduciendo desde 1990 la ingesta diaria tolerable (TDI), cuya
última revisión quedó en 2,3 pg TEQ/kg/d). TEQ (Toxic Equivalency) es una
convención para homogeneizar las dosis tóxicas de las dioxinas, asignándose la
unidad a la TCDD. Obsérvese que la dosis debe darse por kg de peso corporal.
Los ciudadanos del Estado español ingieren un promedio de estos compuestos
superior a la ingesta diaria tolerable recomendada por la OMS (6, 10, 11, 13).
Hidrocarburos policíclicos aromáticos (PAH): los benzopirenos, productos de
la combustión del papel, son los principales responsables del cáncer de pulmón
debido al tabaco. También producen alteraciones hematológicas (anemia
aplásica) y dermatológicas. Con ellos se han observado los efectos mutagénicos
antes citados (6,8).
Productos desconocidos. Numerosos. Se estima que pueden ser tan tóxicos
como los conocidos (EPA, Agencia de Protección del Medio Ambiente de Estados
Unidos) (14).
El Consejo Nacional de Investigación (National Research Council) 2000,
institución de la Academia Nacional de Ciencias que se estableció para asesorar
al gobierno de Estados Unidos, asevera lo siguiente: “Los contaminantes
procedentes de una planta incineradora se dispersan en el aire, por lo que la
población cercana a la planta se expone directamente por inhalación, o
indirectamente al consumir comida o agua contaminada por las sustancias que se
depositan en el suelo, la vegetación y el agua. Los efectos potenciales de metales
y otros contaminantes persistentes en el medio ambiente, se extienden más allá
del área donde se sitúa la incineradora.
564
Los contaminantes persistentes pueden transportarse a grandes distancias de la
fuente de emisión, y sufrir transformaciones físicas y químicas, pasando
numerosas veces al suelo, al agua o a los alimentos.” (15).
Principales riesgos de salud documentados en población que vive alrededor
de incineradoras y/o trabajadores de las mismas
Tumores malignos:
Todos los cánceres combinados, estómago, colorrectal, hepático y pulmonar (16,
17, 18, 19, 20, 40). Los dos primeros son un estudio británico que después de
encontrar esos datos con mayor frecuencia según cercanía a incineradoras,
concluye que la mayoría se explica por el bajo nivel socioeconómico de la
población que rodea estas industrias, cosa sorprendente dado que el estudio
abarca 70 incineradoras a lo largo y ancho del Reino Unido y durante bastantes
años: “Había una disminución significativa (P<0.05) de riesgo con la distancia
desde las incineradoras para todos los cánceres combinados, estómago,
colorrectal, hepático y pulmonar. Entre estos cánceres en la segunda etapa, el
exceso de 0 á 1 km abarcó desde 37% para cáncer de hígado (0.95 casos en
exceso /100 000 por año), hasta 5% para el cáncer colorrectal. Había datos de
factores de confusión cerca de las incineradoras, lo que parece ser una
explicación probable para todos los cánceres, estómago y pulmón, así como para
al menos parte del exceso de cáncer hepático”. El grupo de la Universidad Rovira
i Virgili de Tarragona, claramente favorable a este tipo de tratamiento de basuras,
calcula sin embargo el aumento medio de riesgo cancerígeno por vivir cerca de
una incineradora en 7.90/100 000 en la vida (entendida como período de 70 años)
(19). Yoshida et al en Japón lo calculan en 6.9/ 10 000, el doble que en la
población normal (39). En un trabajo de 1997 desarrollado en Trieste por la
Universidad de Florencia, encuentran que “El riesgo de cáncer de pulmón estaba
altamente relacionado al centro de la ciudad... y a la incineradora (p = 0.0098),
con un exceso de riesgo relativo de 6.7 en la fuente (incineradora) y una
disminución muy abrupta“ (40).
Sarcomas de tejidos blandos y linfomas (18, 20, 21, 22, 23). Revisión italiana: “Se
encuentren asociaciones significativas exposición-enfermedad en dos tercios de
los trabajos sobre cáncer (cáncer de pulmón y laringe, linfoma no hodgkiniano)”
(20). Grupo de la Facultad de Medicina de Besançon: “nuestros resultados
abonan la hipótesis de que las dioxinas del medio ambiente aumentan el riesgo
de linfoma no hodgkiniano entre la población residente en las cercanías de una
incineradora municipal de residuos sólidos” (21). Instituto Nacional de Salud
italiano: “el estudio muestra un aumento significativo de riesgo de sarcomas de
tejidos blandos asociado con la residencia en un área de 2 km alrededor de una
incineradora de residuos industriales. Odds-ratio = 31.4 (I.C. 95% 5.6-176.1)”.
Cáncer y leucemias infantiles (18, 24). Estudio de Knox en todo el Reino Unido:
“Los riesgos relativos dentro de los 5 km alrededor de estas localizaciones fueron
de aproximadamente 2 a 1. Las incineradoras de los hospitales dieron unos
565
resultados análogos. Los riesgos relativos excedieron grandemente a los hallados
alrededor de las localizaciones urbanas de “no-combustión”.
Cáncer de mama para mujeres con determinada dotación genética: Centro de
Investigación en Cancerología de Montpellier, Francia: “Las mujeres que tenían el
alelo Val CYP1B1 y que habían vivido cerca de una incineradora de basuras
durante más de 10 años tenían un riesgo mayor de cáncer de mama que las que
nunca se habían expuesto (OR = 3.26, I. C. 95% = 1.20-8.84). (25).
Cáncer laríngeo en varones (26).
Transmisión de riesgo por alimentación (27, 28, 29). En 1997 el Instituto de
Productos Lácteos de Asturias llevó a cabo una investigación comparando leche
de vacas de varias granjas en España y una serie de muestras de leche
pasteurizada. El resultado fue que: “la leche de cerca de la incineradora de
basuras exhibió los niveles más altos de PCDD/F (dioxinas/furanos)” (28).
Estudio de la Universidad de Taiwan de 2002: “Concluimos que deberían tenerse
en cuenta las transmisiones de riesgo entre incineradoras por medio de rutas de
consumo de alimentos al evaluar riesgos de salud asociados con dioxinas
emitidas por incineradoras en Taiwan” (29).
Malformaciones congénitas:
Labio leporino y paladar hendido (30, 31). El departamento de Neonatología de la
Universidad de Ámsterdam publicó en el 2000 un estudio sobre una incineradora
en los años 60 en aquella ciudad. Encontraron que: “Parece muy probable que
exista relación entre la incineración libre de productos químicos y el aumento local
de hendiduras orofaciales” (30). Aumento que fue hasta del 700%. En 2004 la
Universidad de Rennes (Francia) estudió las malformaciones congénitas en
poblaciones cercanas a incineradoras. Encontró que: “las hendiduras faciales y
displasia renal eran más frecuente en las comunidades expuestas” (31). Creen
que el tráfico rodado también podría explicar estas alteraciones, las cuales, en
todo caso, atribuyen a las incineradoras antiguas y la contaminación persistente
que han dejado.
Anomalías congénitas letales, en particular espina bífida, defectos cardíacos,
mortinato y anencefalia (18, 20). El año 2003 investigadores de las universidades
de Newcastle y Liverpool realizaron una triple investigación sobre malformaciones
congénitas en la región de Cumbria (noroeste de Inglaterra), en la que había
abundantes incineradoras e industria. Una en núcleos industriales peligrosos (41),
encontrando un aumento significativo de riesgo por malformaciones congénitas
cardíacas letales que podía ser debido al azar. La segunda alrededor de
vertederos (42), hallando un aumento pequeño, pero significativo de riesgo de
muerte por anomalías del sistema nervioso, concordante con los hallazgos de
otros investigadores, pero no podía descartarse que fuera debido al azar. La
tercera fue alrededor de incineradoras y crematorios (32). Sus hallazgos:
“Después de ajustar por clase social, año de nacimiento, orden de nacimiento y
566
nacimientos múltiples, existía un riesgo aumentado de anomalías letales
congénitas, en particular espina bífida (odds ratio 1.17, 95% I. C.: 1.07 - 1.28) y
defectos cardíacos (odds ratio 1.12, 95% I. C. : 1.03 - 1.22) alrededor de
incineradoras, y aumento de riesgo de mortinato (odds ratio 1.04, 95% I. C.: 1.01 1.07) y anencefalia (odds ratio 1.05, 95% I. C.: 1.00 - 1.10) alrededor de
crematorios”, aunque no se podía inferir un efecto causal.
Alteraciones hormonales en niños:
hormonas sexuales Estudio del 2001 por la Universidad de Lovaina en Amberes.
“Los niños que vivían cerca de las incineradoras de basuras maduraban
sexualmente a mayor edad que otros, y el volumen testicular era menor en los
chicos de esos barrios que en controles” (33). En el año 2003, en la Universidad
de SungKyunKwan en Corea, encontraron que “los niveles de TEQ (dioxinas) en
los residuos de las incineradoras y las actividades antiestrogénicas estuvieron en
buena correlación, sugiriendo con fuerza que las potentes emisiones tóxicas eran
realmente producidas por las semi-incineradoras de basuras de las escuelas y
podían causar la antiestrogenicidad” (34).
hormonas tiroideas (20, 35, 36). Estudio de 1998 en la región alemana de Essen:
“Nuestros resultados sugieren que los niños expuestos a incineradoras de
residuos tóxicos en su medio ambiente tienen niveles más bajos de tiroxina y
triyodotironina”. Al año siguiente, los mismos investigadores publican que estas
alteraciones pueden deberse a los policlorobife-nilos y a metales pesados,
concretamente plomo, cadmio y mercurio. (35, 36).
Aumento de mortalidad general: (37) Estudio japonés que encuentra aumento
de mortalidad alrededor de las incineradoras, pero descarta que sea debida a
éstas tras ajustar por nivel socioeconómico. Extraño también dadas la ausencia
de bolsas de pobreza y alta esperanza de vida, la mayor del mundo con
diferencia, en aquel país.
Trastornos pulmonares: (38). Estudio de 2003 de la Universidad Claude
Bernard de Lyon en trabajadores de incineradoras: “Se observó relación
significativa entre la exposición y la disminución de varios parámetros
pulmonares”.
Conclusión
“Es desaconsejable comprometerse en la construcción de nuevas incineradoras
con los conocimientos y condiciones actuales” (4).
567
BIBLIOGRAFÍA
De Fre R, Wevers M. Underestimation in dioxin inventories. Organohalogen
Compounds 1998; 36: 17-20.
Reinmann J, Rentschler W, Becker E. New results and features of the continuous
dioxin/furan monitoring system Amesa. Organohalogen Compounds 2001; 50, sin
paginar.
Reinmann J. Results of one year continuous monitoring of the PCDD/PCDF
emissions of waste incinerators in the Walloon region of Belgium with Amesa.
Organohalogen Compounds 2002; 59: 77-80.
Rowat SC, Incinerator toxic emissions: a brief summary of human health effects
with a note on regulatory control. Med Hypotheses. 1999 May;52(5):389-96.
Erratum in: Med Hypotheses 2000 Feb;54(2):342.
Allsopp M, Costner P, Johnston P. Incineration and human health. State of
knowledge of the impacts of waste incinerators on human health. Environ Sci
Pollut Res Int. 2001;8(2):141-5.
J A Ortega García, J Ferrís i Tortajada, J A López Andreu, J García i Castell, A
Cánovas Conesa ,O Berbel Tornero, A Ortí Martín, V Ferrís i García, B Beseler
Soto y E Andreu Alapont. El pediatra y la incineración de residuos sólidos.
Conceptos básicos y efectos adversos en la salud humana. Rev Esp Pediatr
2001;57(6):473-490.
Pope CA 3rd, Burnett RT, Thun MJ, Calle EE, Krewski D, Ito K, Thurston GD.
Lung cancer, cardiopulmonary mortality, and long-term exposure to fine particulate
air pollution. JAMA. 2002 Mar 6;287(9):1132-41.
Samet J M, DeMarini D M, Malling H V. Do Airborne Particles Induce Heritable
Mutations? Science, May 2004; 304 (5673): 971-972.
Ferreira MI, Petrenko H, Lobo DJ, Rodrigues GS, Moreira A, Saldiva PH. In situ
monitoring of the mutagenic effects of the gaseous emissions of a solid waste
incinerator in metropolitan Sao Paulo, Brazil, using the Tradescantia stamen-hair
assay. J Air Waste Manag Assoc. 2000 Oct;50(10):1852-6.
World Health Organization. Fact sheet N°225. June 1999. Dioxins and their effects
on human health.
World Health Organization. Air Quality Guidelines-Second Edition. WHO Regional
Office, Copenhagen, Denmark, 2000.
Fierens S, Mairesse H, Hermans C, Bernard A, Eppe G, Focant JF, De Pauw E.
Dioxin accumulation in residents around incinerators. J Toxicol Environ Health A.
2003 Jul 25;66(14):1287-93.
Dioxins and Dioxin-like PCBs in the UK Environment. Consultation Document.
Department for Environment, Food and Rural Affairs. London, 2002.
USEPA. External peer review. Human health risk of waste combustion. P. 26.
may 12, 2000.
National Research Council (2000). Waste Incineration & Public Health. ISBN 0309-06371-X, Washington, D. C.
568
Elliott P, Shaddick G, Kleinschmidt I, Jolley D, Walls P, Beresford J, Grundy C.
Cancer incidence near municipal solid waste incinerators in Great Britain. Br J
Cancer. 1996 Mar;73 (5):702-10.
Elliott P, Eaton N, Shaddick G, Carter R. Cancer incidence near municipal solid
waste incinerators in Great Britain. Part 2: histopathological and case-note review
of primary liver cancer cases. Br J Cancer. 2000 Mar;82 (5):1103-6.
De Baere F, De Leeuw K. Report on the health impact of the MIWA-waste
incinerator in Sint-Niklaas. Sint-Niklaas, Belgium, 2001.
Schuhmacher M, Meneses M, Xifro A, Domingo JL. The use of Monte-Carlo
simulation techniques for risk assessment: study of a municipal waste incinerator.
Chemosphere. 2001 May-Jun;43(4-7):787-99.
Franchini M, Rial M, Buiatti E, Bianchi F. Health effects of exposure to waste
incinerator emissions: a review of epidemiological studies. Ann Ist Super Sanità
2004;40(1):101-115
Floret N, Mauny F, Challier B, Arveux P, Cahn JY, Viel JF. Dioxin emissions from
a solid waste incinerator and risk of non-Hodgkin lymphoma. Epidemiology. 2003
Jul;14(4):392-8.
Viel JF, Arveux P, Baverel J, Cahn JY. Soft-tissue sarcoma and non-Hodgkin'
s
lymphoma clusters around a municipal solid waste incinerator with high dioxin
emission levels. Am J Epidemiol. 2000 Jul 1;152(1):13-9.
Comba P, Ascoli V, Belli S, Benedetti M, Gatti L, Ricci P, Tieghi A. Risk of soft
tissue sarcomas and residence in the neighbourhood of an incinerator of industrial
wastes. Occup Environ Med. 2003 Sep;60(9):680-3.
Knox E. Childhood cancers, birthplaces, incinerators and landfill sites. Int J
Epidemiol. 2000 Jun;29(3):391-7.
Saintot M, Malaveille C, Hautefeuille A, Gerber M. Interaction between genetic
polymorphism of cytochrome P450-1B1 and environmental pollutants in breast
cancer risk. Eur J Cancer Prev. 2004 Feb;13(1):83-6.
Michelozzi P, Fusco D, Forastiere F, Ancona C, Dell’Orco V, Perucci C A. Small
area study of mortality among people living near multiple sources of air pollution.
Occup Environ Med 1998;55:611–615.
Nouwen J, Cornelis C, De Fre R, Wevers M, Viaene P, Mensink C, Patyn J,
Verschaeve L, Hooghe R, Maes A, Collier M, Schoeters G, Van Cleuvenbergen R,
Geuzens P. Health risk assessment of dioxin emissions from municipal waste
incinerators: the Neerlandquarter (Wilrijk, Belgium). Chemosphere. 2001 MayJun;43(4-7):909-23.
Ramos L, Eljarrat E, Hernandez LM, Alonso L, Rivera J, Gonzalez MJ. Levels of
PCDDs and PCDFs in farm cow'
s milk located near potential contaminant sources
in Asturias (Spain). Comparison with levels found in control, rural farms and
commercial pasteurized cow'
s milks. Chemosphere. 1997 Nov;35(10):2167-79.
Ma HW, Lai YL, Chan CC. Transfer of dioxin risk between nine major municipal
waste incinerators in Taiwan. Environ Int. 2002 Apr;28(1-2):103-10.
ten Tusscher GW, Stam GA, Koppe JG. Open chemical combustions resulting in a
local increased incidence of orofacial clefts. Chemosphere. 2000 May-Jun;40(911):1263-70.
569
Cordier S, Chevrier C, Robert-Gnansia E, Lorente C, Brula P, Hours M. Risk of
congenital anomalies in the vicinity of municipal solid waste incinerators. Occup
Environ Med. 2004 Jan;61(1):8-15.
Dummer TJ, Dickinson HO, Parker L. Adverse pregnancy outcomes around
incinerators and crematoriums in Cumbria, north west England, 1956-93. J
Epidemiol Community Health. 2003 Jun;57(6):456-61.
Staessen JA, Nawrot T, Hond ED, Thijs L, Fagard R, Hoppenbrouwers K, Koppen
G, Nelen V, Schoeters G, Vanderschueren D, Van Hecke E, Verschaeve L,
Vlietinck R, Roels HA. Renal function, cytogenetic measurements, and sexual
development in adolescents in relation to environmental pollutants: a feasibility
study of biomarkers. Lancet. 2001 May 26;357(9269):1660-9.
Oh SM, Ro KS, Chung KH. Induction of cytochrome P4501A and endocrine
disrupting effects of school incinerator residues. Environ Monit Asses, 2003
Mar;83(1):35-45.
Osius N, Karmaus W. [Thyroid hormone level in children in the area of a toxic
waste incinerator in South Essen]. Gesundheitswesen. 1998 Feb;60(2):107-12.
Osius N, Karmaus W, Kruse H, Witten J. Exposure to polychlorinated biphenyls
and levles of thyroid hormones in children. Environ Health Perspect 1999;
107(10):843-849.
Fukuda Y, Nakamura K, Takano T. Dioxins released from incineration plants and
mortality from major diseases: an analysis of statistical data by municipalities. J
Med Dent Sci. 2003 Dec;50(4):249-55.
Hours M, Anzivino-Viricel L, Maitre A, Perdrix A, Perrodin Y, Charbotel B, Bergeret
A. Morbidity among municipal waste incinerator workers: a cross-sectional study.
Int Arch Occup Environ Health. 2003 Jul;76(6):467-72. Epub 2003 May 23.
Yoshida K, Ikeda S, Nakanishi J. Assessment of human health risk of dioxins in
Japan. Chemosphere. 2000 Jan;40(2):177-85.
Biggeri A, Barbone F, Lagazio C, Bovenzi M, Stanta G. Air pollution and lung
cancer in Trieste, Italy: spatial analysis of risk as a function of distance from
sources. Environ Health Perspect. 1996 Jul;104(7):750-4.
Dummer TJ, Dickinson HO, Parker L. Prevalence of adverse pregnancy outcomes
around hazardous industrial sites in Cumbria, north-west England, 1950-93.
Paediatr Perinat Epidemiol. 2003 Jul;17(3):250-5.
Dummer TJ, Dickinson HO, Parker L. Adverse pregnancy outcomes near landfill
sites in Cumbria, northwest England, 1950--1993. Arch Environ Health. 2003
Nov;58(11):692-8.
570
ANEXO 3
571
ANÁLISIS CRÍTICO DEL PLAN INTEGRAL
DE GESTIÓN DE RESIDUOS URBANOS DE
GIPUZKOA 2002-2016 Y PROPUESTA
ALTERNATIVA AMBIENTALMENTE MÁS
RESPETUOSA
572
ANÁLISIS CRÍTICO DEL PLAN INTEGRAL DE GESTIÓN DE
RESIDUOS URBANOS DE GIPUZKOA 2002-2016 Y
PROPUESTA ALTERNATIVA AMBIENTALMENTE MÁS
RESPETUOSA
573
Del Libro Insisto, ¡soy verde!. Una alternativa a la Incineración de los Residuos en Gipuzkoa
Ed. Ezker Batua-Berdeak
Alfonso del Val
Octubre 2004
574
ANÁLISIS CRÍTICO DEL PLAN INTEGRAL DE GESTIÓN DE RESIDUOS
URBANOS DE GIPUZKOA 2002-2016 Y PROPUESTA ALTERNATIVA
AMBIENTALMENTE MÁS RESPETUOSA
ÍNDICE
Página
INTRODUCCIÓN................................................................................................................. 1
ANÁLISIS DEL PIGRUG
INTRODUCCIÓN..................................................................................................... 2
METODOLOGÍA DEL ANÁLISIS.......................................................................... 3
PRINCIPIO DE GESTIÓN SOSTENIBLE DE LOS RESIDUOS........................... 4
PRINCIPIO DE LA JERARQUÍA COMUNITARIA DE GESTIÓN...................... 6
PRINCIPIO DE GESTIÓN INTEGRADA............................................................... 7
PRINCIPIO DE PREVENCIÓN ............................................................................... 7
PRINCIPIO DE LA MAXIMIZACIÓN DE LA VALORACIÓN ........................... 9
PRINCIPIO DE LA MINIMIZACIÓN DEL VERTIDO.......................................... 9
PRINCIPIO DE LA AUTOSUFICIENCIA ............................................................ 10
PRINCIPIO DE PROXIMIDAD............................................................................. 10
PRINCIPIO DE SUBSIDIARIDAD ADMINISTRATIVA Y PRINCIPIO
DE TRANSPARENCIA DE PRECIOS ...................................................... 11
PRINCIPIO DE TRANSPARENCIA INFORMATIVA ........................................ 11
OBJETIVOS DE LA FUTURA GESTIÓN INTEGRADA DE11
RESIDUOS.................................................................................................. 11
12.1.
Objetivos de prevención, minimización y reutilización .................. 11
12.2.
Objetivos de reciclaje ...................................................................... 12
12.3.
Objetivos de compostaje.................................................................. 15
12.4.
Objetivo de incineración.................................................................. 19
CONCLUSIÓN ....................................................................................................... 23
575
II
PROPUESTA ALTERNATIVA
INTRODUCCIÓN................................................................................................... 24
PRINCIPIOS BÁSICOS DEL PLAN ..................................................................... 25
Principio de conservación de los recursos........................................................................... 25
Principio de valoración y tratamiento integrado de los residuos......................................... 26
Principio de preferencia del aprovechamiento de la materia
orgánica fermentable ....................................................................... 27
1.4.
Principio de evitación, reducción y reutilización de los residuos.... 28
1.5.
Principio de la importancia de la separación en origen y de la
recogida selectiva ............................................................................ 29
1.6.
Principio de la descentralización del tratamiento de los residuos ... 29
OBJETIVOS DEL PLAN
2.1.
Objetivos de evitación y de reducción............................................. 30
2.2.
Objetivo de reutilización ................................................................. 32
2.3.
Objetivo de reciclaje de residuos inertes ......................................... 35
2.4.
Objetivo de compostaje ................................................................... 37
LA BIOMETANIZACIÓN ..................................................................................... 42
BIBLIOGRAFÍA ..................................................................................................... 44
III
ANEXOS
EL VALOR DE LA MATERIA ORGÁNICA FERMENTABLE.
o
EL
COMPOSTAJE
o
RECOGIDA
SELECTIVA
FERMENTABLE
DE LOS R.S.U.
o
BIOMETANIZACIÓN
o
INCINERACIÓN
576
DE
MATERIA
ORGÁNICA
ANÁLISIS CRÍTICO DEL PLAN INTEGRAL DE GESTIÓN DE RESIDUOS
URBANOS DE GIPUZKOA 2002-2016 Y PROPUESTA ALTERNATIVA
AMBIENTALMENTE MÁS RESPETUOSA
Introducción
La elaboración de este trabajo pretende una doble finalidad. En primer lugar
desvelar aquellos aspectos contradictorios y de escasa aceptación por razones
no sólo ambientales, sino también sociales y económicas que contiene el “Plan
integral de gestión de residuos urbanos de Gipuzkoa 2002-2016" (PIGRUG).
En segundo lugar, y sobre la base de lo anterior, se exponen las líneas maestras
de lo que, a juicio no sólo del autor sino de un conjunto más amplio de personas
interesadas en una gestión más ecológica de los residuos, debería ser una
estrategia más coherente para gestionar los residuos sólidos urbanos de
Gipuzkoa.
Es obligado el agradecimiento a todas las personas, de diferentes ámbitos y
lugares, que han colaborado de forma totalmente altruista, aportando información
y opiniones para el mejor resultado de este trabajo. Este agradecimiento debería
ser doble, del autor de este trabajo, y del conjunto de la sociedad guipuzkoana,
pues el deseo de estos colaboradores, algunos con niveles de conocimiento de
estas materias muy elevados, ha sido básicamente, poder contribuir al desarrollo
de una gestión de los residuos más racional, tanto en términos ecológicos como
económicos y sociales.
Con su edición, este trabajo pretende, ante todo, servir de apoyo a aquellos
planteamientos y programas de actuación que contiene el PIGRUG y que se
consideran acertadas para Gipuzkoa y aportar las críticas razonadas a aquellos
otros que no se consideran adecuados, complementando este análisis crítico con
una propuesta alternativa ambientalmente más respetuosa. Este libro se concibe
así como una herramienta para el debate de nuevas opciones de gestión de los
residuos de Gipuzkoa a determinar por los ciudadanos y sus instituciones
públicas.
577
Alfonso del Val
578
•
ANÁLISIS CRÍTICO DEL PIGRUG
Introducción
Este plan, por su extensión, presentación y promoción, constituye, casi con
seguridad, el esfuerzo mayor que hasta ahora se ha hecho por institución alguna
del Estado español para dar a conocer un modelo de gestión de sus residuos
para un territorio que no alcanza los 2.000 Km2. El material gráfico y electrónico
que se ofrece para su conocimiento y aceptación es lo primero que sorprende.
Un texto básico de 316 págs. Dividido en 30 capítulos que abarcan todos los
aspectos a tener en cuenta para elaborar un plan de gestión de residuos, al cual
se le añaden 11 Anexos en los que se profundiza en otros tantos aspectos. Todo
ello en español, euskera, francés e inglés.
Un documento gráfico, lujosamente impreso y presentado en el que se muestra el
Plan rodeado de las
bondades ecológicas, económicas y sociales. A este
documento, en español y euskera, se acompaña de un vídeo en la misma línea.
El documento gráfico se suministra con el texto básico del Plan (sin los Anexos),
un resumen y el video.
El objetivo que pretenden alcanzar estos dos documentos divulgativos (libro y
video), no parece ser otro que convencer al que los vea de las ventajas del
PIGRUG que, por la habilidad con la que se exponen, pueden ser con facilidad
aceptadas como tales.
Es evidente que los diferentes autores del Plan Integral, han estudiado con cierta
profundidad la mayoría de los asuntos contenidos en el mismo. Sin embargo no
ha sido así, en los asuntos clave: necesidad de materia orgánica de los suelos y
posibilidades de aplicación del compost, oportunidad de la recogida selectiva R.S.
de la fracción orgánica fermentable municipal (FORM) e inconvenientes
ambientales y económicos de la incineración.
El PIGRUG ofrece, en su contenido, un marcado desequilibrio entre declaraciones
579
de principios, todas muy correctas y bien elaboradas según la doctrina de la UE, y
los pobres objetivos concretos que en relación a lo propuesto en abstracto, nos
ofrece, máxime en un horizonte tan alejado como es 2016, año en el que
probablemente estos objetivos, de cumplirse estrictamente, situarían a Gipuzkoa
a la cola de los territorios europeos en gestión de residuos.
Los objetivos que propone el PIGRUG para 2016 en su conjunto, representan no
sólo un quedarse atrás respecto a lo que será obligatorio y alcanzado en la
mayoría de la UE en esa fecha, sino que ya lo son respecto a realidades
concretas tanto europeas como españolas. Los redactores del PIGRUG se han
acercado a estas realidades (viajes a Alemania, Cataluña,...), pero de la
observación de las mismas han deducido su escasa validez para Gipuzkoa.
Este último comentario lleva finalmente a preguntarse si no se ha partido de un
pre-juicio antes de estudiar y ver diferentes opciones y realidades, prejuicio que
podría tener su origen en la decisión previa de optar por la incineración antes de
analizar sin prejuicios todas las opciones y realidades que se nos ofrecen.
En las líneas siguientes se procura explicar sobre aspectos concretos, estas
hipótesis.
1.-
METODOLOGÍA DEL ANÁLISIS DEL PIGRUG
La lectura crítica del PIGRUG se ha realizado sobre la base de los mismos
principios que el propio Plan contiene, enunciados reiteradamente y a los que
dedica considerable atención y espacio.
Se puede afirmar con total rigurosidad que se aceptan totalmente Los principios
estratégicos del Plan (Capítulo 4 pág. 56).
Sin embargo es en la interpretación y correspondiente aplicación concreta a
Gipuzkoa en la que se han encontrado las diferencias.
580
Se estructura, por tanto, el análisis del PIGRUG estudiando cada uno de estos
principios en la forma en que se han traducido en objetivos concretos del Plan.
Por su importancia estratégica y mayor complejidad, se han elaborado cuatro
anexos a los que el lector puede acudir para encontrar una información y
explicación de cada tema, evitando así alargar y hacer más ardua la lectura del
texto principal.
Estos anexos están dedicados, en primer lugar, a la importancia y necesidad de
materia orgánica en los suelos y como consecuencia de ello, la elaboración de
compost; la situación de la recogida selectiva de la materia orgánica fermentable,
en segundo lugar. El proceso de biometanización y los sistemas y plantas
existentes en España; y por último, el anexo 4 se dedica al análisis de los riesgos,
costes y rendimientos de la incineración.
2.-
PRINCIPIO DE GESTIÓN SOSTENIBLE DE LOS RESIDUOS
En la definición de desarrollo sostenible se afirma que ello implica, entre otras
cuestiones, una gestión de los recursos no renovables tal que tienda a reducir el
consumo de materiales y energía por unidad de producto producido, tratando así
de desmaterializar la economía y haciendo que el crecimiento económico no vaya
indefectiblemente ligado a un mayor consumo específico de recursos por unidad
de riqueza producida.
En consecuencia con esta definición, concluye señalando que El Plan Integral
hace suyas estas consideraciones y se marca como horizonte una gestión de los
residuos en Gipuzkoa orientada a la sostenibilidad, tratando de prevenir al
máximo su generación, de valorizar al máximo los recursos que contengan una
vez generados y de verter el mínimo posible y siempre con las máximas garantías
medioambientales.
Las observaciones críticas son las siguientes:
581
-
El Plan no considera la totalidad de los residuos de Gipuzkoa, aspecto
imprescindible al abordar el problema del agotamiento de los recursos.
Desde un punto de vista ambiental, se pueden dividir los residuos en
peligrosos y no peligrosos, volcando todo el esfuerzo en los primeros, tanto
en lo que se refiere a prevención como a su prioritaria recogida selectiva y
a su tratamiento.
Del resto de los residuos, que son mayoritarios en volumen y peso, los
podremos clasificar en aprovechables y no aprovechables. La mejor
gestión es la que consigue ir reduciendo la proporción de estos últimos en
favor de los aprovechables, que pueden llegar a ser la mayoría.
El Plan evita considerar residuos tan importantes, (al margen de los
radiactivos y peligrosos industriales que cuentan con legislación propia)
como los escombros de obras y derribos, los forestales y agropecuarios.
Este, descuido como veremos a lo largo de este trabajo impide abordar
una gestión verdaderamente integral y ecológica de los residuos, tal que
tienda a reducir el consumo de materiales y energía por unidad de
producto producido.... Si no aprovechamos la fracción más importante
cuantitativamente como es la constituida por los escombros, para ir
reduciendo al máximo la extracción de áridos, ¿que sucederá en el entorno
del que se sigan extrayendo áridos, con la extraordinaria demanda
existente (obras públicas, viviendas, ...)?.
En el caso de los residuos biodegradables, es preciso conocerlos en su
totalidad, debido a la obligada gestión conjunta que estos residuos exigen.
Así los residuos fermentables domésticos (FORM) y sobre todo los aún
más húmedos procedentes de depuradoras o granjas (lodos y purines),
exigen ser mezclados con residuos de arbolado convenientemente
triturado para estructurar la mezcla y facilitar la aireación y en algunos
casos también para equilibrar la proporción de carbono y nitrógeno (C/N)
582
de la mezcla a compostar.
En segundo lugar se observa que el capítulo dedicado a prevención no
pasa de ser un conjunto de buenas prácticas para reducir un supuesto
crecimiento. No se dedica presupuesto alguno para la realización de las
buenas prácticas.
En tercer lugar cabe señalar que se indica la voluntad de valorizar al
máximo los recursos que contienen. La jerarquía de la valorización,
como el propio Plan señala en repetidas ocasiones dentro del discurso de
la sostenibilidad prioriza la recuperación material sobre la energética. Ello
se debería traducir en la valorización material del principal residuo
doméstico que es la fracción orgánica fermentable, esto es, su compostaje
y no la incineración.
El objetivo que parece establecer, acorde con la doctrina de reducir al
máximo los residuos a verter, no sólo no está claro que lo logre con los
datos que aporta, si no que, de lograrlo, los residuos vertidos serían más
peligrosos que en el caso de la valoración material.
3.-
PRINCIPIO DE LA JERARQUÍA COMUNITARIA DE GESTIÓN
La doctrina de la UE y la legislación nacional y autonómica señalan, según el
Plan, que la jerarquía que debe respetarse en la gestión de los residuos es:
-
Prevención.
-
Valorización.
-
Reciclaje compostaje
-
Aprovechamiento energético.
-
Eliminación.
Como ya se ha señalado en el apartado anterior, esta jerarquía no parece
respetarse al priorizar el aprovechamiento energético sobre el material
583
(reciclaje y compostaje). De haberse decantado por el aprovechamiento
energético con protección máxima de la salud, se deberían haber inclinado por la
biometanización.
Respecto a la eliminación (término usado generalmente pero incorrecto: la
materia no se crea ni se destruye (elimina), sólo se transforma. Esto es lo que
contempla el plan transformar la mayor parte de los residuos (en torno al 70% en
peso) en no tan pocos residuos (112.000 t/año de las cuales 21.700t son de
residuos peligrosos -cenizas- a los que hay que añadir los expulsados a la
atmósfera -dioxinas, metales pesados.-.)
4.-
PRINCIPIO DE GESTIÓN INTEGRADA
La declaración, por su generalidad, solo puede cuestionarse por lo señalado
anteriormente sobre la falta del concepto de integración respecto a los residuos
en primer lugar, esto es, considerarlos en su conjunto y posteriormente aplicar el
de integración de las diferentes infraestructuras, aspecto único, este último, que el
Plan contempla.
5.-
PRINCIPIO DE PREVENCIÓN
El Plan señala los objetivos de prevención, minimización y reutilización sin
definirlos previamente, por lo que con bastante facilidad parece confundirlos.
Aquí el Plan se esfuerza en demostrar el gran esfuerzo que se propone realizar
para prevenir la generación de residuos. A ello dedica una extensa y bien
diseñada relación de actividades a llevar a cabo, cuyo coste, que se presume
considerable, no especifica. No hay ni valoración cuantitativa ni presupuesto.
El Plan no contempla un objetivo real de prevención, entendida ésta como la
diminución neta de los residuos a un horizonte visto, en este caso 2016. Se limita
a señalar que el objetivo es reducir su crecimiento.
584
Para ello establece una tasa de crecimiento actual del 13,02% anual acumulativo,
y propone una reducción de este crecimiento en un 90%, dejándolo en un 1,38%
anual acumulativo.
En primer lugar hay que indicar que reducir el crecimiento no es reducir los
residuos, como ya se ha señalado, sino generar más aunque menos de lo
estimado. La cuestión está ahora en ver cómo se ha establecido la tasa actual de
crecimiento.
De los datos que suministra el Plan, lógicamente los existentes, se deducen
serias dudas sobre su fiabilidad. Estas dudas surgen al observar lo anómalo que
resulta un crecimiento del total de los RSU en peso, del 1,4% entre 1996 y 1997
en términos de Kg/hab/año y que este porcentaje se eleve dos años después
(1998-1999) al 41,8% (ver cuadro adjunto). Si por otra parte se observa la
variación por Mancomunidades (pág. 86 del Plan, tabla 11) de las toneladas
generadas entre 1999 y 2000, se aprecia una gran disparidad: desde el 12% del
incremento en Debabarrena, hasta el 70,1% en Urola Erdia. Tal es la poca
fiabilidad de los datos, que el propio Plan abandona con rapidez la presunta tasa
de crecimiento del 13,02% anual acumulativo y la fija en el 3%, la cual se
rebajará, gracias a los programas de prevención al 1,38% anual acumulativo. Esto
equivale a reducir la tasa de crecimiento estimada como real en un 54%.
Evolución de la generación de residuos recogidos y de la población en
Gipuzkoa
(1995-2000)
Toneladas
Población
Kg/hab/año
Habitante
Año
1995
Anuales
215.012
%
s
-
676.208
585
Cantidad
318
-
1996
228.319
6,2
676.208
338
6,2
1997
232.156
1,7
678.132
342
1,4
1998
241.591
4,1
681.258
355
3,6
1999
342.353
41,7
680.879
503
41,8
2000
396.465
15,8
681.578
582
15,7
+181.453
13,02
+5.370
+264
12,85
1995-2000
media
Fuente: PIGRUG y elaboración propia.
Pero estos cálculos y estimaciones de poco sirven por la escasa fiabilidad de los
datos de partida y de los sistemas de pesadas.
Por otra parte, la reducción es un concepto en el que tiene prioridad la
peligrosidad sobre la cantidad y en este caso, el PIGRUG, al optar por la
incineración no reduce, con bastante probabilidad, la peligrosidad sino que es
bastante seguro que la aumentará.
Por último, es obligado señalar, como en el documento gráfico (libro) y en el
video, los dos materiales destinados a la divulgación y promoción del PIGRUG, se
resalta primero el objetivo de reducir las cantidades generadas (video) y de
reducir en un 90% la tasa de crecimiento (libro y video).
6.-
PRINCIPIO DE LA MAXIMIZACIÓN DE LA VALORACIÓN
El Plan al optar por la incineración de más del 60% de los residuos, entre los
cuales está la casi totalidad de la materia orgánica fermentable y una parte de los
residuos reciclables, prioriza la valorización energética sobre la material,
586
obteniendo calor (la forma más degradada e irreversible de la energía) que sólo
en una pequeña parte se convierte en energía útil (eléctrica). Se desaprovecha
así la energía de mayor calidad y menor contenido entrópico, que contiene la
materia orgánica (energía de enlace, tanto en la biodegradable como en la que no
lo es).
7.-
PRINCIPIO DE MINIMIZACIÓN DEL VERTIDO
El Plan descansa básicamente en el objetivo de reducir el vertido mediante la
incineración. La insistencia en el cumplimiento de la Directiva de vertido le lleva
hasta establecer los límites cronológicos del Plan en el año de cumplimiento de
los objetivos de reducción de vertido que contempla la citada Directiva (2016).
Parece que no les afecta tanto a los redactores del Plan las Directivas sobre
tratamiento de la materia orgánica biodegradable (en proyecto) como la
importantísima Directiva relativa a la prevención y control integrado de la
contaminación (96/61/CE) que afecta a las incineradoras de residuos urbanos
También hay que señalar que la reducción del vertido que contempla el Plan es
relativa y, cuantitativamente menor (se verterán 112.000 t/año de escorias y
cenizas) que las cantidades que resultarían de rechazo en los procesos de
compostaje y reciclaje. Como ya se ha señalado reiteradas veces, se transforman
en residuos peligrosos (21.700 t/año de cenizas) los que no lo eran, por lo que el
objetivo de reducir a cero los vertidos de residuos crudos, no tiene valor
ecológico si el vertido real continua aunque los residuos estén cocidos.
8.-
PRINCIPIO DE AUTOSUFICIENCIA
Que consiste en gestionar en Gipuzkoa los residuos que en su territorio se
generan. El Plan no sólo pretende cumplir con este objetivo, sino que, de llevarse
a cabo el proyecto de la EUROCIUDAD VASCA BAYONNE-SAN SEBASTIAN, es
muy probable que los residuos franceses no se gestionen en Francia (principio de
autosuficiencia) sino en Gipuzkoa.
587
9.-
PRINCIPIO DE PROXIMIDAD
Este principio consiste en gestionar los residuos en el lugar más cercano a
donde se generan. Lógicamente este no es el caso del PIGRUG, que centraliza
al máximo la gestión hasta el punto de inclinarse por una única instalación de
incineración para 310.000 t/año que provendrían de toda Gipuzkoa, a través de
una compleja red de plantas de transferencia y diversos modos de transporte.
Se daría así el caso, muy repetido, de transportar desde pequeños caseríos en el
extremo opuesto a la incineradora, cantidades de residuos que en su parte más
importante, la FORM, podrían compostarse in situ, disminuyendo la frecuencia de
la recogida y sus costes (económicos y ambientales) de forma considerable. El
PIGRUG no considera esta posibilidad ni de forma textimonial (plan piloto,
implantación a medio y largo plazo...).
El Plan dice que cumple con el espíritu de este principio (!).
588
10.-
PRINCIPIO
DE
SUBSIDIARIDAD
ADMINISTRATIVA
Y
RESPONSABILIDAD COMPARTIDA Y PRINCIPIO DE TRANSPARENCIA DE
PRECIOS
Sobre los cuales no existe comentario.
11.-
PRINCIPIO DE TRANSPARENCIA INFORMATIVA
El Plan se limita a definir en qué consiste, pero no aporta información alguna de
cómo se cumplirá.
Una vez analizados los principios estratégicos del PIGRUG, se analizan ahora
los Objetivos del mismo.
12.-
OBJETIVOS DE LA FUTURA GESTIÓN INTEGRADA (GIR) DEL PLAN
INTEGRAL
Se indican aquí los objetivos de prevención, minimización y reutilización; los de
valorización (reciclaje, compostaje y valorización energética).
12.1.- Objetivos de prevención, minimización y reutilización
El Pla no define estos términos, y dedica un apartado a la minimización y otro a la
reutilización, sin dedicar espacio alguno a la prevención.
Realiza un breve estudio de la generación de residuos en Viena y del potencial de
prevención según tipos de residuos. Nada dice, sin embargo de las pocas pero
recientes experiencias de Cataluña, ni tampoco elabora un programa concreto,
como el que muestra de Viena, con objetivos cuantitativos. Se limita a enumeran
una larga lista de actividades, muy exhaustiva y completa, de actividades, pero
sin calendario, resultados a alcanzar ni presupuesto para ello. Aquí ya no se
menciona la reducción de la tasa de crecimiento.
12.2.- Objetivos de reciclaje
589
Lo primero que es preciso señalar es la aparentemente hábil estratagema de
confusión que introduce el Plan entre los términos de recuperación y reciclaje.
Debemos hacer notar que se habla en todo momento de recuperación para
reciclaje o de separación para reciclaje, en la medida que se quiere indicar
que no todas las cantidades de residuos recogidos de manera selectiva o
separada son reciclables.
Lógicamente, después de esta explicación, se debería distinguir entre residuos
recuperados y residuos destinados al reciclaje, de los cuales una gran parte son
realmente reciclados y otra parte no (rechazos de proceso). Sin embargo los
redactores del Plan estiman que es más conveniente continuar con la confusión
terminológica y continúan con una afirmación impropia de un documento de esta
naturaleza: Por lo tanto cuando más adelante se utilicen indistintamente
recuperación y reciclaje debe entenderse como una manera de hablar (pág.
124 del PIGRU).
Un Plan como el que aquí se comenta, que cuenta con amplio aparato de difusión
y convencimiento (libro, vídeo,...) No puede contener afirmaciones de este tipo. El
más mínimo rigor en cualquier materia no aceptaría confusión para confundir de
este calibre y sobre todo expresiones que pretenden justificarlo como la
desafortunada debe entenderse como una manera de hablar. Esta confusión
para confundir , no puede atribuirse a desconocimiento, los redactores
demuestran conocer el tema (en la Mancomunidad de la Comarca de Pamplona
hace años que se distingue entre recuperado y destinado a reciclaje y sobre todo
la Directiva 2004/12/CE por la que se modifica la Directiva 94/62/CE relativa a los
envases y residuos de envases.
590
OBJETIVOS DE RECICLAJE DE RSU (RD) DEL PIGRUG Y SU
COMPARACIÓN CON LOS DE LA DIRECTIVA DE ENVASES Y PNRU
2000-2006. (% sobre el total generado en peso que se deberá reciclar
excepto en el PIGRUG que se refiere a recogido)
PIGRUG a alcanzar
en 2006
PNRU a alcanzar en
2006
Directiva a alcanzar
en 2008
Recogid
a
selectiv
a
Reciclad
o
Recogid
a
selectiv
a
Reciclad
o
Recogid
a
selectiv
a
Reciclad
o
75%
sin
determina
r
-
75%
-
60%
75%
sin
determina
r
-
75%
-
60%
90%
sin
determina
r
-
90%
-
50%
envases de
plásticos
20%
sin
determina
r
-
40%
80%
PVC
-
22,5%
envases de
madera
0
0
-
50%
-
15%
Residuo
papel-cartón
envases de
vidrio
envases
metálicos
Fuente: PIGRUG (Tabla 37 bis. Objetivos de reciclaje de RD) y elaboración
propia.
En la citada Directiva se señala que:
A más tardar el 31 de diciembre de 2008 se alcanzarán los siguientes
objetivos mínimos de reciclado de los materiales contenidos en los residuos
de envases:
-
el 60%, en peso, de vidrio.
-
el 60%, en peso, de papel y cartón.
-
el 50%, en peso, de metales.
591
-
el 22,5%, en peso, de plásticos, contando exclusivamente el
material que se vuelva a transformar en plástico.
-
el 15%, en peso, para la madera.
El PIGRUG compara los objetivos de reciclaje para 2016 (en realidad de
recogida selectiva) con los verdaderamente de reciclaje del PNRU para 10 años
antes (2006) y con los de la Directiva para 2008. En el cuadro adjunto se puede
observar que
-
los objetivos de recogida selectiva no se pueden comparar con los de
reciclaje, (quizás con la excepción de los de envases férricos). Sólo una
muy elevada eficiencia de la RS permitiría equiparar ambos conceptos.
Como ejemplo de lo contrario tenemos el actual sistema de RS del cubo
amarillo, en el que se recogen muchos más residuos de envases que los
que se reciclan (en torno al 50% de los recogidos se destinan a reciclaje,
ignorándose qué porcentaje de éstos es realmente reciclado).
Las cifras de la primera columna sufrirían así un descenso apreciable.
-
El PIGRUG no contempla el reciclado de envases de madera, frente al
50% del PNRU y el 15% de la Directiva.
-
El PIGRUG contiene otra extensa y confusa tabla (Tabla 37) con los
objetivos de recuperación, por materiales de los residuos y de cuya
suma total se obtiene un valor diferente (38% del total de los RSU en peso
para 2016) al que figura por el mismo concepto en la tabla (37%).
-
Esta cifra indica que el Plan propone como objetivo recoger selectivamente
en 2016, el 37% (ó 38%) del total de los RSU, sin establecer, como lo
exige la Directiva y el PNRU, objetivos de reciclaje, esto es, lo que se
deberá reciclar de lo recogido selectivamente.
592
-
En este 37%, el PIGRUG incluye la materia orgánica fermentable, con un
4% del total de los RSU, con destino a compostaje o biometanización (no
precisa qué sistema), por lo que en el reciclaje de materiales inertes se
produciría a partir del 33% de materiales recogidos selectivamente (37%4% = 33%).
-
Por último, si establecemos un porcentaje promedio, del 15% de los
materiales recogidos selectivamente que, previa clasificación, son retirados
por diversas razones por no aptos para su reciclaje, nos queda un 28%
que se envía a reciclar. Si restamos a esta cifra las pérdidas por transporte
y manipulación, errores de clasificación, suciedad, humedad,..., que se
puede estimar, para el conjunto de todos los materiales de los residuos,
entre 5-7% (a restar del 28%) nos quedaría una cifra del 26%.
Se puede resumir este razonamiento basado en meras suposiciones, a falta de
los cálculos que se hubiera deseado encontrar en el PIGRU sobre las diferencias
actuales entre lo recogido selectivamente y lo reciclado, con la conclusión de que
el objetivo de reciclaje del PIGRUG para 2016, se debe situar en torno al 26%
del total de RSU y no en el 37% anunciado.
2.3.- Objetivos de compostaje
Se contempla un reducido porcentaje del 4% en peso sobre el total de residuos
domésticos con destino a compostaje o biometanización. El Plan nunca precisa
como se tratará esta parte de la FORM. En el ANEXO 5 se informa brevemente
de las características y costes de una instalación de compostaje para 21.780
t/año (3 páginas) y de otra, de la misma capacidad para biometanización.
Esta cifra de 21.780 t/año de materia orgánica fermentable es el resultado de
sumar la fracción procedente de grandes productores urbanos (comedores,
593
restaurantes, residencias, hoteles...) y de podas de parques y jardines que se
estima en 11.040 t/año, más las 11.739 t/año procedentes de la industria y los
servicios (RICIA en la denominación del Plan). Este objetivo es a alcanzar en
2016, por lo que, de cumplirse el Plan, podría suceder que hasta esa fecha
(2016) no se produciría una sola tonelada de compost.
La explicación que encontramos en el PIGRUG y sobre la que se ha hecho un
extenso comentario en el correspondiente ANEXO I (EL VALOR DE LA MATERIA
ORGÁNICA FERMENTABLE. COMPOSTAJE) y también en el ANEXO IV
(INCINERACIÓN), se puede resumir de la forma siguiente:
-
Sólo es conveniente compostar si la materia orgánica fermentable (FORM)
procede de recogida selectiva (RS) y esta se efectúa con alto rendimiento y
de ella se obtiene una FORM de gran pureza.
Este argumento es completamente válido y se acepta como condición
necesaria en aquellos municipios españoles y europeos que se proponen
elaborar compost de calidad.
La próxima Directiva sobre materia orgánica fermentable, a tenor por el 2º
borrador, probablemente se defina en este sentido.
-
La realidad actual indica que los resultados de la RS de FORM, son
decepcionantes. Como único ejemplo se cita Molins de Rei, cuyas cifras de
captación de FORM en los contenedores correspondientes solo alcanza el
18-20% del total de FORM. No indica la fuente de ese dato ni el universo
considerado (un contenedor y un día, todos los contenedores durante al
menos un año,...). Tampoco indica el grado de pureza de la FORM
capturada (% de impurezas). De este único dato deduce que este sistema
(contenedor) no garantiza cantidades por encima del 20% de captación de
FORM.
594
-
Solamente se obtienen buenos resultados si el sistema de RS es el
denominado puerta a puerta que sólo es válido para municipios de pocos
habitantes y desarrollo urbano horizontal. Sólo cita como ejemplo el
municipio de Tiana (Cataluña) pero dada la fecha de reciente implantación,
no se conocen los datos.
Se ignora que en Italia, donde nació esta modalidad de recogida, se
encuentra extendida en múltiples municipios de gran población y afecta ya
a varios millones de personas con resultados, en algunos casos, muy
satisfactorios tanto por la FORM capturada, como por su pureza. En el
ANEXO II se encuentra abundante información al respecto.
El desarrollo reciente, en todas sus modalidades, de la RS de la FORM con
el objetivo de elaboración de compost de calidad, en línea con lo esperado
de la próxima Directiva antes aludida, ha originado un interesante
movimiento procompost en la UE. La European Compost Network (ECN)
es una muestra de ese interés habiéndose celebrado en Barcelona (2003)
un apretado, por el número de participantes y ponencias, workshop
international bajo el título de El futuro de la recogida selectiva de los
residuos orgánicos en Europa con el apoyo, entre otras instituciones
públicas, de la Diputación de Barcelona. Para contactar con la ECN:
www.compostnetwork.info E-mail: [email protected].
-
En el caso de que la RS tuviera éxito en otros lugares, la implantación en
Gipuzkoa de la RS por contenedor (el puerta a puerta se descarta
totalmente cuando actualmente en Vilassar de Mar, con 8.500 habitantes
que en verano alcanza los 22.000 y viviendas en altura, el rendimiento
alcanza el 75%(1)), exigiría colocar un quinto contenedor lo cual supondría
un gran esfuerzo técnico, urbanístico y social que es preciso
contraponer a los problemas que su implantación supondría a nivel
595
urbanístico o social... Esfuerzo que, al parecer, según manifiestan en
Cataluña no es de esta naturaleza, quizás porque allí las instituciones
están más dispuestas a avanzar en la gestión realmente más sostenible de
los residuos. El sistema de recogida selectiva puerta a puerta se ha
implantado ya en 23 municipios catalanes.
(1)
La recogida selectiva permite recoger por este sistema el 75% de todos los RSU,
alcanzándose un 60% de reciclaje real (en peso). La participación es del 96% de
la población. El 83% de los vecinos manifiestan su aceptación con el sistema
puerta a puerta
596
Pero los redactores del PIGRUG, continúan anatematizando este sistema y
llegan a avisar de que si se implantara en Gipuzkoa podría tener
consecuencias sociales: La implantación de la recogida selectiva de la
materia orgánica supone pedir un nuevo esfuerzo a la ciudadanía que
debería separar un mínimo de cinco fracciones, mas si tenemos en
cuenta los residuos peligrosos del hogar, los textiles, todas las
familias de electrodomésticos y voluminosos, etc. Hay que tener
presente que este nuevo esfuerzo se solicita en un contexto de unas
viviendas que no están adaptadas, por espacio y mobiliario, a la
realización de este tipo de operaciones. El riesgo de que ocurra un
fenómeno de desafección social hacia el nuevo esquema de reciclaje
demandado es real y no debe ser minusvalorado (pág. 35-36 del Anexo
3 Tratamiento biológico de la MO).
Comentar estas afirmaciones, en lo que respecta a las cuestiones técnicas,
exigiría escribir un texto excesivamente largo e inútil, el lector puede
encontrar suficiente información en los ANEXOS I, II y IV de este trabajo y
sobre todo en la PROPUESTA ALTERNATIVA AMBIENTALMENTE MÁS
RESPETUOSA que se encuentran en la parte II de este texto (en ella se
puede observar que el sistema de recogida selectiva propuesto es más
sencillo que el descrito aquí).
Respecto a los aspectos de desafección social corresponde a los
guipuzcoanos su valoración. Hasta ahora, convendría recordar a los
responsables del PIGRUG, que la única desafección social se está
produciendo respecto a la incineración.
-
Por último, el PIGRUG argumenta que aún si la recogida selectiva fuera
posible y resultara un éxito, el compost obtenido no podría venderse. En
Gipuzkoa no hay necesidad de materia orgánica dado que sus suelos
cuentan con gran abundancia. Afirmación bastante gratuita y en absoluto
597
fundamentada en dato alguno (los argumentos que avalan lo inaceptable
de esta rotunda afirmación están desarrollados en el ANEXO I).
2.4.- Objetivo de incineración
Por reducción lógica, si el grueso de las basuras no tienen vocación de ser
recicladas ni compostadas o biometanizadas y se elimina el vertido de residuos
sin tratar, sólo queda la incineración. A ella van destinados casi el 70% de los
residuos. Sin embargo el Plan señala reiteradas veces que sólo se incineran los
residuos después de haber separado los aptos para ser reciclados y
compostados. Sobre este sistema, el PIGRUG si expresa un elevado cúmulo de
ventajas. Entre otras señala que la incineración:
-
no es un foco sino un sumidero de contaminantes como dioxinas y
furanos, pudiéndose llegar a reducir en un 90% las cantidades de
dichos contaminantes contenidas en los residuos, refiriéndose a las
incineradoras que cumplan con lo establecido en la Directiva sobre
incineración de RSU (pág. 69 del Plan). La Comisión europea ya señaló en
1992 que no existe ningún método seguro para garantizar que se
respete el límite legal establecido para las emisiones de dioxinas
(Explanatory memorandum COM (92), pág. 3). Un ejemplo próximo, tanto
geográfico como cronológico, lo tenemos en la incineradora de RSU de
Madrid, cuyos análisis oficiales del Ayuntamiento de Madrid siempre han
dado resultados que sitúan las emisiones de dioxinas y furanos muy por
debajo del límite legal. Fue la propia Comunidad de Madrid la que
descubrió emisiones que superaban este límite en un 1.480% (diciembre
de 2000). La incineradora es de las actuales y tiene una capacidad de
tratamiento similar a la propuesta en el PIGRUG para 310.000 t/año(1).
(2)
Por esta razón se encuentra bajo proceso judicial por delito ecológico en el TS
de Justicia de Madrid.
598
La afirmación anterior no se debe hacer nunca si no se presentan datos
concretos de análisis de residuos entrantes y de emisiones(1). Además la
emisión a la atmósfera es la mejor forma de ingerir por vía respiratoria,
agua, alimentos (en general por la cadena trófica) estos peligrosos
contaminantes.
-
Con carácter general, la incineración se considera la mejor alternativa
en zonas urbanas densamente pobladas (pág. 70 del Plan)
No se sabe, ni el Plan lo indica, por quién se considera la mejor alternativa.
Sí se sabe por quiénes no la consideran como tal, entre otros muchos por
los que han procurado que este trabajo se realice y por los científicos,
médicos,
ingenieros
y
otros
profesionales
que
han
colaborado
desinteresadamente para que sea lo más completo posible dentro de las
limitaciones de todo tipo que se ha tenido para realizarlo.
Lo que también se sabe es que la ONU, en la Cumbre mundial de
Johanesburgo (2000) acordó la prohibición de la producción de los 12
contaminantes más peligrosos existentes, entre ellos las dioxinas y furanos
(inútiles para cualquier uso). 122 países firmaron el Acuerdo mundial,
acordándose que tras la ratificación por más de 50 de ellos entraría en
vigor, hecho que se produjo en 2004 tras la ratificación por 59 países.
España produce tres de los 12 contaminantes (dioxinas, furanos y
policlorobifenilos- -PCBs) y a pesar de firmar el Acuerdo, 4 años después
no lo ha ratificado. La explicación oficial es sencilla: para erradicar la
producción de PCBs (refrigerantes de los transformadores es su mayor
destino) se cuenta ya con un Plan, para las dioxinas y furanos no.
(3)
Esta afirmación se repite en muchos otros sitios sin ofrecer nunca una sola
prueba de su veracidad.
599
-
Respecto al potencial de calentamiento global a lo que el Plan dedica un
apartado (pág. 240) indica que al incinerar materia orgánica... el ser
humano no está sino acelerando el ciclo natural del carbono que
hubiera provocado esa oxidación de todos modos, devolviendo a la
atmósfera carbono que había sido fijado recientemente por plantas.
Esta auténtica joya del desconocimiento del modo de producción de la
biosfera y del papel de la materia orgánica en los suelos, corrobora la
ausencia de rigor científico en las argumentaciones a favor de la
incineración. Agradecemos a los redactores su manifestación al respecto
por lo que nos demuestra sobre la carencia de argumentos científicos para
defender este sistema.
En primer lugar, la biosfera existe (incluido el ser humano) gracias a las
plantas que no podrían existir sin el ciclo del carbono. Las plantas originan
toda la materia orgánica tanto directamente como indirectamente
(animales, hongos...). Para ello, el carbono orgánico del suelo (la materia
orgánica), es imprescindible (ver el ANEXO I. COMPOST) por lo que la
producción vegetal exige la devolución al suelo de los residuos orgánicos
(compost), gracias a lo cual los vegetales, tomando
el CO2 del aire,
emitido en lo procesos de oxidación (respiración de plantas y animales,
incineración de materia orgánica fermentable o no) y mediante la
fotosíntesis (luz solar) transforman carbono inorgánico (oxidado CO2) y
nutrientes del suelo (aportados por el humus natural o del compost), crecen
y se desarrollan.
Aportar compost al suelo supone secuestrar carbono y convertir a aquél
en sumidero y almacén de carbono orgánico. Por el contrario, si
incineramos la materia orgánica aumentamos el CO2 (efecto invernadero) a
la vez que reducimos su presencia en el suelo al no devolverla en forma de
600
compost. El ciclo natural se acelera, cierto, pero hacia la desaparición de la
materia orgánica del suelo y, con ello, de la vida en el planeta.
Este asunto es de tal importancia que está siendo estudiado cada vez más
por los científicos para ayudar al cumplimiento de los acuerdos de Kyoto
(reducciones obligatorias de carbono oxidado -CO2- en la atmósfera.
En el reciente Congreso de la European Compost Network (ECN), se
abordó este asunto. What, is increasingly being considered, is that
organic fertilisation promotes overtime a build up of carbon inside the
soil, and this could prove to be a powerful sink of carbon sequestered
inside the soil, señalan los profesores de la Scuola Agraria del Parco di
Monza, Italia, Enzo Favorino, Attilio Tornavacca y Marco Rici, en su
documentada intervención(1).
-
El Plan alude a los bajos costes por tonelada tratada para una instalación
de al menos 300.000 t/año, señalando que la economía de escala es
favorable. Establece un coste de 6.341 PTA por tonelada.
La incineradora de Galicia situada en Cerceda (A Coruña) y gestionada por
SOGAMA tiene una capacidad de 500.000 t/año. SOGAMA (capital
público), ha evaluado, en julio de 2002, los costes del tratamiento a
repercutir en los Ayuntamientos que incineran sus basuras en la planta en
las siguientes cantidades:
(4)
-
enero de 2003: 51,45 _/t (8.561 PTA)
-
enero de 2004: 54,67 _/t (9.096 PTA)
-
enero de 2005: 60 _/t (10.024 PTA)
“Recent optimization of schemes for source separation of biowaste taking in to
account local conditions”. Enzo Farorino et altr. Para más información sobre el
secuestro de carbono en suelos y bosques: www.icp-forests.org
601
-
desde enero de 2006 al 2025: incremento anual del 3,5%. Estas
tasas suponen que en 2016 (horizonte del PIGRUG) se pagarían
87,96 _/t (14.636 PTA).
El lector puede encontrar más información sobre todos estos aspectos en el
ANEXO IV. INCINERACIÓN.
CONCLUSIÓN
El análisis crítico efectuado, quizás excesivamente duro en algunos de sus
aspectos, se ha procurado llevar a cabo sobre bases razonadas extraídas de
numerosas realidades y con la ayuda de expertos en este campo. La excesiva
dureza que puede apreciar más de un lector ha sido motivada por la gratuidad y
falta de apoyo científico de algunas, quizás excesivas afirmaciones.
Estas afirmaciones junto con el contenido básico del Plan, parecen indicar que los
redactores del mismo, han recibido el encargo de elaborar una estrategia de
justificación de la implantación del sistema de incineración. Si esto fuera así,
estaríamos ante una decisión previa tomada al margen de consideraciones
relacionadas con el tan repetido desarrollo sostenible, y la necesidad de
presentarla como lo que en realidad no es.
A esta afirmación contribuye, de forma decisiva la insistencia en ofrecer un Plan
basado en la prevención, cuando se contempla el crecimiento neto de los
residuos; el reciclaje, duplicando la tasa actual de reciclaje para 2016, que no
alcanza ni a cumplir los objetivos legales (PNRU para 2006 y Directiva para
2008), así como el reiterado anuncio de multiplicar por 15 el compostaje,
cuando en realidad la materia orgánica a compostar representa el 4% del total de
los RSU (incluidos los residuos de podas). Estos son los aspectos que se resaltan
en el video divulgativo donde se aprecian imágenes que nada tienen que ver
con el contenido del Plan (planta de lavado de botellas retornables al referirse a la
reutilización).
La incineración se presenta como la mejor solución para obtener energía de los
602
residuos que no pueden ser reciclados, cuando esta opinión carece de
justificación real.
Por sus contradicciones y falta de adecuación a las tendencias existentes en la
UE, no auguramos un final optimista al PGRUG. Probablemente los ciudadanos
de Gipuzkoa nunca verán cumplidos los objetivos, a pesar del dilatado horizonte
del mismo situado en 2016.
El propósito de este trabajo es contribuir, mediante la crítica y la PROPUESTA
ALTERNATIVA (Parte II de este documento), a la mejora del actual PIGRUG,
contribuyendo a evitar errores, la incineración, que pueden resultar muy costosos
para Gipuzkoa, tanto en términos ambientales como monetarios.
603
II
PROPUESTA ALTERNATIVA AMBIENTALMENTE MÁS RESPETUOSA
Introducción
Se presenta aquí un breve esquema de lo que podría ser la base para la
elaboración de un Plan Integral de Gestión de residuos sólidos de Gipuzkoa cuya
realización permita un mayor aprovechamiento de los recursos que contienen los
residuos y con un impacto en el medio menor que los contemplados en el actual
PIGRUG.
Esta Propuesta se formula y expresa siguiendo la propia metodología del
PIGRUG y en algunos aspectos también coincidiendo con algunas de sus
afirmaciones. Se pretende con ello ofrecer la posibilidad de reformular el PIGRUG
hacia objetivos más acordes con la tendencia existente en la UE y desarrollada ya
en algunos países, para que Gipuzkoa no tenga que pagar un alto coste
ambiental, monetario y social en un futuro próximo.
Las opciones sobre técnicas y sistemas de gestión que contiene esta Propuesta,
se han elaborado siempre sobre la base de lo existente. Son los resultados de
estas nuevas prácticas las que han permitido valorarlas y proponerlas para
Gipuzkoa, adaptando, eso sí, las nuevas realizaciones a la especificidad
guipuzcoana.
Este nuevo planteamiento debería ser divulgado y debatido para que, sobre la
Propuesta, se reformulen los contenidos en función de las precisiones que los
ciudadanos manifiesten. Una vez desarrollado este proceso, al que sí le podemos
llamar de participación, se elaboraría de forma definitiva el Plan.
Esta Propuesta consta de dos partes, la primera se refiere a los Principios básicos
que deben presidir la elaboración del nuevo Plan y una segunda parte con las
propuestas técnicas para su materialización.
604
1.-
PRINCIPIOS BÁSICOS DEL PLAN
Sobre la base de lo manifestado en el apartado de igual título de la primera parte
de este trabajo (I. ANÁLISIS CRÍTICO DEL PIGRUG), se añaden aquí otras
consideraciones básicas que deben presidir el nuevo Plan. Se evita, por tanto,
repetir aquellos principios en los que se está totalmente de acuerdo.
Los principios aquí expuestos responden a una jerarquía, de forma que su
sucesión en el texto son consecuencia del desarrollo de los anteriores. Se
comienza así por el más importante.
1.1.- Principio de conservación de los recursos y evitación de la entropía
Desde un punto de vista ambiental, el referente de cualquier actuación en el
medio debe ser el modo de producción de la biosfera, establecido sobre las
bases de unos recursos únicos y limitados del planeta (ningún material llega del
exterior, si exceptuamos los meteoritos) y un flujo energético abundante y
renovable procedente del sol.
Cuando más respetemos este proceso, basado en el reciclaje continuo de los
materiales, y procuremos acercar nuestras actividades al mismo, más nos iremos
acercando a la conservación de los recursos naturales y su disponibilidad para las
futuras generaciones. Este sería el auténtico proceso hacia el desarrollo
sostenible. Si incineramos los recursos materiales finitos, disminuimos su
cantidad, aumentamos la entropía (calor) y apenas aprovechamos su energía (en
torno al 10%), contaminando el medio de forma prácticamente irreversible
(dioxinas, furanos, metales pesados...).
Si los recursos materiales ni se crean ni se destruyen sólo se transforman, la
incineración lo hace de la forma más irreversible, convirtiendo los recursos de los
residuos en materiales inservibles y en la forma más degradada de la energía, el
calor. El recurso básico y principal que contienen los residuos, la materia orgánica
biodegradable debe ser al que prestemos la mayor atención para su
605
aprovechamiento. Este aspecto es el primero que debe ser divulgado entre la
población y sobre todo la escolar, sector que ha estudiado el ciclo natural de los
materiales y la energía y que comprenderá así la bondad ecológica del nuevo
Plan.
1.2.- Principio de la valoración y tratamiento integrado de los residuos
Continuando con las consecuencias de respetar el anterior principio, nos
encontramos con la necesidad de contemplar la totalidad de los residuos que se
generan en Gipuzkoa. Estos residuos son tanto los que se generan en forma
material (sólidos, líquidos y gaseosos) como energética (calor, luminosidad, ruido,
radiaciones...).
Este conocimiento global, o al menos metodológicamente considerado, de los
residuos que se generan y emiten al medio nos permitirá:
-
Conocer la magnitud del universo de los residuos y contemplarlos de forma
conjunta e interrelacionada. Este conocimiento es imprescindible para
comprender la baja eficiencia transformadora de nuestros recursos a través
de la producción y el consumo, así como para establecer los criterios
básicos de su gestión integral.
-
Establecer criterios de clasificación en función de su peligrosidad, potencial
de aprovechamiento y destino de los mismos.
Aplicando
este
criterio
a
los
residuos
sólidos,
en
su
totalidad
independientemente de su origen, se clasificarían en peligrosos y no
peligrosos y, dentro de cada grupo, en aprovechables y no aprovechables.
Se evita así la clasificación de los residuos sólidos (RS) según su origen
(urbanos, industriales, comerciales, agrícolas, ganaderos, forestales...), ya
606
que contienen los mismos recursos aunque en distinta proporción, siendo
muchas veces necesaria su gestión conjunta (r. forestales triturados para el
compostaje de lodos, r. de alimentos...).
1.3.- Principio de preferencia para el aprovechamiento de la materia
orgánica fermentable (MOF)
Este residuo constituye el de mayor peso de los residuos urbanos y la práctica
totalidad de los forestales, agrícolas y ganaderos, de forma que se convierte en el
más importante de los R.S. de Gipuzkoa.
La MOF debe ser considerada como un recurso básico para su devolución al
medio de la forma más respetuosa. El modo de producción de la biosfera nos
indica la necesidad ineludible de su correcto compostaje. Estos residuos deben
contar con una estrategia guipuzcoana de aprovechamiento de la FORM
basada en las necesidades de materia orgánica de los suelos de Guipuzkoa, de
Euskadi y de las vecinas tierras de La Rioja y Castilla-León. Afortunadamente ya
se está completando el reciente mapa de suelos en el que, de forma científica, se
nos ofrece unas informaciones vitales sobre los niveles de MO y nutrientes de
toda España.
Conocido el potencial de generación de estos residuos (MOF) y las carencias de
los suelos, se podrá determinar de forma coherente:
-
La
estrategia
de
gestión
de
estos
residuos,
generalmente
complementarios, en la cual se establecerá el modelo de recogida,
transporte y sistema de tratamiento más adecuado.
-
La estrategia de aplicación del compost resultante. Aquí se debe partir de
la ineludible necesidad de devolver al suelo los recursos que de él se
obtuvieron para cerrar el ciclo de los materiales de acuerdo con el modo
de producción de la biosfera.
607
La cuestión que se plantea es cómo se lleva este proceso a cabo y con
qué herramientas de apoyo y trabajo contamos y con cuáles debemos
contar. De esta diferencia se deducirán los instrumentos que el PLAN
necesita para llevar esta actuación a cabo (apoyos técnicos, herramientas
financieras y fiscales, convenios con departamentos de agricultura y
bosques, subvenciones del Gobierno vaso, español y de la UE,...)
1.3.- Principio de evitación, reducción y reutilización de los residuos
Estos términos deben precisarse en el nuevo Plan de forma que queden lo más
claro posibles y, con arreglo a esto, establecer las actuaciones que se consideren
más oportunas y realizables.
Aunque por su importancia estratégica son fundamentales y prioritarios, por sus
resultados a corto y medio plazo, de no variar las estrategias, tanto estatal como
europeas (UE), no se pueden establecer grandes objetivos. En esto hay que estar
de acuerdo con el actual PIGRUG.
Las estrategias y los objetivos de evitación y reducción, descansan en una gran
parte en el conocimiento de sus posibilidades y voluntad de actuación de los
propios ciudadanos. Para ello es fundamental que se les facilite a éstos la
información, los medios y los argumentos precisos. El mejor argumento es la
actuación en el aprovechamiento más correcto posible de los residuos que ya se
generan. Para ello la participación ciudadana es vital. Es en este importante
aspecto en el que la recogida selectiva de los residuos cumple un triple cometido:
-
Acerca el conocimiento práctico del universo de los residuos: cantidad,
peligrosidad, necesidad de aprovechamiento.
-
Introduce al generador de los residuos en la corresponsabilidad de su
gestión.
608
-
Aporta el elemento técnico, la clasificación en origen, indispensable no
sólo para su posible aprovechamiento sino para la simplificación de su
tratamiento y la reducción de su coste, tanto ambiental como
monetario.
1.4.- Principio de la importancia de la separación en origen y su posterior
recogida selectiva
Ya señalado en sus aspectos estratégicos en el apartado anterior, este principio
debe concretarse en un sistema de recogida selectiva lo más sencillo y operativo
posible.
Para ello se deben considerar los siguientes aspectos y actuaciones:
-
Prioridad a la recogida selectiva de los residuos peligrosos y a la de
materia orgánica fermentable.
-
La MOF se presenta prácticamente separada o con gran facilidad de
separación en origen, en el caso de los residuos de origen forestal,
agropecuario e industrial.
-
La MOF de los residuos domésticos se debe separar en origen del resto de
los residuos domésticos de forma que el ciudadano, después de separar lo
que ya viene haciendo (papel y cartón y vidrio) separe en su domicilio dos
fracciones: la correspondiente a materia orgánica fermentable (FORM) y la
que contiene el resto (plásticos de todo tipo, metales, sean o no residuos
de envases, y otros materiales). Este sistema se debería complementar
con una recogida periódica de voluminosos y ropas.
El ciudadano dispondría de islas con contenedores para depositar envases de
vidrio y papel-cartón cuando lo desee y en su domicilio, acera, depositaría
609
periódicamente y de forma separada aquellas dos fracciones: MOF y resto. En las
campañas se haría especial hincapié en la correcta selección de la materia
orgánica fermentable.
1.5.- Principio de la descentralización de la recogida selectiva y del
trabamiento de los residuos
Con objeto de evitar desplazamientos innecesarios de los residuos, evitando el
consiguiente impacto ambiental y los costes monetarios al máximo que se derivan
del transporte, se debe tener en cuenta los siguientes aspectos:
-
La MOF debe ser aprovechada de la forma más próxima posible, tanto en
lo que se refiere a su compostaje, como a su preparación para el mismo.
Esto implica el desarrollo de un sistema de compostaje doméstico en todas
aquellas unidades vecinales aisladas o agrupadas en pequeñas unidades.
Con ello evitamos el transporte de un residuo que está constituido en su
mayor parte por agua, ahorramos costes ambientales y monetarios del
transporte
e
introducimos
de
la
forma
más
activa
posible,
la
corresponsabilidad en la gestión de los mismos.
En el caso de alguno de los residuos ganaderos (purines, gallinaza...) se debe
estudiar la conveniencia de su biodigestión anaerobia (biometanzación) en
plantas de reducido tamaño para la generación y aprovechamiento local del
biogás resultante. Existe tecnología eficaz y disponible para este objetivo.
En el caso de la generación de MOF de origen doméstico en poblaciones
pequeñas y medianas es preciso estudiar la implantación de plantas de
compostaje sencillas, de bajo coste de construcción y explotación.
2.-
OBJETIVOS DEL PLAN
Se exponen aquí los objetivos básicos del PLAN y la formulación de los
610
instrumentos técnicos para su cumplimiento.
Como ya se señaló anteriormente, todas las propuestas que se contemplan están
basadas en realizaciones existentes y en tecnologías conocidas y asequibles.
2.1.- Objetivos de evitación y reducción
2.1.1.- Evitación o prevención y reducción de los residuos
Se debe orientar, básicamente, a los residuos de envases y objetos de consumo
de larga duración.
Para ello el PIGRUG señala una amplia serie de actuaciones de las cuales se
deberían escoger las más importantes en función de su posible y probable
materialización. Para ello deben contar con dos condiciones:
-
Ser fácilmente comunicadas a los ciudadanos y conocer su mayor o menor
aceptación.
-
Ser posibles de llevar a cabo. Esto implica disponer de los medios
adecuados: oferta de bienes de cuyo consumo se deriven menos residuos
y apoyo institucional decisivo para su materialización en Gipuzkoa. Esto
último implica que las instituciones deben dedicar tiempo, recursos
técnicos y monetarios a los programas que se confeccione.
Dos vías se presentan como las más atractivas:
-
Fomentar la durabilidad de los objetos de consumo duradero y menor
impacto ambiental. Para ello se debe facilitar información sobre el
etiquetado energético de los electrodomésticos (obligatorio en muchos de
ellos), el etiquetado ecológico de una amplia gama de productos, la
extensión y obligatoriedad de la garantía de funcionamiento y de
611
existencia de piezas de recambio, y por último de su reparabilidad y
mercados de segunda mano.
-
“Fomentar la compra a granel” de los productos o, en su defecto, en
envases retornables para su relleno o en envases con la menor relación,
entre peso y volumen, de envase respecto a su contenido.
2.1.2.- El fomento de la venta de graneles y semigraneles
Todavía se practica de forma mayoritaria en lo referente a frutas, verduras,
pescado y carnes. Se debe fomentar su uso y procurar evitar la cada vez más
frecuente práctica de los envasados en el propio establecimiento comercial (super
e hipermercados y algunas tiendas muy modernas). Esta tendencia que disfrutó
de gran aceptación en los países europeos de elevada renta, está ahora en
profunda regresión, el público prefiere tomar y tocar los productos directamente
expuestos. En este sentido el contacto y programación conjunta de la Diputación
Foral con los super e hipermercados es muy importante. Alguno de ellos, ya ha
comenzado a desarrollar estas prácticas (EROSKI).
El control sanitario de la venta a granel es necesario para garantiza la seguridad
de la comercialización de alimentos de todo tipo, sobre todo los de producción
local (frutas, verduras, legumbres, quesos, dulces,...) . Una vez garantizado aquél,
se debe potenciar el comercio local de estos productos, tanto en pequeños
establecimientos como en mercados y mercadillos.
Respecto a otros productos no alimenticios, como champús, detergentes,
lavavajillas..., su comercialización en envases rellenables es bastante habitual en
el caso de grandes consumidores. En varios países europeos esta práctica es
habitual por parte de los consumidores domésticos, existiendo en los comercios
sistemas de expedición a granel, mediante dosificadores automáticos, en envases
de uso múltiple que proporciona la marca comercial del producto con sus
612
especificaciones legales del mismo. Este sistema se utiliza incluso para la venta
de leche pasteurizada, experiencia que ha sido desarrollada en la isla del Hierro
para la venta de la leche producida en la isla.
2.2.- Objetivo de reutilización de los residuos. El envase de vidrio
retornable para su relleno
Muy relacionada con la evitación y reducción de los residuos, la reutilización tiene
su principal aplicación a los residuos de envases.
El empleo del envase de vidrio retornable para su lavado y relleno posterior, ha
sido el sistema tradicional más empleado por todos los consumidores de bebidas
hasta fechas muy recientes.
Sólo un equivocado concepto de modernidad propugnado por el sector de
fabricación de envases, al que conviene el consumo cada vez mayor de envases
desechables, auspiciado desde hace largo tiempo por la propia Administración
Central, ha hecho que en breve espacio de tiempos se haya pasado de un
empleo masivo del envase rellenable al desechable. En otros países, conscientes
que en esta cuestión radica la clave para la verdadera reducción de los residuos
urbanos domésticos, han establecido políticas tendentes a la recuperación y
ampliación del sistema de envases retornables para su reutilización.
El caso más significativo lo muestra Alemania que en 1991 aprobó el
revolucionario Reglamento para evitar los desechos originados por los
envases, de 12 de junio de 1991. En él, entre otros aspectos novedosos sobre la
gestión de los residuos, contempla medidas drásticas para alcanzar los altos
objetivos de reutilización de envases, tanto de transporte, como para la venta y
suplementarios. Para los de bebidas, establece un objetivo mínimo de envasado
del 72% de todas ellas, en envases retornables, con la excepción de la leche
pasteurizada, que se cifra en el 17%. Esta medida ha obligado la normalización
613
de los envases en tipos únicos, independientemente de la marca, para su
utilización indistinta según su origen. En el sector de aguas de mesa, 450
empresas unificaron con rapidez sus diferentes envases diseñando una nueva
botella de fácil manejo, gran resistencia y atractivo. La aplicación de este
Reglamento, logró reducir los residuos de envases de 12,8 millones de toneladas
en 1991 a 11,8 Mt en 1993 (-8% en 11 meses), habiéndose logrado reducciones
de hasta 15.000 toneladas en una sola empresa(1).
(5)
Nestlé Deutschland AG
614
2.2.1.- El fomento del envase retornable en Gipuzkoa
Ésta es una práctica que presenta ventajas fáciles de cuantificar en términos
ambientales y monetarios, que cuenta con medios técnicos desarrollados y
disponibles y que aún continúa presente en un importante sector consumidor de
bebidas.
Para su fomento se señalan las siguientes propuestas:
-
Estudio de la situación actual del sistema de graneles y empleo de envases
rellenables en el sector de colas, refrescos y sobre todo cervezas.
En estos sectores, la venta a bares restaurantes y comedores, se realiza
mayoritariamente mediante envases retornable. Las marcas comerciales
más importantes prefieren este sistema que garantiza con mayor seguridad
“la fidelización del cliente”.
Las cerveceras comercializan la mayor parte de sus productos a través de
semigraneles (barriles metálicos retornables) para su expedición en vasos
de vidrio retornables “in situ”, son los populares “zuritos” y “cañas”. Una
campaña sobre sus ventajas, calidad, sabor, ahorro de envases, precio,
comodidad (no hay envases de zuritos), sería oportuna y, probablemente,
apoyada por las cerveceras y sobre todo por los establecimientos
expendedores.
Un programa de actuación parecido se debería realizar en relación con la
sidra (hasta hace muy poco envasada en botellas de vidrio retornable y
rellenable, dados sus costos circuitos) y con el txakolí.
En el caso del vino tinto, se debería estudiar la situación conjuntamente
con los productores de la rioja alavesa. Igual medida se plantea para las
aguas de mesa y leche pasteurizada.
615
Por último, es muy conveniente que los propios Ayuntamientos elaboren sus
planes de prevención para ejemplo de cara a la población (existen precedentes
interesantes en Cataluña)(1).
2.3.- Objetivo de reciclaje de residuos inertes
Como consecuencia de la RS domiciliaria y de la correspondiente a otros sectores
generadores de residuos, se contará con un volumen de residuos constituidos
mayoritariamente por materiales reciclables.
De la recogida selectiva domiciliaria en dos fracciones: FORM y resto,
obtendremos la mayor proporción de estos materiales mezclados. En los
polígonos industriales y otros grandes generadores, será más sencillo recogerlos
por separado en origen.
El contenedor doméstico de “resto”, contendrá materiales plásticos, metálicos,
celulósicos, cerámicos y de otra naturaleza, ya sean restos de envases o de otros
productos. Su recogida mezclada, pero sin la FORM, permitirá su fácil selección
en planta y sobre todo la menor frecuencia de recogida en aquellas poblaciones
pequeñas y alejadas de las instalaciones de tratamiento.
De esta fracción se separarán los residuos de envases con el “punto verde”
para su entrega a ECOEMBES y también los materiales aprovechables que
cuenten con canales de comercialización.
(6)
En la publicación reciente “La acción de las autoridades locales en favor de la
prevención de residuos en Europa y América Latina”, programa URBALMÁLAGA, de Junio de 2004, existe una detallada relación de estas experiencias.
http://www.urbalmalaga.com
616
Es importante conocer las posibilidades de reciclar estos materiales en Gipuzkoa,
Euskadi o en territorios próximos. Un programa de ayuda a incluir en el PLAN,
podría consistir en la investigación y fomento del reciclaje de aquellos materiales
con dificultades de comercialización. Fabricar objetos para el mobiliario urbano
(bancos, papeleras, marquesinas, juegos infantiles,...) con plásticos reciclados es
una forma de publicitar el esfuerzo institucional para demostrar las posibilidades
de aprovechamiento de los residuos.
Del contenedor de resto se extraerán cantidades variables con destino a su
aprovechamiento y quedarán otros residuos sin posibilidad de ser aprovechados.
Estos últimos se tratarán adecuadamente para su destino a vertedero. Este
sistema, aplicado en varios lugares de la geografía española destina a vertedero
entorno al 35% en peso del total recogido. Esta fracción no aprovechable
contendrá cantidades cada vez menores de la FORM, a medida que la
separación de esta fracción va siendo más perfecta, de forma que en el horizonte
del 2006-2008, se alcance una presencia muy reducida. En estas condiciones
está perfectamente disponible para, mediante su prensado, ser depositada en
vertedero.
Por último, es necesario elaborar un censo de residuos de construcción y
demolición, y una estrategia de gestión que contemple la progresiva reducción
(sobre todo de los peligrosos) y el reciclaje. Actualmente esta tecnología está
cada vez más desarrollada en la UE y últimamente en España. Ciudades como
Copenhague alcanzan un reciclaje de estos residuos en torno al 80%.
617
2.4.- Objetivo de compostaje
El compostaje de la FORM se presenta como el objetivo de mayor importancia en
la gestión de los residuos.
Por ser el compost un producto con destino al suelo (agrícola, forestal, urbano...)
deberá elaborarse siempre dentro de una estrategia de aplicación del mismo.
Esta estrategia implica coordinación y colaboración con otros departamentos:
agricultura, bosques, viveros..., tanto a escala provincial como de toda Euskadi. El
compost obtenido no sólo debe de ser de calidad, sino que debe ser el adecuado
al destino que corresponda.
Por esta razón, el compostaje de la FORM y de otros residuos orgánicos
fermentables debe atender a tres aspectos fundamentales:
-
Control de las materias primas de entrada (pureza de la FORM, estructura
adecuada que garantice la aireación...)
-
Control del proceso de fermentación, más difícil cuanto mayor es el
volumen de MO a compostar.
-
Control del compost resultante (analítica) y de la aplicación al suelo.
2.4.1.- Estrategia de descentralización en la producción de compost
En las áreas de escasa densidad de población debe reducirse al máximo la
frecuencia de la recogida de residuos. Si se composta la FORM en el propio lugar
de generación, el camión de la basura podría llegar a pasar 1 vez por semana
para la recogida del cubo de restos (Esto es lo habitual en Alemania y otros
países de Europa y América).
618
2.4.1.1.
El compostaje doméstico y a pequeña escala
Se trata de implantar el compostaje doméstico en las viviendas unifamiliares
aisladas o agrupadas en pequeñas unidades, mediante la utilización de
composteros, de los cuales existe una gran variedad en el mercado, así como una
gran experiencia en varios países (ver el Apartado 4 del ANEXO II) y en España
(isla de Arousa, Mallorca,...).
El programa de compostaje doméstico se desarrollaría con arreglo al siguientes
esquema:
-
Programa piloto a implantar de forma voluntaria en una parte a determinar
de Gipuzkoa. En este programa se ofrecerían, de forma gratuita, tanto los
composteros, como la asistencia técnica del proceso.
-
Extensión progresiva del sistema de compostaje doméstico al resto de
Gipuzkoa en función de los resultados del Programa piloto.
En esta fase se suministraría asistencia técnica, pero no los composteros,
en compensación se rebajarían las tasas de recogida y tratamiento de los
R.S.U., en función de varios factores (distancias, volúmenes de RSU,
calidad delcompost...) entre un 50 y un 100% (exención total del pago).
2.4.1.2.-
El compostaje en poblaciones pequeñas y medianas
La FORM debería proceder de recogida selectiva “puerta a puerta” por lo que
debería alcanzar gran pureza. El tipo de planta de compostaje debería ser de
tecnología sencilla (volteo mecánico, aireación natural) lo que exige baja inversión
(solado de hormigón, cubierta sin cerramientos y pequeña instalación de afino
junto con la volteadora) y bajos costes de explotación. Del volumen de FORM
tratada dependerá la dotación de trituradora de residuos leñosos.
619
Estas plantas podrían situarse repartidas por la geografía guipuzoana,
probablemente una por Mancomunidad existente, excepto la de S. Marcos.
El aspecto más importante en este Programa consiste en la garantía de
suministro de material estructurante (triturado de residuos vegetales procedentes
de podas de arbolado o limpiezas de bosques y también de embalajes de madera
sin tratar) y en la de control del proceso de fermentación que, en estas plantas,
será manual.
En las plantas más pequeñas podría evitarse la existencia fija de las dos
máquinas más costosas: trituradora y volteadora, gracias a la dotación de
máquinas móviles autotransportables, que se desplazarían de una planta a otra
con arreglo a un calendario establecido.
En estas plantas el camión de la FORM recogida selectivamente, descargaría
directamente en planta y se procedería a su mezclado con el triturado vegetal y a
continuación se formarían las pilas de compostaje. Estas pilas se voltearían para
garantizar la calidad del proceso (aireación, enfriamiento, homogeneización de la
masa,...) y tras un período de unos 30 días, se procedería a su afino y
maduración. Todo el proceso debería hacerse bajo cubierta aunque sólo es
absolutamente imprescindible cubrir los procesos de afino y maderación.
La Diputación debería garantizar el control bioquímico del proceso mediante una
asistencia técnica exterior.
2.4.1.3.-
El compostaje en la Mancomunidad de S. Marcos
En esta Mancomunidad, debido al mayor volumen de FORM, sería conveniente,
para evitar posibles afecciones percibidas por muchas personas como molestas,
construir una planta de compostaje de mayor complejidad técnica pero con
mayores garantías de control del proceso de fermentación y de evitación de
620
afecciones al medio (ruido , olores...)
Se propone una planta de compostaje mediante túneles cerrados (compotúneles)
y con control del proceso de fermentación (aireación, temperatura, lixiviación...)
mediante un programa informático controlado por ordenador. Existen numerosas
plantas de este tipo, construidas en los últimos años, tanto en España como en
otros países de Europa.
2.4.2.- Estrategia de control de la calidad del proceso y del producto
Debe existir un criterio claro y definido, a través de una normativa específica,
sobre las condiciones que debe tener la materia orgánica de partida, las
condiciones del proceso de fermentación (parámetros a medir y su periodicidad,
sistema de almacenamiento de esta información), las posibles soluciones a las
incidencias que se produzcan.... Este criterio permitirá simplificar los controles del
proceso a efectuar en las plantas, comparar unas con otras, establecer mejoras...
Por último se deberá establecer una “norma de calidad del compost” , en la
que se incluyan los requisitos que debe cumplir el producto, la metodología
analítica y obligatoriedad de los controles internos y externos.
2.4.3.- Estrategia de aplicación del compost
Como ya se ha señalado anteriormente, es necesario conocer las necesidades de
un suelo para determinar la naturaleza de los aportes.
El compost producido en Gipuzkoa procede de materia orgánica cuyo origen no
siempre es Gipuzkoa, luego desde un punto de vista estrictamente ecológico, esa
materia orgánica debe devolverse al medio donde se produjo. Este criterio, que
puede considerarse excesivamente radical, es correcto y válido en términos de
orientación en la gestión de los residuos fermentables, aunque su materialización
resulte prácticamente imposible. No obstante de él se desprende que el compost
621
de Gipuzkoa no debe tener como destino sólo Gipuzkoa.
En el correspondiente Programa de aplicación de compost, se debe contemplar la
necesidad, tanto técnica como monetaria, de compensar el valor de mercado
(determinado exclusivamente por el precio) y el valor real (edafológico, ecológico)
del compost. Así lo contempla el propio Plan Nacional de Residuos Urbanos
(PNRU 2000-2006).
En los costes a repercutir a los vecinos por los gastos que ocasiona el tratamiento
de sus residuos, sólo se debe incluir la producción de compost, pero no las
ayudas a la difusión de su valor y a su utilización. Estos costes deben ser
asumidos siempre por los departamentos de agricultura y de medio ambiente.
2.4.3.1.-
La aplicación de compost en la agricultura
La estrategia de aumento del empleo de compost en la agricultura debe
presentarse, básicamente, resaltando que:
-
El compost cumple un papel básico e insustituible de mejora de la
estructura del suelo, pudiendo llegar a crear suelo fértil de un erial.
-
Los aportes de nutrientes tienen, en un primer período de aplicación,
menos importancia que la función anterior. No obstante, aunque en un
principio el agricultor necesite, para alcanzar elevadas producciones, el
aporte
de
fertilizantes
químicos,
este
aporte
irá
disminuyendo
progresivamente debido a la mejor asimilación que de los nutrientes del
compost harán las plantas.
-
El aporte de compost permitirá alcanzar las condiciones edafológicas y
ecológicas de un suelo apto para la agricultura ecológica, probablemente la
única alternativa que se le ofrece al agricultor al menos a medio plazo.
622
-
El compost contiene elevadas cantidades de carbono orgánico que queda
secuestrado en el suelo gracias a su correcta aplicación, contribuyendo a
reducir el efecto invernadero del CO2
2.4.3.2.-
La aplicación de compost en suelos forestales
Probablemente sea en estos suelos, de conocer su composición, donde más
necesarios sean los aportes de materia orgánica.
Hay que diferenciar los suelos de las explotaciones forestales de los
correspondientes a los bosques de especies autóctonas.
Es precisamente en los primeros en los que se dan las tasas erosivas mayores y
donde sería conveniente evitar las técnicas agresivas de plantación. Aplicando
compost, debidamente preparado en sacos (ya se practica este sistema en
algunas partes de España, así como en otros países), se consigue crear un
sustrato que permite un desarrollo más equilibrado de la planta, evitando los
aportes de fertilizantes químicos y la pérdida de sus nutrientes por arrastre del
agua de lluvia. Por otra parte la disposición en sacos (normalmente cuatro
formando un cuadrado central en el que se sitúa el plantón de árbol) del compost,
permite su aplicación en suelos con gran pendiente.
Este cultivo de madera con aportes fertilizantes de origen orgánico, también
acerca la producción de madera hacia cultivos más sostenibles y favorece el
proceso hacia la certificación ecológica de la madera obtenida (etiqueta FSC).
3.-
LA BIOMETANIZACIÓN
El tratamiento de la materia orgánica fermentable mediante su biodigestión
anaerobia o biometanización (Ver ANEXO III. BIOMETANIZACIÓN), nos aporta
un producto, el biogás, de combustión más limpia aunque de menor rendimiento
623
termoeléctrico respecto a la incineración, y en un digerido o digestato, que
contiene todavía una parte importante de materia orgánica, aquella que no ha
sido biodigerida. Este producto deberá ser compostado posteriormente.
Las ventajas ecológicas sobre el compostaje son difíciles de establecer y
dependen unas de las tecnologías y controles de los procesos. Sin embargo si
ofrecen ambos sistemas ventajas considerables sobre la incineración.
La
biodigestión
también
permite
una
implantación
con
criterios
de
descentralización aunque sin llegar al extremo del compostaje. Para el conjunto
de los RSU de Gipuzkoa cabe plantear la construcción de dos plantas de
biometanización. Una correspondería a la Mancomunidad de S. Marcos y la otra
permitiría tratar el resto de la FORM de los RSU y debería ubicarse en el lugar
más oportuno en relación a la generación de residuos, distancias.... (baricentro)
Aunque la implantación de este sistema de tratamiento en España para los RSU
es reciente, ya se cuenta con cierta experiencia como para valorar los sistemas
existentes (ver ANEXO III. BIOMETANIZACIÓN).
Las plantas de biodigestión que están ofreciendo los mejores resultados son las
de sistemas secos, destacando la tecnología de digestores horizontales de flujo
pistón con sistema de agitador. (Valladolid en funcionamiento y Logroño en
construcción).
De inclinarse por esta opción, se tendría la ventaja de poder contar, en breve
espacio de tiempo, con una mayor experiencia.
624
BIBLIOGRAFÍA
General
-
“El libro del reciclaje”, Alfonso del Val. Ed. RBA. Barcelona, 3ª edición.
1998. 271 pág.
-
“Primer catálogo español de buenas prácticas”, CIUDADES PARA UN
FUTURO MÁS SOSTENIBLE. HABITAT II. Ministerio de Obras Públicas,
Transporte y Medio Ambiente. Madrid 1996. (Volumen primero).
Tratamiento de los RSU, pág. 135-162.
http://habitat.aq.upm.es/p3/a014.html
-
“EL PLAN NACIONAL DE RESIDUOS URBANOS: una lectura crítica de
un PLAN que lo pudo ser y se quedó en el intento”. Alfonso del Val.
Revista mensual de gestión ambiental. Año, 2 nº 15, Marzo 2000.
-
“Contra la destrucción de los recursos y acerca del aprovechamiento
de los residuos”. Alfonso del Val. Revista MATXINSALTOA. Año 12, nº
26, 2002.
Prevención
“La acción de las autoridades locales en favor de la prevención de
residuos en Europa y América Latina”
URB-AL Málaga-Red 6-Medio Ambiente Urbano. Junio 2004.
http://www.urbalmalaga.com
Recogida Selectiva y Compostaje
-
“European Compost Network” (ECN) www.compostnetwork.info
-
Butlleti del PAP. Ajuntament de Vilassar de Mar.
http://www.vilassardemar.org/cat/ajunt_mediambient_pap.htm.
-
“Compostatge i gestió de residus orgànics”. M. Soliva Torrentó. Ed.
Diputació de Barcelona. Barcelona 2002. 111 pág.
625
ANEXO I.- EL VALOR DE LA MATERIA ORGÁNICA FERMENTABLE.
EL COMPOSTAJE
En esta cuestión se encuentra la clave de la argumentación del PIGRUG. Para
ello es preciso señalar una serie de aspectos que, en general, están contenidos
en el PIGRUG pero a veces de forma no muy clara o son más o menos
hábilmente evitados.
1.-
La necesidad de materia orgánica del suelo
En la forma de evaluación de esta necesidad, se sitúa la clave de las propuestas que
contiene el PIGRUG.
La argumentación que se hace es sencilla y fácil de entender y, por su utilización
en otros ámbitos de la gestión de los residuos, no es nueva ni reciente. Se parte
de la bondad ecológica del compost, algo sólo posible de alcanzar a través de la
recogida selectiva (RS) de la fracción orgánica fermentable (FORM). Aspecto en
el que es necesario estar de acuerdo.
A partir de aquí se establecen dos hipótesis: la RS no es posible en Gipuzkoa,
por lo que debemos abandonar esta vía y dejarla para aquellos residuos
fermentables que se originan prácticamente sin mezclar y en grandes cantidades
(podas, mercados); la segunda vía o argumentación consiste en afirmar que no
existe demanda para el compost, por lo que, de poder ser posible la primera
vía, habría que abandonarla porque a nadie se le ocurre podrucir algo para lo que
no hay demanda.
A partir de aquí la argumentación comienza a basarse más en opiniones o
afirmaciones con poca o nula base real, cuando no en una aparentemente
deliberada intención de confundir. Es conveniente analizar y argumentar estas
críticas:
-
No hay demanda comercial del compost en Gipuzkoa y de haberla éste
626
debería ser de alta calidad.
Esta afirmación se basa, a su vez, en dos argumentos: no se “manifiesta”
la necesidad de materia orgánica en los suelos de Gipuzkoa y de
manifestarse tenemos otros flujos de residuos más apropiados (gallinazo,
estiércoles, purines).
-
No se manifiesta la necesidad de MO en los suelos de Gipuzkoa, es en
esta afirmación, por tanto donde radica el origen de toda la argumentación
posterior para llegar a la conclusión de que no es conveniente elaborar
compost de calidad mediante la RS de la FORM en Guipuzkoa. Queda por
tanto analizar dos cuestiones graves, la necesidad de MO por parte de los
suelos de Gipuzkoa y la necesidad de la misma en otros suelos.
2.-
La metodología que utiliza el PIGRUG para determinar la necesidad de
materia orgánica en los suelos de Gipuzkoa
En España, la falta de cultura del suelo (señalada en el ANEXO III
BIOMETANIZACIÓN) ha impedido el estudio profundo de la situación edafológica
excepto en lo que afecta al proyecto LUCDEME (lucha contra la desertización en
el mediterráneo) liderado por el antiguo ICONA (Instituto para la Conservación de
la naturaleza) que se ciñe al arco mediterráneo-sur. En este trabajo se realiza un
profundo estudio de las necesidades de materia orgánica del suelo así como de
sus nutrientes. Al margen de este trabajo, en algunas Comunidades autónomas,
como en la vecina Navarra, existen Institutos del Suelo que investigan para
conocer el estado, necesidades y metodología de corrección de carencias de sus
suelos respectivos. En el País Vasco este necesario Instituto no existe.
Ante la todavía no disponibilidad(1) de datos científicos sobre las necesidades de
materia orgánica y del contenido de nutrientes y oligoelementos de los suelos de
Gipuzkoa, queda sólo acudir a las estimaciones.
(7)
El MIMAM ha finalizado la elaboración del mapa del suelo español en el que se
han analizado entre otros estos componentes, pero cuyos resultados no están
627
disponibles hasta que sean públicos
628
Según manifestaciones de diferentes expertos (representantes de sindicatos
agrarios, de técnicos, profesores e investigadores de la UPV...), la situación, de
los suelos de Euskadi, en relación con la necesidad de materia orgánica, se
resumiría así:
-
Los suelos agrícolas, sobre todo el viñedo de la Rioja alavesa, están
necesitados para reponer las carencias y mejorar la salud y la producción
de uva. En la llanada alavesa es necesario aumentar considerablemente la
materia orgánica excesivamente mineralizada y disminuir así los aportes
de fertilizantes químicos. En el caso de la remolacha contribuiría al
aumento de la producción de sacarosa (azúcar). En los frutales, las
necesidades son también elevadas. Existen suelos agrícolas con déficit de
materia orgánica estimándose que, en algunos casos, ésta no alcanza el
mínimo del 1%.
-
Respecto a los suelos forestales, se estima que el contenido de MO
oscila entre un 5% en los bosques autóctonos y en la mitad, o menos, en
las explotaciones de especies maderables.
En el caso de los suelos de repoblación se señala que se están plantando
especies
mediante
plantones
abonados
con
fertilizante
químico
compuesto, normalmente un 0-28-14, esto es, sin nitrógeno para favorecer
el enraizamiento.
En estos suelos “las tasas erosivas son muy altas” a lo que contribuye,
de forma decisiva, las labores con maquinaria pesada. Los “rippers”
(destripadores de suelos) alcanzan profundidades de 35-40 cm, incluso en
suelos del 70% de pendiente sobre todo en Gipuzkoa. Estas prácticas,
generalmente prohibidas, originan una gran erosión en el suelo.
El fenómeno de la erosión suele estar asociado a las tierras de la meseta
sur, costa mediterránea y Canarias, donde evidentemente se dan las
pérdidas de suelo mayores. En un estudio del MOPTMA (Ministerio de
629
Obras Públicas, Transportes y Medio Ambiente) se calculó la pérdida
media teórica anual de suelo por cuencas hidrográficas, resultando ser de
4,84 t/ha en la cuenca Norte, equivalente a una pérdida total de 25.914.355
t/año. Respecto a tipos de cultivos, el ICONA estableció que las pérdidas
de suelo por erosión en los cultivos arbóreos y viñedo de secano eran las
más elevadas con 82,06 t/ha/año, cifra que desciende considerablemente,
pero que sigue siendo importante, en los pastizales permanentes con 7,58
t/ha/año. Para los cultivos herbáceos de secano las pérdidas son las
segundas más elevadas con 29,28 t/ha/año. (D. Soto. ICONA, 1990).
De esta poco precisa pero relevante información se deduce la urgente
necesidad de elaborar un mapa de suelo(1) sobre las necesidades reales
de M.O. y nutrientes que sirva para determinar de forma precisa las
necesidades de estos aportes. El actual mapa de suelos de Euskadi, a
escala 1:25.000, no responde a esta realidad ya que cuando se han
realizado análisis en lugares concretos se ha comprobado la falta de
validez del mismo.
Ante estas circunstancias, es curioso como establece el PIGRUG las
necesidades de materia orgánica de los suelos de Gipuzkoa. El PIGRUG
sólo considera como tierras a tener en cuenta las de Gipuzkoa, algo difícil
de entender en una Comunidad Autónoma de reducida extensión y sobre
todo muy cohesionada territorial y socialmente y en la que parece ser que
sólo el asunto de la producción de compost debe abordarse de forma
aislada del resto del territorio vasco. A partir de esta limitación territorial,
que lógicamente no se aplica a los productos agroforestales ni a los
abonos químicos que si se exportan e importan de fuera de Gipuzkoa,
incluidos los residuos agropecuarios que se generan en la provincial, el
PIGRUG llega las conclusiones siguientes:
(8)
El elaborado por el MIMAM no contiene información sobre suelo forestal, el
mayoritario en Gipuzkoa.
630
-
Praderas (45.683 Ha), estos suelos “reciben los estiércoles y purines de
las propias explotaciones de vacuno, purano y avícola “por lo que
presentan
niveles
elevados
de
materia
orgánica.
Las
cifras
resultantes para la carga ganadera indican que esas aportaciones
(138 K de nitrógeno por ha) son más que suficientes para el
mantenimiento de la materia orgánica de los suelos” (ANEXO 3, pág.
21).
Aquí se confunde incomprensiblemente en términos de la ciencia
edafológica, nitrógeno con materia orgánica. Casi podría decirse
que no sólo son materiales distintos, sino que a veces resultan
antitéticos. En primer lugar el nitrógeno (N) es un elemento básico
para el crecimiento vegetal y que sólo en pequeñas proporciones o
integrado en los complejos húmicos de la M.O. que lo libera
lentamente, según las necesidades de las plantas, debe estar
presente en un suelo sano y equilibrado. Es precisamente esta
carencia de M.O. (puede haberla pero excesivamente mineralizada)
la que hace necesario, desde las necesidades de alta producción,
aunque no correcto desde un punto de vista edafológico, los aportes
de nitrógeno hasta llegar, como sucede en Gipuzkoa, a cargas
excesivas de este nutriente, con las desastrosas consecuencias
edafológicas y sobre todo de contaminación de acuíferos, que ello
está ocasionando y que tan poco se conoce. Una exteriorización de
este problema lo vemos en la, generalmente descontrolada,
“exportación” de “gallinaza” que tiene su destino en las tierras de
cultivo de Álava y Navarra.
El PIGRUG no da datos de erosión de estos ni de otros suelos
(forestal, pastizales), no dice cuál es el contenido de materia
orgánica (el 5, 10, 3...%?) Ni en qué grado de mineralización se
631
encuentra. Simplemente dice que hay “niveles elevados”.
-
Pastizales, pastos de montaña (6.994 ha).
Las conclusiones son parecidas aunque en estos suelos los
ganados “aplican sus deyecciones en el terreno, añadiendo
todavía más materia orgánica”.
-
Suelos forestales ( 118.255 ha). Es sobre este importantísimo suelo por
sus funciones y extensión, donde los redactores del PIGRUG se muestran
menos explícitos. Simplemente dedican poco más de 2 líneas a pesar de
representar el 60% de todo el territorio guipuzcoano.
“Los suelos forestales acumulan cantidades elevadas de
materia orgánica. Además está el excedente de 100.000
Tm/anuales
de
residuos
procedentes
de
las
limpiezas
forestales”.
No se distinguen bosques autóctonos y de repoblación y se
consideran
“excedentes”,
a los propios residuos
forestales
necesarios, por lo menos, para intentar mantener la materia
orgánica y nutrientes del suelo, algo que forma parte del ciclo
natural y en el que no existen “excedentes”.
-
Otros destinos de la materia orgánica
La información es más precisa cuando se refiere a las necesidades
que presenta la jardinería (incluidas las macetas) y obra civil.
Sectores en los que si se llega a dar cifras de necesidades de
compost pero que, lógicamente, son extraordinariamente bajas.
3.-
El compost
632
A la correcta definición que en el PIGRUG (ANEXO 3, pág. 5) se hace del
compost: “beneficioso para el suelo y el crecimiento de las plantas”, ha de
añadirse que el compost aporta, a los suelos unos beneficios difíciles de
cuantificar y valorar con criterios exclusivamente monetarios.
-
Las ventanas del compost
Por su contenido en oligoelementos es la mejor enmienda para disminuir, y
en muchos casos evitar, la aparición de enfermedades carenciales como la
enfermedad de roturación de los cereales por falta de cobre, la enfermedad
turbera de la avena por falta de manganeso, el mal de corazón de la
remolacha por carencia de boro, la clorosis férrica de los frutales por falta
de hierro...
Debido a su alto poder antibiótico puede evitar un gran número de
enfermedades fúngicas (hongos) en los cultivos de hortalizas, como el
temido “Fusarium” en tomates y pimientos.
Pero si estas y otras ventajas se aprecian en las plantas, los mayores
beneficios los recibe el propio suelo donde se aplica, derivados del
contenido en “humus” que aporta el compost:
-
Favorece la absorción de los rayos solares por su color oscuro, elevando la
temperatura de la tierra (aspecto importante en Gipuzkoa).
-
Favorece la aireación y el drenaje de los suelos al mezclarse con las
arcillas y formar agregados, disminuyendo la impermeabilidad de éstas.
-
Mantiene en la tierra el contenido apropiado de agua, gracias a su gran
capacidad de retención. Este poder absorbente, junto con la formación de
agregados con las arcillas, hace del “humus” un importante papel
preventivo de la erosión. Este aspecto es muy importante a tener en cuenta
633
en Gipuzkoa.
-
Mejora y aumenta la disponibilidad de los nutrientes para las plantas. El
agua que atraviesa el suelo, se llevaría los nutrientes solubles si no fuera
porque los complejos arcillo-húmicos, retienen, por atracción electrostática,
los elementos necesarios para la vida de las plantas (Mg, Ca, K, Na,...)
De esta forma, los complejos arcillo-húmicos se comportan como
una despensa de nutrientes de los que las plantas pueden disponer
cuando les son necesarios. A esta propiedad se le llama “capacidad
de cambio o de intercambio catiónico”, en referencia al
intercambio de nutrientes (cationes) entre los complejos arcillohúmicos y el agua de la tierra en la que se hallan disueltos.
-
El humus sirve de soporte a multitud de microorganismos que hacen de la
tierra un medio vivo. Estos microorganismos que viven de él y contribuyen
a su transformación, son tanto más numerosos y activos cuanto mayor
cantidad de humus exista. El humus es verdaderamente el fundamento de
la actividad microbiana del suelo y esta actividad proporciona a las plantas
los elementos nutritivos necesarios.
-
Por último, el compost con su alto contenido en carbono orgánico, permite
que éste permanezca en el suelo siendo liberado en forma de CO2, muy
lentamente, una parte del mismo y permaneciendo secuestrado el resto en
forma de materia orgánica resistente.
-
La utilización de compost
Sobre la base de estos beneficios, tanto para el suelo como para las
plantas, se han evaluado unas necesidades de compost según
cultivos en España: viñedos, remolacha azucarera, frutales y
634
horticultura, estimándose un total de 115 Mt/año. Añadiendo el resto
de aplicaciones (otros tipos de cultivos como el arroz, zonas verdes
urbanas y periurbanas, viveros y sobre todo para mejora de suelo y
en selvicultura (mejora del crecimiento, suelos quemados...), las
necesidades edafológicas alcanzan la elevadísima cifra de 600
millones de toneladas anuales(1). Cantidad imposible de elaborar (se
originan unos 150 millones de toneladas anuales de residuos
compostables) y que tiene su explicación en el progresivo déficit de
M.O. de nuestros suelos excesivamente castigados por la erosión. A
pérdidas de siglos se imponen aportaciones elevadas y durante
siglos.
-
Los objetivos de compostaje del PIGRUG y de otros Planes
Esta diferencia entre la necesidad edafológica y ecológica del
compost y las limitaciones de producción y comercialización por
razones culturales y económicas (ya señaladas en el ANEXO III
sobre biometanización), han llevado al Plan Nacional de residuos
urbanos (PNRU 2000-2006) a centrar toda su estrategia en la
recogida selectiva de la M.O. y en la elaboración de compost. El
PNRU establece un objetivo de compostar el 50% de la M.O. de
los RSU en 2006, transformando en compost el 24,2% del total de
éstos, objetivo que contrasta con el escaso 4% del PIGRUG.
El Ministerio de Medio Ambiente es consciente de la dificultad actual
de dar salida comercial al compost y en el PNRU se contemplan un
variado y completo menú de medidas de apoyo:
-
Fomento de la R.S.
(9)
Datos fomados de “TYS. Estudio sobre aprovechamiento de basuras,
producción y utilización del compost”. MOPU, 1980.
635
-
Fomento de la producción de compost de calidad.
-
Elaboración de una norma técnica sobre compost para conseguir que éste
cumpla los requisitos de la propuesta de Directiva.
-
Fomento, mediante campañas, de las ventajas de su utilización, y de la
difusión de sus usos.
-
Estudios sobre necesidades de compost para la prevención de la erosión,
mejora de suelos, recuperación de espacios degradados...
-
Ayudas económicas para potenciar su uso en todo el territorio nacional.
-
Fomento de I+D para la mejora del proceso y calidad del producto.
-
Creación del Centro Nacional para el compostaje.
El
PNRU
contempla
además
la
potenciación
y
ayudas
a
la
biometanización, dentro de una estrategia de adaptación a la tendencia de
la normativa europea de un aprovechamiento máximo de la materia
orgánica fermentable, ya sea éste mediante compostaje, por el que se
inclina el PNRU, o biometanización.
La Generalitat de Catalunya, ha elaborado una estrategia, la más
completa de todas las administraciones públicas incluida la Central
(PNRU), sobre aprovechamiento de la materia orgánica fermentable. La
estrategia está contenida en el Programa de Gestió de residus municipals
de Catalunya 2001-2006 (PROGREMIC) de noviembre de 2001.
La estrategia se basa en:
-
El desarrollo de la R.S. básicamente con el sistema “puerta a puerta”.
-
El desarrollo del compostaje frente a la biometanización por la mayor
simplicidad de proceso. Para ello se prestará especial atención al proceso
biológico.
-
La descentralización de las infraestructuras a lo largo de la geografía
636
catalana mediante la construcción de pequeñas y medianas plantas de
comportaje (de 3.000 a 35.000 t/año) por su más fácil control. Sólo en el
área metropolitana de Barcelona se contemplan grandes instalaciones
centralizadas para el tratamiento conjunto de FORM y FORM mezclada.
-
Los sistemas de compostaje serán, siempre que las condiciones lo
permitan, plantas de compostaje abierto y cuando por razones de mayor
capacidad de tratamiento y dificultades de ubicación se optará por los
sistemas cerrados (conpotúneles).
En los próximos dos años, se estima que Cataluña contará con una
capacidad de tratamiento anual de 550.000 t de FORM.
Actualmente existen 15 plantas, estando en construcción otras 6. En el
período 2003-2006 se contará con 8 plantas nuevas. La capacidad actual
de tratamiento es de 350.000 t/año.
De las 15 plantas en operación, 14 son de compostaje, con capacidades
que oscilan entre las 3.000 (Torrelles de Llobregat) y 3.670 (La Seu
d’Urgell) que son las más pequeñas y las 37.000 de Botarel. En las
instalaciones de Barcelona (ECOPARQUE-1) se cuenta con una planta de
compostaje (42.500 t/año) y otra de biometanización (90.000 t/año). En las
plantas en construcción, 4 serán de compostaje, 1 de biometanización y
otra mixta (Moncada i Reisac-ECOPARQUE-2).
Como se puede apreciar con facilidad, este panorama y el relatado sobre
la R.S. en Cataluña (ANEXO II) dista considerablemente del que nos
ofrece el PIGRUG como consecuencia del expreso viaje realizado para
conocer la situación del tratamiento de la M.O.
El PIGRUG señala que tras el viaje que realizó el equipo redactor a Molins
637
de Rei (al parecer única población visitada) el 80% de la FORM se
encontraba en el contenedor equivocado y sólo el 18-20% en el correcto
(no indica el grado de pureza de éste). Aceptando este hecho, y partiendo
de que nos indican que se captan 116 gr/hab/día en el contenedor correcto
de FORM, resultaría una producción de 644,4 gr/hab/día lo que
correspondería (38% de FORM en los RSU) a 1,7 kg/hab/día de RSU.
Cantidad que equivale a 620,5 Kg/hab/año, frente a la media de la UE que,
según el PIGRUG (pág. 63), se sitúa en 500, siendo Alemania con 558
Kg/hab/año el país de mayor generación.
Sobre la recogida selectiva “puerta a puerta”, a la que dedica 2 líneas,
señala que es “buena solución para municipios pequeños y medianos”
(habría que añadir que como Gipuzkoa, si exceptuamos San Sebastián).
Sobre Cataluña señala que “los datos disponibles no son significativos”
y que sólo se composta “menos del 1% del total del objetivo previsto”.
-
La comercialización del compost
Se ha expresado anteriormente el desequilibrio existente entre el valor
edafológico y ecológico del compost y su valoración monetaria en el
mercado. En realidad estamos ante la vieja diferencia entre valor y precios
sobre la que Machado nos alertaba para no acabar siendo necios.
Sin embargo ahora que ya se acepta el valor del compost, así lo hace el
PIGRUG, se argumenta que su precio no permite su comercialización o
que no va a haber suficiente demanda.
Brevemente se puede responder a esta cuestión señalando que:
-
No existe ninguna producción de compost de calidad que no se
comercialice.
638
-
Residuos ganaderos como la “gallinaza”, con muchas menos aplicaciones
y ventajas que el compost y con potenciales inconvenientes, son
“exportados” a Álava y Navarra.
639
-
El compost que se realiza en Álava (MIKO), Navarra (Arazuri y Carcar no
tiene el más mínimo problema de comercialización.
En el PIGRUG se señala que para comercializar el compost, del que no se
duda de sus ventajas, se debe compatibilizar la gran calidad con el bajo
precio. Esta circunstancia sólo es posible que se dé compensando con
ayudas públicas debido a su valor real, el bajo precio de mercado. Es muy
difícil encontrar otro producto que ofreciendo tantas ventajas reconocidas
oficialmente, se le niegue una partida presupuestaria para su elaboración y
aplicación. Se hace con los abonos químicos(1), con el gas-oil, con la
comercialización de casi todos los productos agropecuarios. El por qué en
el PIGRUG no se contempla esta posibilidad deberán responderla sus
responsables.
(10)
El abuso habitual de fertilizantes químicos está provocando no sólo un
despilfarro de recursos (materiales y energéticos) sino la contaminación a veces
irreversible de acuíferos. Esto no es posible que suceda, en las condiciones
edafológicas actuales por abuso de compost.
640
ANEXO II. RECOGIDA SELECTIVA DE MATERIA ORGÁNICA
FERMENTABLE DE LOS R.S.U.
1.-
Consideraciones generales
El PIGRUG plantea acertadamente que la recogida selectiva (RS) de fracción
orgánica fermentable de los residuos urbanos o municipales (FORM) es una
condición necesaria para la elaboración de compost o biogás con el compostaje
posterior del digestato. Así lo demuestra la realidad y lo recoge el borrador de
Directiva
de
“biowaste”.
A
continuación
se
extiende
en
valoraciones
sistemáticamente negativas de la eficiencia de la R.S., tanto en Cataluña, donde
se ha aceptado esta modalidad establecida por Ley en 1993, como en Alemania e
Italia, territorios a los que los redactores del PIGRUG han viajado expresamente
para poder comprobarlo.
Basándose en esta ineficiencia y en la falta de demanda de compost en
Gipuzkoa, se justifica en el PIGRUG el abandono del compostaje, quedando éste
reducido a un total de 21.700 t/año en 2016, cuya FORM se obtendría de grandes
productores y residuos de podas, prácticamente presentados sin impurezas en
origen para su fácil R.S. El PIGRUG ignora de esta forma que los resultados de la
RS, su eficiencia, son producto de una progresiva y coherente campaña de
educación ambiental, en la que la calidad de la separación en origen es fruto de la
participación ciudadano en la gestión integral de sus residuos. Participación que
es absolutamente imprescindible, no solo para la R.S. de la FORM, sino para la
del resto de los residuos aprovechables (casi todos) y sobre todo para alcanzar,
lenta pero progresivamente, una nueva conciencia sobre la verdadera naturaleza
de los residuos (recursos) y su prevención.
La correcta respuesta ciudadana que se irá dando de forma progresiva si los
objetivos y las campañas son correctas, constituye el mejor estímulo para el
641
aumento y mejora de la participación vecinal. La RS de la FROM es la puerta para
el aprovechamiento de la mayor fracción de los R.S.U., para el abaratamiento de
los costos de todos los RSU y para situarse en vanguardia de lo que casi con
seguridad será el sistema de gestión de los RSU en el futuro próximo.
2.-
La R.S. de la FORM en Cataluña
-
Los resultados de la R.S. en Cataluña, constituyen un proceso de
avances que se traducen actualmente en:
•
Una extensión de la R.S. (31-12-2002) que afecta a 131 municipios,
con un total de 1.758.107 habitantes, de los cuales, 96 (1.699.112
hab.) cuentan con R.S. obligatoria y 35 (58.995 hab.) de forma
voluntaria.
•
El total de FORM recogida selectivamente en 2003 asciende a
150.000 t, equivalentes al 13% del total de la FORM de los RSU de
Cataluña que cuentan con una media del 38% de FORM en peso
sobre todos los RSU.
•
La satisfacción de la población afectada por este sistema es buena,
incluso en aquellos municipios cuya participación ciudadana es
moderada.
•
El nivel de impurezas en la FORM oscila entre el 1% y el 25%, con
un promedio del 12%. El 50% de estas impurezas corresponde a
bolsas de plástico.
•
En los municipios en los que se deposita la FORM en bolsas de
plástico biodegradable (compostable con la FORM), el porcentaje de
impurezas es considerablemente menor.
A estos resultados se ha llegado tras un proceso que comienza en
642
1997 con 3.282 toneladas recogidas (0,25% del total de la FORM de
Cataluña); 1998 con 9.245 t (0,71%); 1999 con 13.725 t (1,12%);
2000 con 32.300 t (2,60%); 2001 con 60.907 t (5,42%) y 2002 con
105.000 t (12,92%) y 2002 con 105.000 (95 del total de los RSU).
En seis años se ha multiplicado el compostaje por cincuenta
frente al factor 15 que ofrece el PIGRUG en 16 años.
-
Los
sistemas
de
R.S.
implantados,
han
evolucionado
considerablemente. El sistema inicial de R.S. contaba con contenedores en
acera de 240 L y de 600 L para grandes productores. El nivel de pureza de
la FORM y el % de la misma respecto al total producido, era alto a
comienzos
de
las
campañas
y
descendía
posteriormente
hasta
estabilizarse. Actualmente el nivel de captura de la FORM se sitúa en torno
a 100-150 gramos de FORM por habitante y día con un 15 ± 10% de
impurezas. En estos municipios se alcanza un total de residuos recogidos
selectivamente (FORM + vidrio + papel + envases + resto), del 15-50%.
-
El sistema “puerta a puerta”, consiste en la presentación de la FORM,
generalmente en bolsas de plástico biodegradable, en pequeños
contenedores (individuales en las viviendas unifamiliares). La recogida se
realiza, generalmente, 3 veces a la semana en días alternos. El resto de
los días se recogen otras fracciones (vidrio, papel, envases, resto).
Este sistema está permitiendo alcanzar niveles de captura de FORM muy
elevados: 300-400 gramos por habitante y día con un nivel de impurezas
del 5 ± 3%. En los municipios en los que se ha implantado, siempre de
forma voluntaria por parte de la población, este sistema, se alcanza un
nivel de recogida selectiva total (FORM, vidrio, papel-cartón, envases y
resto) de entre el 60 y el 85% de todos los RSU.
Este sistema comenzó a implantarse en 2000. Actualmente (12-7-04)l lo
han adoptado voluntariamente 23 municipios. El de mayor número de
643
habitantes es Vilasar de Mar con 8.500 habitantes que en verano alcanzan
los 22.000 habitantes con diferentes tipologías de viviendas (unifamiliar,
bloques...)..
El resultado de este sistema de recogida no sólo ha aumentado la
eficiencia del reciclaje por la calidad de los residuos separados en origen,
sino que ha desencadenado un activo interés y participación de los
ciudadanos por la generación y gestión de sus residuos. Como resultado
más significativo se ha constatado la preocupación por la disminución de
envases y embalajes en los R.S.U.
Es de justicia señalar que los Ayuntamientos realizan una campaña de
información y seguimiento de los resultados constante. Se editan boletines
periódicos muy cuidados, calendarios, distintivos y otros sistemas de
comunicación, incluidos reuniones y debates con los vecinos.
El coste del sistema es similar al tradicional sin RS, debido a la mayor
cantidad de residuos reciclados (ingresos por venta de materiales, a la
evitación del cánon de vertidos (10 _/t) y, próximamente, al de incineración
(7
8 9!
Los últimos datos de Vilassar de Mar (octubre 2004), indican una captura
media de materia orgánica fermentable de 363 gr/hab/día. En conjunto se
recoge selectivamente el 75% de los RSU y se recicla el 60%, en peso, de
los mismos.
3.-
La R.S. de la FORM en Italia
Actualmente en Italia existen más de 1.500 Planes municipales de R.S. de la
FORM para su compostaje posterior. Estos planes de R.S., que comenzaron en
1993, incluyen una población en torno a los siete millones de habitantes. La
FORM capturada (restos de comida, de poda...) en 2002 se eleva a 1.812.000
644
toneladas.
El nivel de captura de la FORM supera en los municipios que han adoptado este
sistema, los 100 Kg/hab/año (274 gr/hab/día), llegando a alcanzar los 375
gr/hab/día en S. Vitaliano (Nápoles). Recientemente se han incorporado unos
600.000 habitantes del sur de Italia a este sistema de recogida que nació en 1993
en el norte, con resultados superiores a regiones norteñas que habían introducido
este sistema anteriormente (Véneto y Lombardía).
Como
consecuencia
de
la
implantación
de
estos
planes
de
R.S.,
mayoritariamente mediante el sistema “puerta a puerta”, ha aumentado el
porcentaje de todo tipo de residuos recogidos selectivamente para reciclar, hasta
alcanzar niveles del 78% (Vairano Patenora, cerca de Nápoles).
Como consecuencia del auge de la R.S. de la FORM el número de plantas de
compostaje se elevó a 140 en 2002, que compostaron 2,8 Mt (FORM de RS más
otros residuos biodegradables). La capacidad total de compostaje (incluida la no
utilizada de las plantas en funcionamiento más la de las plantas en construcción)
se elevó en 2002 a 5,2 Mt.
Una explicación del auge del compostaje se debe al extraordinario aumento de la
R.S. de los restos de jardinería que afectaba, en 2000, a 4.000 municipios,
aproximadamente la mitad de los existentes en Italia, y a 17.750.000 hab.
El panorama que ofrece Italia no hay que valorarlo sólo por la realidad actual sino
por la tendencia. En este sentido se ve claramente que ésta se orienta hacia el
aprovechamiento de la materia orgánica fermentable mediante su compostaje.
4.-
La R.S. de la FORM en Alemania
Comienza en 1982 en Witzenhausen, un año antes que en España (Pamplona)
mediante el sistema de recogida “biotonne”, con dos contenedores diferenciados
645
(verde y marrón).
En 2002 el 81% de las entidades administrativas (ayuntamientos, pedanías...) con
un total de 39 millones de habitantes, contaban con sistemas de recogida
selectiva de la FORM. El total de FORM recuperada por medio de la recogida
selectiva se elevó en dicho año a 4.525.000 t. Esta cantidad total de FORM
equivale a una captura de 116 Kg/hab/año. (317 gr/hab/día). A dicha cantidad de
FORM debe añadirse la materia orgánica procedente de podas (jardines) que
alcanzó la cifra de 3.807.000 t en 2002, aunque la población involucrada en la
aportación de residuos vegetales es mayor.
646
A estos sistemas de recogida selectiva de FORM y residuos vegetales se suma el
cada vez más extendido sistema de compostaje doméstico.
En el 59% de las entidades administrativas la R.S. de la FORM es obligatoria. Sin
embargo en casi el 90% de estas entidades, esta obligatoriedad queda eliminada
si se comprueba que se elabora compost en la propia casa. El desarrollo del
compostaje doméstico, para el cual existen en el mercado una gran variedad de
“composteros”, es el resultado de una política municipal activa que se desarrolla
en el 82% de las citadas entidades. La ayuda es técnica (asesoramiento) y sólo
en contados casos se subvenciona la compra de composteros. Sin embargo se
compensa a las familias con una reducción de la tasa de basuras, muy elevada
en Alemania, de entre un 30 y un 100%.
Por último es preciso señalar que el sistema alemán de compostaje exige una
gran calidad de la M.O. de partida. Esto se traduce en unas exigencias de calidad
de la FORM que no sólo debe provenir de R.S. sino que debe contar con un
porcentaje de impurezas muy reducido (según plantas y Ayuntamientos). El nivel
medio de impurezas de la FORM recogida selectivamente no alcanza el 5%. Por
el contrario la calidad no se considera suficiente en el 5% de los casos.
Además de la FORM recogida selectivamente, en Alemania se aprovecha esta
fracción mediante su recogida “en masa”, junto con otros residuos y su
tratamiento posteior. En total, según “datos de 2004 (“Estrategia temática del
suelo” Grupo de Trabajo de M. Orgánica y biodiversidad de la UE, “Informe final
2004"), se aprovechan (compost, biodigestión) un total de 12.000.000 t/año de un
potencial de14.600.000 t/año (29% de los R.S.U. que se generan y que alcanzan
la cifra de 48.715.000 t/año). Esta cantidad equivale a un aprovechamiento de la
materia orgánica fermentable de los R.S.U. del 24%, cinco veces superior al 5%
de “valorización de la materia orgánica” que se indica en el PIGRUG (pág. 64,
Tabla).
647
ANEXO III. BIOMETANIZACIÓN
1.-
Consideraciones generales sobre la biometanización
La fermentación o digestión anaeróbia, descompone una parte de la materia
orgánica de la FROM y la transforma en biogás (metano, dióxido de carbono y
otros gases) quedando un residuo (digestato o digerido), que contiene la
materia orgánica no digerida. El biogás es un combustible de alta calidad que tras
su incineración (oxidación) libera, básicamente, carbono inorgánico (CO2) y agua.
El biogás, se utiliza generalmente como combustible para generar electricidad. El
rendimiento termoeléctrico, en teoría, siempre será inferior al obtenido si
incineramos la materia orgánica de partida. La razón es sencilla, en este último
proceso toda la M.O. es oxidada, mientras que en la biogestión permanece una
parte de ella en el digestato. Este último, al ser compostado, vuelve a oxidar parte
de esa M.O. (generando CO2 y agua) y permaneciendo en el compost resultante
la M.O. no lábil o resistente, que permanecerá secuestrada en el suelo sobre el
que se aplique el compost (mineralizándose muy lentamente.
2.-
Una breve comparación de los procesos de biometanización e
incineración
Desde el punto de vista ecológico, una correcta biodeigestión de la FORM, que
debe partir de una R.S. de esta fracción, con un compostaje posterior, aprovecha
de forma más limpia la energía de la FORM (la combustión del biogás es
considerablemente menos contaminante que la incineración de los R.S.U. en
masa como propone el PIGRUG) emitiendo menos CO2 (efecto invernadero) al
permanecer una parte del carbono de la FORM en el suelo en forma de carbono
orgánico, y se aprovecha el digestato como enmienda orgánica del suelo.
Por esta razón, la futura Directiva de residuos orgánicos (“biowaste”), a tenor del
2º borrador ya elaborado, propugna el aprovechamiento de la FORM bien para
elaborar compost directamente o para biometanizar y compostar el digestato
resultante. Esta Directiva debe contemplarse conjuntamente con la ya
promulgada Directiva de vertido, que limita considerablemente el vertido de M.O.
648
fermentable y la futura Directiva de suelos que regulará la aplicación de M.O. en
los suelos.
En la práctica, la incineración de R.S.U. en masa, presenta una serie de
inconvenientes que rebajan considerablemente el rendimiento termoeléctrico
hasta un 10-12% en el mejor de los casos. Estos inconvenientes tienen su origen
en alguno o en todos estos factores:
-
Bajo PCI (poder calorífico inferior) de los RSU debido fundamentalmente al
contenido en agua (humedad), y que de ser desecados previamente (con
lo que se podría duplicar el PCI), se incurriría en un consumo adicional de
energía (aunque este proceso se está presentando como “cogeneración”
para acceder a las ayudas correspondientes, como es el caso de la
incineradora de SOGAMA en Galicia).
-
Necesidad de combustible de apoyo que puede llegar, en algunos casos
de mala gestión del horno o de su diseño inapropiado, a consumos
significativos.
-
Inquemados por oclusión, con lo que no se extrae toda la energía calórica
de los mismos.
-
Aparición de gases ácidos en la combustión de RSU con elevados
contenidos en halógenos (PVC y otros), azufre..., que genera unos gases
de salida muy corrosivos, necesitándose rebajar las condiciones de trabajo,
tanto en horno como en el vapor de caldera (presión y temperatura).
Como consecuencia de estos inconvenientes, el rendimiento del proceso
disminuye considerablemente respecto de una térmica convencional actual que
puede llegar a alcanzar un rendimiento final del 41-42%.
649
Algo relativamente parecido sucede al quemar biogás para generar electricidad.
El biogás de R.S.U. tiene como promedio: 55% metano; 44% CO2, 0,7% H2S;
0,3% otros gases; el rendimiento eléctrico que se alcanza se sitúa entre 14-15%.
Quemando metano puro se llega al 41-42%.
3.-
Las instalaciones de biometanización existentes en España.
Las diferencias básicas de este tipo de instalaciones se deben a la tecnología de
proceso. Éstas se sitúan entre dos extremos: “sistemas secos” y “sistemas
húmedos”, según la naturaleza (humedad de los residuos orgánicos fermentables
que vayan a ser procesados (fangos de EDAR, purines, FORM,...)
Los “sistemas secos”, los más apropiados para los R.S.U. en principio, cuentan
con una tecnología probada en España (“Linde”). En los digestores de este
sistema se introduce prácticamente todo lo que llega del pretratamiento seco
convencional en casi todas las plantas de compostaje de R.S.U., la ventaja de
este sistema es que se aprovecha toda la M.O. contenida en esa fracción (la que
pasa por la malla del tromel, generalmente menor de 80 mm) pero se pierde la
que queda en el tromel (superior a 80 mm) que puede ser superior al 20% de la
contenida en los R.S.U. recogidos en masa que llegan a la planta.
En este tipo de biodigestores se obtiene un promedio de 280-290 m3 N de biogás
por tonelada de sólidos volátiles (SV) o materia orgánica biodigerible que entra en
la planta.
En el caso de una planta con tecnología menos seca (sistema Valorga) y que
retira más materiales de los R.S.U. antes de proceder a la carga del digestor, la
productividad cae a unos 230 m3 N/t SV de entrada en planta. Este es el caso de
la planta de Nostián en A Coruña y la de Valladolid.
Los “Sistemas húmedos”, por el contrario, alcanzan en el caso de los R.S.U.,
650
rendimientos considerablemente más bajos, en torno a 150 (o menos) m3 N de
biogás sobre SV de entrada en planta. Este es el caso de la planta de
biometanización de Ávila y Lanzarote (Sistema Bio Stab).
En definitiva, el rendimiento en la obtención de biogás dependerá siempre de la
cantidad de MO fermentable recuperada de los RSU. Si utilizamos un trómel
(criba cilíndrica de separación de la MO fermentable del resto) con orificios (malla)
de 80 mm, la MO que pase será menor que si utilizamos una criba de 90 ó 100
mm pero más limpia. El funcionamiento del biodigestor será mejor con la criba de
80 mm pero el rendimiento menor que en los otros casos.
-
En España existen, en proyecto, construcción y acabadas, 24 plantas de
biometanización repartidas por 12 Comunidades Autónomas, situándose
Cataluña y Castilla-León, con cuatro plantas a la cabeza. El País Vasco
cuenta con una planta en construcción en Vitoria. Navarra cuenta con una
de las más antiguas y mejor gestionadas para lodos de EDAR en Arazuri y
otra para RSU en Tudela. De estas 24 plantas se encuentran en
producción (octubre 2004), las de Valladolid, Ávila, A Coruña y Barcelona.
En la fase de “puesta en marcha”, se encuentrn las de Lanzarote, Palma
de Mallorca, Pinto (Madrid) y Barcelona. En construcción se encuentran las
de León, Alicante, Logroño, Tarrasa, Gran Canaria, Ibiza y San Adriá
(Barcelona). El resto se encuentran en proyecto excepto la de Cádiz que
se encuentra parada.
4.-
Los criterios de elección del sistema de digestión
Este espectacular desarrollo de la biometanización, junto al del compostaje
mediante plantas de gran complejidad tecnológica (compotúneles, control
informatizado del proceso...), responde entre otros a estos factores:
-
tendencia marcada por las grandes empresas del sector de los residuos
651
(muy relacionado con el de la construcción) a la industrialización del
tratamiento de los residuos. La inversión prima sobre los objetivos de
aprovechamiento.
-
tendencia apreciada en la política de la UE hacia un aprovechamiento
creciente de la materia orgánica fermentable contenida en los residuos.
Tendencia que se aprecia en los objetivos del PNRU (2000-2006) y sobre
todo en las Directivas sobre vertido y tratamiento de la materia orgánica
fermentable (2º borrador).
-
Rechazo constante y en prácticamente todos los lugares a la instalación de
incineradoras por los riesgos ambientales que conlleva y, en menor
medida, por sus altos costes de inversión y explotación, en constante
aumento por las exigencias ambientales, actuales y futuras, que
encarecerán y harán más compleja su gestión (reducción progresiva de las
emisiones contaminantes, tratamiento cada vez más exigente de las
cenizas...).
-
Creencia real o aparente (en el PIGRUG parece que sólo queda claro en el
caso del compostaje) de la no necesidad de la R.S. previa de la materia
orgánica fermentable.
-
Por último y quizás sea éste el factor básico más relevante, carencia en
España de una cultura de conservación del suelo, a pesar de reconocerse
oficialmente que nuestro ancestral y mayor problema ecológico es la
pérdida de suelo y sus consecuencias en términos de erosión y
desertización.
Esta falta de cultura del suelo, mucho menor que la cada vez más
extendida y correcta cultura del agua y aire, está en la base de la
correspondiente falta de estrategia de la gestión de los residuos
652
biodegradables.
La falta de una estrategia de recuperación y conservación del suelo,
convierte a los residuos biodegradables en un problema a solucionar de
forma aislada y con criterios generalmente alejados de su verdadero valor
ecológico, que de esta forma poco tiene que ver con su valor monetario.
653
Estoa factores pueden ayudar a comprender por qué se seleccionan
opciones tan diferentes para el tratamiento de la materia orgánica
fermentable. En el caso de la biometanización, la idoneidad de los
sistemas escogidos para tratar los diferentes tipos de residuos, no siempre
son los más apropiados, primando en la elección, otros factores de índole
ajena a la mejor gestión de estos residuos desde un punto de vista no sólo
ambiental sino económico.
5.-
El criterio del PIGRUG
La posición del PIGRUG sobre la metanización oscila entre la ambigüedad y la
ausencia de mención.
La ambigüedad se manifiesta tanto en el ANEXO 3 (“Tratamiento biológico de
la MO”), en el que se comparan biometanización con compostaje, como en el
texto principal en el que se indica que las instalaciones para el tratamiento de la
FORM recogida selectivamente, serán para compostar o metanizar.
En el texto principal se elude plantear esta solución y se comparan la de
“tratamiento mecánico biológico” con la incineración. En el fondo puede estar la
manifiesta negativa a practicar la recogida selectiva de este residuo, la FORM,
que es la más abundante en los RSU. Sin recogida selectiva se eliminan tanto el
compostaje como la biometanización.
Así el PIGRUG se inclina, no sin razonarlo, por la incineración, único tratamiento
del que se hacen los mayores elogios en el texto principal.
654
ANEXO IV: INCINERACIÓN
1.- Consideraciones generales
-
El PIGRUG sólo informa de costes de inversión y explotación, señalando
que el umbral de capacidad mínima se sitúa en las 50.000 t/año,
situándose, no obstante, el umbral de rentabilidad en las 300.000 t/año.
-
En ningún momento se refiere a tipos de hornos, sistemas de depuración
de gases y control de las emisiones de residuos peligrosos al exterior
(dioxinas, metales pesados...)
-
No explica el destino concreto y el sistema de tratamiento de las
cenizas, limitándose a señalar sólo, los costes por tonelada.
-
En ningún momento estima el volumen de gases que emitirán las
incineradoras propuestas y menos aún la carga de metales pesados,
dioxinas y furanos que emitirán anualmente y a lo largo de su vida útil. Sólo
se formulan afirmaciones generales sobre este tipo de instalaciones sin el
más mínimo rigor técnico y científico.
-
La preferencia por incineradoras de al menos 300.000 t/año
predispone, junto con la gran diferencia de costes (de 1,7 M_/año a 6,6
M_/año) en el tratamiento de las cenizas entre España y Francia, a
inclinarse por una única incineradora, para Gipuzkoa y el territorio BOPA,
en la Euroregión, cuyas cenizas se quedarían en Gipuzkoa.
-
La pretendida preocupación por reducir el vertido se materializa en la
generación de 112.000 t/año de residuos con destino a vertedero, de las
cuales 21.700 t son residuos peligrosos (cenizas).
655
Por esta razón el pretendido objetivo de “vertido cero” para los residuos
“crudos” se convierte en vertido de residuos peligrosos aunque “cocidos”.
-
Las necesidades de espacio para vertedero de estos residuos se elevan
a 10 Ha, lo que contradice los objetivos de evitación de nuevos vertederos.
A estas 10 Ha se suman las 4 Ha necesarias para la incineradora.
2.- Aspectos concretos de la incineradora propuesta para 310.000 t/año
En el Anexo 3 del PIGRUG se indican unos escuetos datos de las incineradoras
propuestas. Se analizan aquí los relativos a la instalación más significativa, la de
capacidad para 310.000 t/año, con unos criterios que son igualmente válidos para
las otras instalaciones (50.000 y 150.000 t/año).
De la lectura del breve texto (pág. 38 del Anexo 3) se deduce que:
-
la generación de cenizas y escorias se eleva al 36% en peso de los
residuos incinerados, por lo que la incineración tan solo reduce los residuos
en un 64% de su peso.
[309.256 t de residuos generan 111.825 t de cenizas y escorias, equivalentes
al 36% del residuo incinerado].
-
La generación bruta de electricidad prevista es de 537 Kwh/t, señalándose
un autoconsumo de 90 Kwh/t, por lo que se generarían 447 Kwh/t netos.
Según estos datos el rendimiento termoeléctrico supera el 17%.
La metodología del cálculo es sencilla:
t de residuos x PCI (poder calorífico inferior de los residuos) = energía de
entrada de los residuos (expresada en calorías, Kwh o julios) a esta cifra se
656
suma el consumo de gas-oil por t expresado en la misma unidad energética
(en el PIGRUG no se da esta cifra, por lo que se estima en 1,5 l/t)
Conocida la energía eléctrica bruta total (teórica) generada, se le resta la
consumida en los procesos mecánicos de la planta (estimada en 90 Kwh/t en
el PIGRUG); la cantidad resultante se divide por la correspondiente a la
energía entrante y se obtiene el rendimiento teórico
RSU:
309.256 t x 2.200 Kcal/Kg (PCI) = 680.363.200 Mcal.
Gas-oil: 7,5 l/t 309.256 x 1'
l = 463.884 l
463.884 l x 0,846 Kj/l x 10.293 Kcal(Kj = 4.039.445 Mcal.
Energía salida: 447 Kwh/t x 309.256 t = 138.237.432 Kwh
138.237.432 Kwh x 0,86 = 118.884.191 Mcal.
Este rendimiento es muy difícil alcanzar en una incineradora de RSU. En las
incineradoras existentes en España, no acostumbran a facilitar éste y otros
tipos de información, o cuando lo hacen no está garantizada su fiabilidad, tal
como se indica en el cuadro adjunto. En dicho cuadro se observa que los
datos facilitados no son correctos al menos en un caso conocido y que, de
serlos en el resto, la generación de Kwh/t varía desde los 56 Kwh a los 614
Kwh que corresponden a una incineradora de tamaño medio (137.378 t/año) y
con el máximo de emisiones de dioxinas y furanos (un 100% por encima del
límite establecido).
Según informaciones de incineradoras bien gestionadas, el rendimiento
termoeléctrico obtenido es del 10-12%; esto es, sólo un 10-12% de la energía
entrante(1) (contenida en los residuos que son incinerados) se recupera en
forma de electricidad para consumo ajeno a la planta (venta). Una explicación
657
no exhaustiva de este bajo rendimiento se encuentra en el apartado 2. “Una
breve comparación de los procesos de biometanización e incineración”
del ANEXO III BIOMETANIZACIÓN.
(11)
Sin embargo los residuos que entran en el horno han sido objeto de un tratamiento previo
(selección, mezclado, alimentación...) con un consumo adicional de energía, por lo que el
rendimiento final no alcanzará el 10% con bastante probabilidad.
658
En una central térmica convencional de gas natural este rendimiento llega a
superar el 40%.
-
El coste total por tonelada incinerada se establece en 6.341 PTA. Esta
cifra sorprende por su precisión respecto a una instalación sobre la que no se
precisa su contenido tecnológico y de proceso; por el bajo coste en relación a
otras instalaciones de mayor capacidad en funcionamiento y por su expresión
en PTA, cuando se expresan en _ otros presupuestos (documento estandar
anterior?).
Según se afirma en el propio PIGRUG, las instalaciones incineradoras
abaratan sus costes a medida que aumentan su capacidad. Pues bien, la
incineradora gallega de SOGAMA, situada en Cerceda (A Coruña) y con una
capacidad para 500.000 t/año, estableció en julio de 2002, unas tasas de
incineración para su autofinanciación (como exige la Directiva de la UE) a
cobrar a los ayuntamientos que son las siguientes:
• enero de 2003: 51,45 _/t (8.560,56 PTA/t)
• enero de 2004: 54,67 _/t (9.096,32 PTA/t)
• enero de 2005: 60,25 _/t (10.024,76 PTA/t)
• del 2006 al 2025 incremento anual IPC del 3,5%.
Estas tasas que SOGAMA estimó necesarias para el funcionamiento de la
incineradora, situarían el coste para los ayuntamientos en 1016 (horizonte del
PIGRUG) en 87,96 _/t (14.635,84 PTA/t). Ante la negativa de los
ayuntamientos permanece “congelada” la tasa inicial de 46,88 _/t (7.800
PTA/t). SOGAMA pretende ahora aumentar las toneladas incineradas,
conseguir mayor subvención por los Kwh generados y mayor aporte de
ECOEMBES por incinerar residuos de envases.
Por otra parte, el coste de 6.341 PTA/t que establece el PIGRUG, se obtiene
659
considerando un coste de tratamiento de las cenizas de 15.000 PTA/t (90,15
_/t), según se expresa en el ANEXO 5. Sin embargo en el Capítulo 29.
GESTIÓN
DE
R.U.
EN
LA
EUROCIUDAD
VASCA
BAYONNE-SAN
SEBASTIÁN (pág. 274) se indica que los costes de tratamiento y transporte de
las cenizas se sitúan en 162 _/t en España y de 304 _/t en Francia, al ser este
tratamiento en el vecino país más rigurosos con la protección ambiental.
Considerando que también en Gipuzkoa se debería tratar las cenizas al
menos como en Francia, estabilizándolas en balas y depositándolas en celdas
impermeables de forma que queden solidificadas con ayuda de cementos
especiales, nos encontramos con un aumento de 2.490 PTA/t que sumadas a
las 6.341 PTA/t elevan el coste total de tratamiento de 8.831 PTA/t, cantidad
que se aproxima a la establecida por SOGAMA para 2003.
3.- En torno a la peligrosidad que implican estas instalaciones. Metales
pesados y dioxinas
El PIGRUG elude exponer los peligros derivados de la contaminación que
originarían las instalaciones de incineración que propone, derivando este
espinoso problema al estudio comparativo de los resultados de un confuso y poco
riguroso “Análisis del Ciclo de Vida” (ACV) de las diferentes propuestas.
Siendo la contaminación atmosférica el mayor impacto ambiental que originan las
incineradoras, se exponen aquí los graves daños asociados a la emisión de dos
de los diferentes tipos de contaminantes que emiten: metales pesados y dioxinas,
considerados como los más peligrosos.
-
La emisión de metales pesados. Respecto a la emisión diaria de estos
contaminantes a la atmósfera, cabe señalar que, la incineradora de RSU de
Valdemingómez (Madrid) similar, por capacidad de tratamiento, a la propuesta
en el DIGRUG para 310.000 t/año, ha ido aumentando progresivamente la
cantidad de estos peligrosos contaminantes emitidos al medio.
660
661
CARACTERÍSTICAS DE LAS INCINERADORAS ESPAÑOLAS DE RSU Y EMISIÓN DE DIOXINAS
Y FURANOS SEGÚN LOS GESTORES DE LAS PLANTAS
CAPACIDA
D
ANUAL
(Mg/año)
% sobre el
total
incinerado en
España
Recuperaci
ón
energética
(Mwh/año)
Volumen de
gases
emitidos al
año (Nm3)
1
273.902
23,54
121.116(5)
2
217.722(2)
18,71
3
145.000
4
INSTALACIÓ
N
(1)
Emisión de dioxinas y furanos
Por m de gas
(ng I-TEQ/m3N)
por año
(mg ITEQ/año)
por tonelada
:TEQ/Mg)
1.280.000.000
0,003-0,007
3,84-8,96
0,014-0,032
176.000
1.300.000.000
0,05-0,1(3)
65-130(4)
0,29-0,60
12,46
51.986
652.500.000
0,002-0,004
1,3-3,6
0,009-0,018
31.000
3,66
6.268
200.000.000
0,03-0,7
6-140
0,19-4,3
5
137.378
12,80
84.395
720.000.000
1,08 (valor
máximo)
777
5,65
6
50.053
4,30
2.810
280.000.000
0,1 (valor
máximo
28
0,56
7
273.311
23,49
119.054
1.040.000.000
0,1 (valor
máximo)
104
0,38
8
55.339
3,04
200.000.000
0,1 (valor
máximo)
20
0,56
1005-1210
0,86-1,06
TOTAL
1.163.706
4.502.500.000
3
Fuente: Chemosphere 43 (2001) pág. 683-688 y elaboración propia (TÍTULO, traducción y comentarios al pie del cuadro)
662
•
•
•
•
•
Corresponden a: 1. Mallorca; 2. Madrid; 3. Tarragona; 4. Girona; 5. Mataró; 6. Moncada; 7. S. Adriá; 8. Melilla.
En 2000 trató, según el Ayuntamiento de Madrid, 302.720 t; en 1999: 294.790 t; en 1998: 268.830 t; en 1997: 243.820 t.
En diciembre de 2000 llegó a emitir 1,480 ng I-TEQ/m3N, no pudiendo superar 0,1 ng I-TEQ/m3 N.
Según promedio de mediciones de la CAM, esta cifra podría elevarse a 526 mg I-TEQ, o sea más de medio gramo.
La disparidad de generación eléctrica oscila entre 808 Kwh/t para Madrid y 56 Kwh/t para Moncada, lo que convierte esta
información en no válidad.
663
Según la información oficial, esta incineradora pasó de emitir en 1997, 0,03
mg/m3N (miligramos por metro cúbico de gas a presión normal expulsado por
la chimenea del horno) para el conjunto del cobre, plomo, cromo y manganeso
(Cu, Pb, Cr. Mn), a 0,22 mg/m3N en 2000, lo que equivale a un aumento del
633,3% en 4 años. Para los peligrosísimos cadmio y mercurio (Cd, Hg), el
aumento ha sido superior al 100%, porcentaje que se eleva al 400% para el
níquel y arsénico (Ni, As). Estos contaminantes, de gran persistencia y
estabilidad en el medio están considerados por su peligrosidad próximos, en
algunos casos a las dioxinas y furanos. Por estas razones y por la facilidad de
penetrar en las cadenas tróficas y permanecer en los organismos vivos
(incluido el ser humano) durante períodos de tiempo que pueden llegar a ser
prácticamente indefinidos para algunos metales, es prioritario evitar estas
emisiones, máxime cuando estamos hablando de un territorio con elevado
tejido industrial que contiene ya estas fuentes contaminantes.
La condición de persistencia y bioacumulación, exige que se calcule la
emisión total por años y durante toda su vida útil. Para ello debemos conocer
el volumen total de gases emitidos al año (m3N) y multiplicar por el valor
obtenido para 1 m3N. Tras este cálculo se observa que la incineradora de
Valdemingómez (Madrid) emitió en 4 años 520 Kg del conjunto de plomo,
cromo, cobre y manganeso y cerca de 20 Kg de los peligrosísimos cadmio y
mercurio conjuntamente.
El PIGRUG no menciona siquiera este riesgo por lo que no ofrece información
alguna.
-
La generación de dioxinas y furanos constituye el mayor problema de
contaminación química generado por la sociedad industrial(1). Cada vez son
más los científicos que consideran a estas substancias como las más
peligrosas generadas por la actividad humana para el conjunto de los
ecosistemas. De la complejidad de su identificación, análisis y estudio de sus
664
repercusiones en la salud humana da sobrada cuenta el último Congreso
mundial DIOXIN 2004 celebrado en septiembre de 2004 en Berlín (www.dioxin
2004.org), en el cual participantes de todo el mundo han expresado, a través
de más de un centenar de ponencias estos problemas.
El principal inconveniente con el que nos encontramos en España es la
dificultad y elevado coste de los análisis de estas substancias que, a
diferencia de otros contaminantes menos peligrosos (HCL, CO, partículas...),
no pueden ser medidos en continuo. El sistema más parecido a la medición
continua o automática consiste en la toma de muestras semiautomática
(Alemania, Flandes) y la toma de muestras en continuo de determinados
precursores de las dioxinas y furanos.
La toma de muestras es una labor compleja para la que sólo están
autorizadas siete empresas en toda España. El análisis de las muestras es
aún más complejo y sólo se realizan en el laboratorio de CSIC de Barcelona.
El coste de una analítica puede alcanzar los 1.500 _. Por estas razones los
análisis que se realizan son escasos y los resultados poco conocidos o
directamente ocultados.
El caso más conocido ha sido el de la incineradora de Valdemingómez
(Madrid), cuyos datos oficiales de emisiones (ver Cuadro) se sitúan en un
rango de 0,05-0,1 ngr/m3N (el límite legal máximo está en 0,1 ng/m3N). En
diciembre de 2000, un análisis realizado por la Comunidad Autónoma de
Madrid, puso de manifiesto que, frente a los datos de la empresa, siempre por
debajo del límite legal, las emisiones alcanzaban una superación de dicho
límite en un 1.480%. Los responsables de la instalación y el concejal de Medio
Ambiente del Ayuntamiento de Madrid han sido imputados por la fiscalía del
T.S. Justicia de Madrid que ha denunciado los hechos.
(12)
En el caso de las incineradoras se generan sin utilidad alguna.
665
Esta falta de transparencia y fiabilidad llega hasta el punto de que en los datos
del “Inventario español de dioxinas” publicados(1) (ver cuadro adjunto) sobre
las incineradoras de RSU no se identifican éstas, señalándose con un número
y por supuesto no figurando, en el caso de la de Madrid los resultados de las
mediciones efectuadas por la CAM.
Por otra parte, no sólo son necesarios el control y cumplimiento de los límites
de emisión sino también el conocimiento de los valores de inmisión que nos
indican con más precisión las posibilidades que tenemos de ingestión de estas
substancias. Es preciso, por tanto, elaborar un plan de muestreo y análisis de
los valores de inmisión completado con un estudio toxicológico sobre la salud
de la población potencialmente afectada. Este tipo de estudios sólo se han
realizado para la incineradora de Tarragona. En Madrid el Gobierno regional
ha realizado un estudio: “Monitorización de la morbi-mortalidad en el área
de influencia de la incineradora de Valdemingómez” encargado en 1996
(año de inauguración) y que concluyó en 2001, espacio de tiempo
excesivamente corto para poder constatar consecuencias realmente graves en
la salud de la población afectada estudiada (87.000 habitantes), por esta
razón el estudio finalizado en 2001 señala que: “En cuanto a posibles
efectos crónicos (tumores, cánceres...) es importante tener en cuenta
que la fecha reciente de comienzo de la incineradora hace que aún no
haya transcurrido tiempo suficiente para su estudio”, concluyendo que
para ello es necesario un período de estudio más prolongado, 10 a 15 años.
El estudio sólo ha investigado el aumento de una serie de enfermedades,
ingresos en urgencias...., pero no ha tomado muestras de la sangre y orina de
la población afectada.
(13)
En una revista científica de muy difícil acceso “ Chemosphere” de ámbito
mundial.
666
Estos estudios si se han realizado con aves que tienen su hábitat en las
cercanías de la incineradora por parte del CSIC, encontrándose niveles de
plomo y cadmio muy elevados y deduciendo por ello que: Los resultados de
este estudio sugieren que la creciente población humana viviendo en el área
cercana a la planta puede estar expuesta a contaminación crónica con una
gradiente muy variable de niveles de partículas volátiles de plomo,
dependiendo el nivel en la población de las emisiones de la incineradora y de
los valores de emisión de ese metal. (“Interindividual variability, uptake
routes and bioacumulation of heavy metals y black kites exposed to
emissions from la solid-waste incinerator” G. Blanco y otros)
A las mismas conclusiones llegan dos de los autores del estudio anterior en
otro informe científico, realizado sobre las mismas líneas de investigación. Por
su parte, otro grupo de investigadores del CSIC, ha realizado otro trabajo
sobre la incidencia de las emisiones de dioxinas (PCDDs) y furanos (PCDFs)
de la incineradora de Valdemingómez en los suelos de Madrid. El estudio
concluye señalando que:
“Después del descubrimiento de policlorinatos divenzo-dioxinas (PCDDs) y
policlorinatos divenzo-furanos (PCDFs) en las cenizas volátiles y emisiones
gaseosas de las incineradoras de residuos por diversos científicos, la
incineración de residuos ha sido una cuestión de gran preocupación durante
las últimas décadas debido a su potencial para la emisión al medio ambiente
de contaminantes altamente tóxicos, incluso si los PCDDs y PCDFs son
emitidos en pequeñas proporciones por las incineradoras de residuos, estos
compuestos tóxicos generan una enorme preocupación especialmente cuando
ellos pueden entrar en la cadena trófica de tal manera que pueden afectar a
las poblaciones humanas...”
El estudio localiza niveles de contaminación en los suelos en una amplia área
situada entre 1.200 y 2.000 m de distancia de la planta de incineración en
667
dirección sur. Los muestreos realizados en el año 1998 y en el año 1999
indican un incremento progresivo en los niveles de aquellos contaminantes en
los suelos de la zona. (“ A two years survey on PCDDs y PCDFs in an area
affected by municipal solid-wast incinerator. Study of soils, grass,
forage, cow’s milk and cattle faeces” . B. Jiménez y otros).
4.- Sobre las diferentes valoraciones que se realizan de la peligrosidad de
las emisiones y la conveniencia o no de las incineradoras
Frente a un sector, cada vez más amplio de científicos que trabajan en
instituciones estatales (CSIC, CIEMAT, Universidades...), profesionales de la
gestión ambiental y sobre todo asociaciones ecologistas, que ve con
preocupación el grave y persistente problema de los contaminantes que generan
las incineradoras, la posición oficial del Estado parece sistemáticamente
condicionada por la presión del sector privado.
En la cumbre mundial de la ONU de Johannesburgo celebrada en Diciembre de
2000, se acordó la prohibición de la producción de los doce contaminantes
químicos más peligrosos (se producen más de 100.000). Tres de ellos: dioxinas,
furanos y policlorobifenilos (PCBs) se producen actualmente en España. El
Convenio, acordado por 122 países entre ellos España, ha sido ratificado por 59
países, por lo que, en 2004, ha entrado en vigor. España no lo ha suscrito,
señalando los responsables ministeriales que la dificultad está en la eliminación
de dioxinas y furanos, dado que para los PCBs ya se cuenta con un plan para su
desaparición total en 2025.
Este clima de laxitud y tolerancia tiene, básicamente, sus orígenes en la poderosa
industria incineradora española (cementeras, papeleras, metalúrgica,...) Que
pretende
extender
constantemente
668
su
actividad
a
otro
sectores,
fundamentalmente al de los residuos.
A través del “ Instituto de Diversificación y Ahorro Energético” (IDAE), el
Estado español ha elaborado una estrategia de apoyo a la incineración de
residuos, de tal forma que ha convertido “oficialmente” a este tratamiento en el
más apoyado y subvencionado de todos: apoyos fiscales, financieros y a la
expropiación forzosa de terrenos; subvenciones a proyectos y constitución de
incineradoras (Ley 82/1980 sobre conservación de la energía); equiparación de la
electricidad que se genera incinerando RSU con la que tiene su origen en la
solar-fotovoltaica o solar-eólica, subvencionando, por ser “energía renovable” su
generación (4,30 PTA/Kwh en 2001(1) a la cual debe añadirse la subvención para
la energía que provenga de incineradoras con más de 10.000 Kw de potencia
instalada. La UE creó el programa VALOREN mediante el cual se financian las
incineradoras
a
través
de
las
Administraciones
Central
y
Autonómica
conjuntamente con el FEDER.
Por otra parte, la legislación española (Ley 11/97 de envases y sus residuos)
obliga a la incineración de entre un 25% como mínimo y un 40% como máximo de
los residuos de envases, lo que exige incinerar entre 1.350.000 y 2.160.000
toneladas al año. Por esta razón una parte de los residuos de envases que
depositamos a diario para “su recogida selectiva en el “cubo amarillo” son
incinerados, obteniendo las incineradoras por este motivo una prima entorno a las
7 PTA (0,042 _) por Kwh generado. Esta subvención negociable, como el resto
del coste de esta recogida selectiva de envases, se recauda mediante el “punto
verde” que pagamos al comprar los envases y cuyos ingresos y gestión corre a
cargo de una entidad privada llamada ECOEMBES. Las cuentas de esta entidad
no son conocidas ni la ley de envases y residuos de envases lo exige.
Ante estas circunstancias tan favorables para la instalación de nuevas
(14)
Se regula por R.D. para cada año.
669
incineradoras, cabe preguntarse por qué el porcentaje total de RSU incinerados
en España (5,5%) no varía desde hace años y el Plan Nacional de RU (PNRU
2000-2006) sólo contempla elevar este porcentaje al 17,7% en 2006. Es difícil
encontrar otra respuesta que la basada en la enorme impopularidad y rechazo
que este tratamiento de las basuras genera.
5.- La posición del PIGRUG ante los riesgos y peligros de la incineración
Los redactores del PIGRUG parecen estar más penetrados o convencidos por los
argumentos esgrimidos por el sector industrial (con la parte de la Administración
correspondiente) que por la cada vez mayor preocupación que se muestra en los
ámbitos ambiental y científico.
670
La Comisión Europea, en 1992, manifiesta de forma clara que ante la
peligrosidad reconocida de las dioxinas, “no existe ningún método seguro
para garantizar que se respete el límite legal establecido para las
emisiones de dioxinas” (Explanatory memorandum. COM (92) pág. 3). Ante
esta afirmación, que responde al principio de precaución, el Estado español, a
través del IDAE, divulga activamente que “La incineración es un
procedimiento de valorización de los RSU que se caracteriza por
eliminarlos de forma fiable y rápida, con un nivel de impacto sobre el
medio ambiente prácticamente nulo y que resulta apropiado para zonas
densamente pobladas y con dificultades para encontrar superficies
amplias de terreno aptas para el vertido” (Energías renovables en España
Ministerio de Industria y Energía - IDAE, Madrid, 1993, colección: de libros
distribuidos con gran tirada con el diario económico CINCO DÍAS).
El PIGRUG, que plantea un objetivo de incineración un 340% superior al del
PNRU, también hace suya literalmente aunque casi una década después, la
afirmación del IDAE de que esta solución a los RSU “se considera la mejor
alternativa en zonas urbanas densamente pobladas” (pág. 70). En cuanto al
“nivel de impacto ambiental prácticamente nulo” que en 1993 afirma el
IDAE, los redactores del PIGRUG, parece que atentos a los avances
argumentales del sector, afirman, carentes de toda base documental, que “el
balance de dioxinas y furanos (emitidos menos introducidos por los
residuos) en las incineradoras, es negativo: se emiten menos que las que
entran”. Por esta razón se afirma que las incineradoras actuales que cumplan
“con los valores límite de emisión” no son “un foco sino un sumidero de
contaminación pudiéndose reducir en un 90% las cantidades de dichos
contaminantes”.
Estas y otras afirmaciones gratuitas, que se hacen en el PIGRUG carecen de
referencias técnicas y científicas que nos permitan conocer quiénes, cuándo,
con qué garantías y periodicidad se han hecho los análisis pertinentes para
poder llegar a esas arriesgadas afirmaciones. Nadie, en ningún Congreso de
investigadores, se atrevería a afirmar algo semejante sin avales científicos.
¿Cómo es posible que afirmaciones como ésta, cuyas consecuencias
671
pueden afectar a decisiones importantes en relación con nuestra salud y
la del medio, se puedan hacer tan irresponsablemente?.
672