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Riesgos para la salud humana
derivados de la valorización energética
de fangos de depuradora en la planta
de Uniland Cementera, S.A., de
Vallcarca (Barcelona).
J. Rovira. Laboratorio de Toxicología y Salud Medioambiental Facultad de Medicina y Ciencias de La
Salud, IISPV. Escuela Técnica Superior de Ingeniería Quimica. Universidad Rovira i Virgili.
M. Mari. Laboratorio de Toxicología y Salud Medioambiental Facultad de Medicina y Ciencias de La
Salud, IISPV. Escuela Técnica Superior de Ingeniería Quimica. Universidad Rovira i Virgili.
J. Flores. Uniland Cementera, S.A.
M. Nadal. Laboratorio de Toxicología y Salud Medioambiental Facultad de Medicina y Ciencias de
La Salud, IISPV. Universidad Rovira i Virgili.
M. Schuhmacher. Laboratorio de Toxicología y Salud Medioambiental Facultad de Medicina y
Ciencias de La Salud, IISPV. Escuela Técnica Superior de Ingeniería Quimica. Universidad Rovira i Virgili.
J. L. Domingo. Laboratorio de Toxicología y Salud Medioambiental Facultad de Medicina y
Sostenibilidad
Ciencias de La Salud, IISPV. Universidad Rovira i Virgili.
Desde 2008, la planta de Uniland Cementera, S.A ubicada en Vallcarca (Barcelona) utiliza
lodos de depuradora como combustible alternativo en el horno. A fin de determinar la evolución temporal de los niveles de dibenzo-p-dioxinas y dibenzofuranos policlorados (PCDD/
Fs) y de algunos metales pesados (As, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Ni, Pb, Sn, Tl, V, and Zn), así como
los potenciales riesgos sobre la salud humana asociados, se recogieron muestras de suelo,
vegetación y aire alrededor de la planta tras un año de sustitución parcial permanente de
combustible fósil por fangos de depuradora. Se evaluó la evolución temporal de los niveles de dichos contaminantes ambientales comparando las concentraciones obtenidas con
las correspondientes a muestras recogidas en estudios previos (2003 y 2006) en los mismos
puntos de muestreo. Las concentraciones medias de PCDD/Fs en vegetación y suelo fueron
0,10 y 1,11 ng I-TEQ/kg ps, respectivamente, valores muy semejantes a los encontrados en
los estudios anteriores. En cuanto a los metales, no se observó ninguna tendencia temporal,
tan sólo ciertas fluctuaciones a lo largo del tiempo. En el presente estudio, además de suelo
y vegetación, se analizaron las concentraciones de metales en aire, las cuales fueron similares a las detectadas en diversas zonas industrializadas. Los riesgos sobre la salud humana
de la población residente en los alrededores de la fábrica de cemento fueron similares a los
obtenidos en los anteriores estudios, cuando sólo se utilizaba coque de petróleo como combustible, siendo en ambos casos aceptables según los estándares internacionales.
Introducción
La gestión de los residuos es un problema global de gran complejidad debido al incremento continuo de su generación especialmente en países industrializados [1]. A fin
64 ISSN: 0008-8919. PP.: xx-xx
de hacer frente a dicha gestión, los gobiernos están desarrollando y aplicando
políticas compatibles con la protección
de los ecosistemas y de la salud pública.
Sin embargo, y a pesar de los importantes avances a nivel europeo, en España
aún existe un importante rechazo social a la aceptación de algunas de estas
prácticas, como puede ser la valorización
energética [2], lo cual supone un serio
problema que necesita ser estudiado en
profundidad, mediante al menos en parte, la realización y difusión de estudios
científicos de evaluación de su impacto
real en el medio ambiente y de los riesgos para la salud [3].
Los lodos de depuradora son materiales
sólidos o semisólidos obtenidos en el tratamiento de aguas residuales. Tanto en la
Unión Europea (UE) como en España, su
producción está aumentando debido a
la proliferación de estaciones depuradoras de aguas residuales (EDARs), muchas
de ellas construidas en cumplimiento de
la Directiva Marco del Agua. Existen diferentes alternativas para el tratamiento
de dichos lodos: a) su utilización como
fertilizante en agricultura, b) como combustible secundario en procesos industriales con alta demanda energética, y
c) disposición en vertedero. Entre estas
opciones, el uso en la agricultura es la
preferida, teniendo en cuenta que los lodos de depuradora contienen nitrógeno,
fósforo y materia orgánica [4]. Sin embargo, debido a las características físicoquímicas de los procesos implicados en
su tratamiento, los lodos también tienden a concentrar, a niveles traza, metales
pesados y compuestos orgánicos poco
biodegradables, así como organismos
potencialmente patógenos (virus, bacterias, etc.) presentes en aguas residuales [5
y 6]. Mediante la Directiva 86/278/EEC, la
UE ha establecido ciertas restricciones en
la aplicación de lodos en suelos agrícolas
para evitar una disminución en la calidad
del suelo y de las aguas [7]. Sin embargo,
hasta ahora la legislación sólo tiene en
cuenta los niveles de metales [8], obviando otros contaminantes potencialmente
tóxicos. Otros posibles inconvenientes
de la disposición de lodos de depuradora en agricultura son los siguientes: a) la
cantidad generada podría ser superior a
la demanda agrícola, b) los lodos de depuradora podrían no cumplir con los pa-
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Sostenibilidad
rámetros legales para su utilización en agricultura, y c) no existe,
en las proximidades de las depuradoras, una suficiente cantidad
de terrenos adecuados para su aplicación agrícola.
Por otra parte, los vertederos son jerárquicamente la última opción en la gestión de los residuos, ya que la legislación de la
UE establece que el material biodegradable depositado permanentemente en vertederos deberá haberse reducido al 50% en
2013, y al 35% para 2020, con respecto a los niveles de 1995 [9].
En este contexto, la utilización de lodos de depuradora como
combustible secundario en procesos industriales que requieren
grandes cantidades de energía como puede ser la fabricación
de cemento, supone una opción interesante. Dicha práctica
conlleva importantes ventajas: ahorro de combustibles fósiles
y de materias primas, reducción de emisiones computables de
CO2, valorización de residuos, y reducción de los costes de producción del cemento. Sin embargo, la combustión de lodos de
depuradora puede también generar emisiones a la atmósfera de
sustancias tóxicas, como metales pesados y dibenzo-p-dioxinas
y dibenzofuranos policlorados (PCDD/Fs) [10-12]. Esto puede
significar un aumento en los riesgos para la salud de la población que vive alrededor de las instalaciones, ya sea por inhalación o indirectamente, ya que los contaminantes pueden llegar
al suelo y la vegetación, entrando así en la cadena alimentaria
[13]. Por lo tanto, es esencial en este sentido realizar estudios de
evaluación de potenciales riesgos para la salud alrededor de las
plantas de cemento que están utilizando combustibles alternativos (por ejemplo, lodos de depuradora).
La planta de Uniland Cementera, S.A., en Vallcarca (Barcelona) ha
estado operando durante más de 100 años. En 2003, se realizó
un primer estudio para evaluar los riesgos sobre la salud en la
población residente cerca de la planta. Muestras de vegetación
(hierbas) y suelos se usaron como monitores ambientales a corto y largo plazo, respectivamente [14]. En 2005, conjuntamente
con el Departamento de Medio Ambiente de la Generalitat de
Catalunya, se llevó a cabo una prueba piloto puntual para estudiar las variaciones en las emisiones de contaminantes derivadas de una sustitución parcial (15%-20%) del valor energético
de coque de petróleo por fangos de depuradora [15]. En 2006,
después de dicha prueba experimental, se volvieron a recoger
muestras de suelo y de vegetación en los mismos puntos de
muestreo, a fin de realizar una evaluación temporal de los niveles de PCDD/Fs y metales [16]. Los resultados mostraron que la
exposición ambiental a metales y PCDD/Fs, no supuso un aumento en los riesgos para la salud de las personas que habitaban en las cercanías de la fábrica de cemento [17]. De acuerdo
con estos resultados, desde el año 2008, los lodos de depuradora están siendo usados regularmente como combustible alternativo, alcanzando un 20% de substitución del valor energético
del coque de petróleo.
cional, por lodos de depuradora. Asimismo, se analizaron las
concentraciones de metales pesados en aire en los alrededores
de la fábrica. Finalmente, los riesgos para la salud humana derivados del cambio parcial de combustible fueron evaluados en
base a las concentraciones de los contaminantes analizados.
Materiales y métodos
Muestreo
Se recogieron muestras de vegetación (Piptatherum sp.) en los
mismos 16 puntos de muestreo de los estudios previos. Los detalles acerca de la planta de cemento, los puntos de muestreo
y los criterios utilizados para su selección fueron previamente
descritos [16]. Resumiendo, los puntos de toma de muestra corresponden a áreas habitadas y a zonas sensibles situadas a diferentes direcciones y distancias de la planta (Figura 1). Los puntos
fueron clasificados en dos áreas: cercanos (<3,5 km) y lejanos
(>3,5 km) a la planta. La dirección predominante del viento en el
área fue del noroeste. Se recogieron aproximadamente 150 g de
hierba en cada punto, cortando a una altura de 4 cm del suelo.
Después del muestreo, se empaquetaron en papel de aluminio.
Posteriormente, se secaron a temperatura ambiente, y se guardaron en papel de aluminio hasta su análisis.
En cada punto de muestreo, se recogieron también aproximadamente 500 g de muestra de suelo superficial (0-5 cm). La
muestra se compuso de 4 submuestras, correspondientes a una
superficie aproximada de 10 m2. La muestra integrada se secó a
temperatura ambiente, se tamizó a través de una malla de 2 mm
de diámetro y se almacenó hasta su posterior análisis.
Para el análisis de metales en aire, se recogieron muestras durante 10 días consecutivos procedentes de una estación de
muestreo ubicada en el propio recinto de la fábrica. Se evaluaron cuatro períodos de tiempo, correspondientes a cada una de
las estaciones: otoño (del 22 al 31 de octubre de 2008), invierno
(del 20 al 29 de enero de 2009), primavera (del 1 al 10 abril de
2009) y verano (del 1 a 10 julio de 2009). Las muestras de aire
diarias se recogieron en filtros de fibra de cuarzo por medio de
muestreo activo de bajo volumen.
Figura 1. Puntos de muestreo alredor de la fábrica de cemento Uniland Cementera S.A. en Vallcarca (Barcelona).
El objetivo del presente estudio fue determinar la tendencia
temporal en los niveles de PCDD/Fs y metales en monitores ambientales (suelo y vegetación) alrededor de la planta de cemento de Uniland Cementera, S.A., en Vallcarca. La monitorización se
realizó después de aproximadamente un año de la sustitución
permanente del 20% de la energía de combustible fósil tradi-
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Análisis
de plasma acoplado inductivamente (ICP-MS, Perkin Elmer Elan
6000). Los niveles de As, Cd, Co, Cu, Hg, Mn, Pb, Sn, Tl y Zn en
vegetación se determinaron por ICP-MS, mientras que los relativos a Cr, Ni y V se midieron por absorción atómica en cámara
de grafito [19].
Las concentraciones de PCDD/Fs se determinaron en 16
muestras de vegetación, mientras que los niveles en suelo
sólo se analizaron en los 4 puntos más cercanos (<3,5 km) a
la planta. Los análisis de PCDD/Fs se llevaron a cabo siguiendo el método estándar EN 1948. Brevemente, se adicionaron
congéneres de PCDD/Fs marcados con 13C12 (Wellington Laboratories, Guelph, Canadá). Seguidamente, se realizaron de
forma consecutiva los siguientes pasos de pre-tratamiento:
extracción Soxhlet, clean-up, evaporación y resuspensión en
una solución de n-tetradecano. La determinación analítica se
realizó mediante un cromatógrafo de gases de alta resolución
Varian 3300 acoplado a un espectrómetro de masas de alta
resolución Finnigan MAT 95.
La precisión de los análisis se comprobó mediante la determinación de los niveles en muestras duplicadas, así como en blancos
(control). Por otra parte, se analizó una muestra de material de
referencia (Loamy clay soil, National Institute of Standards and Technology, US, LCS-4) en cada batería de 10 muestras, para comprobar la deriva en la sensibilidad instrumental.
Análisis estadístico
Para el análisis estadístico de los datos, se estimó que aquellos contaminantes con niveles por debajo del respectivo límite de detección (LD), tenían una concentración igual a la
mitad del límite de detección (ND = ½ LD). La significación
estadística se estableció mediante la aplicación del test de
Levene para determinar si los resultados seguían una distribución paramétrica. Por último, la significación estadística se
calculó mediante el análisis de una forma de varianza (ANOVA) o por la prueba de Kruskal-Wallis. Las diferencias se consideraron como significativas para probabilidades menores
a 0,05 (p<0,05). Las concentraciones totales de PCDD/Fs se
calcularon de acuerdo a los factores internacionales de Equivalencia tóxica (I-TEQ) [20].
Para el análisis de metales, se trató 0,5 g de muestra seca de
suelo o vegetación en un sistema de digestión por microondas
Milestone Start D durante 10 min hasta llegar a 165 ºC, manteniendo esta temperatura durante 20 min adicionales [18]. A
su vez, los filtros de aire fueron digeridos en bombas de teflón
hermético con una mezcla 2:3 de HNO3:HF durante 8 horas a
temperatura ambiente, y 8 horas más a 80 ºC. Una vez fríos, los
extractos se filtraron y se llevaron a un volumen de 25 ml con
agua mili-Q. Las concentraciones de arsénico (As), cadmio (Cd),
cobalto (Co), cromo (Cr), cobre (Cu), manganeso (Mn), mercurio
(Hg), níquel (Ni), plomo (Pb), estaño (Sn), talio (Tl), vanadio (V)
y zinc (Zn), en suelos y aire, se analizaron por espectrometría
Tabla 1. Concentraciones de PCDD/Fs (ng/kg p.s.) en muestras de vegetación y suelos recogidas alrededor de la fábrica de
cemento de Vallcarca en 2003, 2006 y 2009..
Vegetación
2006
2009
2003
2006
2009
2,3,7,8-TCDD
ND
ND
ND
0,05±0,03
0,06±0,04
0,06±0,04
1,2,3,7,8-PeCDD
ND
ND
ND
0,17±0,10
0,25±0,24
0,10±0,08
1,2,3,4,7,8-HxCDD
ND
ND
ND
0,19±0,15
0,19±0,21
0,16±0,11
1,2,3,6,7,8-HxCDD
0,04±0,02
ND
0,03±0,01
0,35±0,24
0,38±0,35
0,27±0,20
1,2,3,7,8,9-HxCDD
Sostenibilidad
Suelos
2003
ND
ND
ND
0,30±0,22
0,35±0,24
0,29±0,23
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD
0,52±0,35
0,24±0,09
0,22±0,09
4,63±4,31
5,30±6,48
3,50±3,48
OCDD
3,85±3,79
0,79±0,39
0,78±0,35
23,1±22,0
26,0±32,8
19,9±24,1
2,3,7,8-TCDF
0,24±0,06
0,19±0,08
0,12±0,04
0,80±0,50
0,83±0,57
0,93±0,66
1,2,3,7,8-PeCDF
0,12±0,05
0,14±0,09
0,08±0,05
0,48±0,38
0,45±0,38
0,46±0,30
2,3,4,7,8-PeCDF
0,11±0,05
0,10±0,05
0,07±0,03
0,68±0,44
0,78±0,68
0,97±1,02
1,2,3,4,7,8-HxCDF
0,08±0,02
0,08±0,04
0,07±0,03
0,70±0,42
0,88±0,68
1,20±1,49
1,2,3,6,7,8-HxCDF
0,07±0,02
0,06±0,02
0,06±0,02
0,50±0,29
0,53±0,40
0,51±0,36
1,2,3,7,8,9-HxCDF
ND
ND
ND
0,06±0,03
0,14±0,11
ND
2,3,4,6,7,8-HxCDF
0,06±0,02
0,06±0,02
0,06±0,03
0,55±0,29
0,65±0,47
0,59±0,42
1,2,3,4,6,7,8-HpCDF
0,21±0,09
0,20±0,12
0,18±0,07
2,63±1,67
3,18±2,50
2,65±1,84
1,2,3,4,7,8,9-HpCDF
ND
ND
ND
0,21±0,14
0,28±0,21
0,36±0,41
OCDF
ND
0,35±0,28
0,16±0,10
2,33±1,35
2,70±2,06
2,85±2,15
0,17±0,04
0,15±0,05
0,10±0,03
0,94±0,55
1,10±0,80
1,11±0,87
I-TEQ Totales
Resultados expresados como media ± desviación estándar.
ND: No detectado. Limites de detección desde tetra- hasta hexaCDD/Fs: 0,025 ng/kg; hepta-CDD/Fs: 0,05 ng/kg y octaCDD/F: 0,25 ng/kg.
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Sostenibilidad
Riesgos para la salud humana
Con el fin de comparar los resultados actuales con los de estudios anteriores, se utilizó la misma metodología que en nuestros estudios previos [19]. La exposición a PCDD/Fs se evaluó
utilizando Vlier-Humaan [21]. Se consideraron tres vías de exposición: a) inhalación de aire, b) absorción dérmica de tierra y polvo, y c) ingestión de tierra y polvo. La inhalación a través del aire
se calculó teniendo en cuenta unas concentraciones de PCDD/
Fs en inmisión en los alrededores de la fábrica de cemento de
15,4, 33,4 y 20,2 fg I-TEQ·m-3 en 2003, 2006 y 2009, respectivamente (datos no publicados). A su vez, la exposición a metales
se calculó utilizando una metodología estándar [22], estimando
separadamente su ingestión e inhalación.
Resultados y discusión
Concentraciones ambientales de PCDD/Fs y metales
La Tabla 1 presenta las concentraciones de PCDD/Fs en muestras vegetación, suelo y aire recogidas en las proximidades de
la planta de cemento en la campaña actual (2009), así como en
los estudios anteriores (2003 y 2006). En 2009, la concentración
media total de PCDD/Fs en vegetación fue de 0,10 ng de I-TEQ/
kg, mientras que en 2003 y 2006, fue de 0,17 y 0,15 ng de I-TEQ/
kg, respectivamente. El rango actual de concentraciones estuvo
entre 0,06 y 0,16 ng de I-TEQ/kg, mientras que en 2003 y 2006, las
concentraciones mínima y máxima fueron de 0,11 y 0,25 ng de
I-TEQ/kg, y de 0,08 y 0,29 ng de I-TEQ/kg, respectivamente [17].
Se registró una disminución significativa (p<0,05) de los niveles
de PCDD/Fs en vegetación con respecto a los estudios anteriores.
En cuanto a las concentraciones de los congéneres de PCDD/Fs
individuales, se observaron perfiles similares en las tres tomas de
muestra, siendo los congéneres OCDD, 1, 2, 3, 4, 6, 7, 8-HpCDD, y
1, 2, 3, 4, 6, 7, 8-HpCDF los más abundantes. En suelos, se observaron concentraciones similares en las distintas campañas, siendo
la concentración media actual de 1,11 ng I-TEQ/kg (rango: 0,322,14 ng I-TEQ/kg). Los niveles medios de PCDD/Fs de los estudios
previos fueron de 0,94 (rango: 0,32-1,62 ng I-TEQ/kg) y 1,10 ng
I-TEQ/kg (rango: 0,40-2,12 ng I-TEQ/kg) en 2003 y 2006, respectivamente. Estos niveles son similares e incluso inferiores a las concentraciones encontradas recientemente en muestras de suelo
en torno a otras áreas industriales [23-25]. Además, los perfiles de
de los congéneres PCDD/Fs en suelos del presente estudio fueron también similares a los obtenidos en las campañas anteriores.
Así pues, no se encontraron diferencias significativas en ninguno
de los monitores ambientales utilizados para evaluar los cambios
potenciales en inmisión de PCDD/Fs, como consecuencia de la
utilización de lodos de depuradora como combustible alternativo a lo largo de aproximadamente un año.
Durante las pruebas piloto de sustitución parcial de combustible, llevadas a cabo en 2005, se controlaron las emisiones
de PCDD/Fs en chimenea, detectándose concentraciones de
0,006 ng I-TEQ·m-3 al inicio, y de 0,0002 ng I-TEQ·m-3 a la finalización [15]. En cualquier caso, esos niveles son notablemente
más bajos que el límite legal establecido en 0,1 ng I-TEQ·m-3
por la Directiva 2000/76/CE para hornos de cemento que coincineran residuos. Los resultados están asimismo en concordancia con los de otros estudios [26]. Después de evaluar más
de 2.000 mediciones de emisión de PCDD/Fs en hornos de
Tabla 2. Concentraciones de metales en muestras de vegetación, suelos y aire recogidas en los alrededores de la fábrica de
cemento de Vallcarca. Variaciones temporales.
Vegetación (μg/g)
% variación
Suelos (μg/g)
% variación
Aire
(ng/m3)
2003
2006
2009
03-09
06-09
2003
2006
2009
03-09
06-09
2009
As
0,08±0,09
ND
0,13±0,13
62
123*
7,97±5,28
4,01±2,60
9,79±4,81
23
144*
3,85±5,31
Cd
0,02±0,04
0,02±0,02
0,01±0,00
-33
-29
0,27±0,21
0,11±0,10
0,28±0,15
4
150*
0,37±0,68
Co
0,05±0,03
0,03±0,02
0,03±0,01
-43*
-2
5,90±1,67
2,61±1,25
5,14±2,03
-13
97*
0,60±0,41
Cr
0,30±0,14
0,87±0,61
1,59±0,44
430*
83*
16,4±8,93
6,26±2,96
20,5±6,60
25
227*
ND
Cu
3,04±1,75
4,61±3,42
5,21±2,85
71*
13
15,6±10,6
9,61±8,03
26,6±18,7
71*
177*
4,85±2,82
Hg
0,04±0,06
0,02±0,01
ND
---
---
0,04±0,03
ND
0,06±0,03
54
556*
ND
Mn
20,5±12,7
39,1±23,2
32,0±17,6
56*
-18
241±105
226±104
250±88,8
4
11
21,0±21,1
Ni
1,69±1,83
0,44±0,56
0,82±0,38
-52
85*
16,5±9,91
9,29±4,08
14,8±4,54
-10
59*
4,31±2,29
Pb
0,66±0,49
0,22±0,12
0,19±0,20
-71*
-12
26,8±21,9
18,5±21,8
34,0±22,4
27
83
10,1±7,43
Sn
0,07±0,03
0,08±0,11
0,10±0,04
39
19
0,15±0,20
0,05±0,08
0,52±0,41
248
1000*
6,80±5,54
Tl
0,02±0,02
0,02±0,02
0,05±0,08
139*
155
0,33±0,42
0,12±0,21
0,33±0,29
-2
165*
ND
V
0,13±0,10
0,29±0,12
0,33±0,16
157*
15
22,4±12,9
8,30±3,65
27,7±9,88
24
234*
6,39±3,99
Zn
18,0±5,23
12,8±3,84
19,4±6,95
8
52*
60,4±43,2
63,9±49,6
66,1±35,7
10
3
-
Resultados expresaos como media ± desviación estándar.
ND: No detectado.
Límites de detección en suelos(mg/kg): 0,25 para Cr, V y Zn; 0,10 para As, Cu, Hg y Ni; 0,05 para Co y Sn; 0,03 para Cd, Mn, Pb y Tl.
Límites de detección en vegetación (mg/kg): 0,25 para Zn; 0,23 para V; 0,14 para Ni; 0,10 para As, Cu y Hg; 0,06 para Cr; 0,05 para Co y Sn; 0,03 para Cd, Mn, Pb y Tl.
Límites de detección en filtros de aire (ng/m3): 2,29 para Cr y V; 0,92 para As, Cu, Hg y Ni; 0,46 para Co y Sn; 0,23 para Cd, Mn, Pb y Tl.
*Diferencias significativas: p<0,05.
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cemento, representando la mayoría de las tecnologías de producción y los escenarios de utilización de residuos, Karstensen [27] concluyó que el uso adecuado y responsable de residuos sólidos urbanos, e incluso industriales, para reemplazar
los combustibles fósiles no parece aumentar la formación de
PCDD/Fs. Del mismo modo, Gálvez y colaboradores [28] analizaron recientemente la interacción de PCDD/Fs producidas
por la combustión de lodos de depuradoras y el material de
cemento en bruto simulando, a escala de laboratorio, los procesos que ocurren en un horno de cemento. Se observó que
el material del cemento crudo mostraba un efecto catalizador
de destrucción de PCDD/Fs.
La Tabla 2 muestra los niveles de metales en suelos, vegetación
y aire en la actual campaña (2009), así como en las realizadas
en 2003 y 2006. El Mn, seguido del Zn, fueron los elementos
más abundantes en suelos y vegetación. En hierbas, el siguiente
elemento en abundancia fue el Cu, mientras que en suelos fue
el Pb. Ello podría reflejar la acumulación a largo plazo de Pb en
suelos, como resultado de las altas concentraciones ambientales cuando este elemento era usado como aditivo en gasolinas
[29]. A su vez, el Hg y Cd presentaron los niveles más bajos en
ambos monitores. En vegetación, se observaron fluctuaciones
entre 2009 y los muestreos anteriores. Las concentraciones de
As, Cr, Ni y Zn aumentaron significativamente entre 2006 y 2009
(p<0,05). Respecto a la variación entre 2003 y 2009, los niveles de
Cr, Cu, Mn, Tl y V mostraron un aumento significativo (p<0,05),
mientras que Co y Pb disminuyeron significativamente (p<0,05).
Por lo tanto, no se pudo establecer una clara y homogénea tendencia general. La excepción fue el Cr, para el que se observó
un aumento de concentración progresivo y significativo desde
2003. Consecuentemente, sería muy recomendable realizar una
estrecha vigilancia de este metal en futuros estudios.
En suelos, aunque se observaron aumentos para la mayoría de
los metales entre 2003 y 2009, dicho cambio sólo resultó ser
estadísticamente significativo para el Cu (p<0,05). Sin embargo, entre 2006 y 2009, las concentraciones de As, Cd, Co, Cr,
Cu, Hg, Ni, Sn, Tl y V aumentaron significativamente (p<0,05).
Cuando las concentraciones de metales fueron evaluadas en
función a la distancia a la planta, se observó que, únicamente,
el As mostraba niveles más elevados en la zona más cercana
(<3,5 km) a la planta de cemento. En general, se observaron
ligeras fluctuaciones en los niveles de metales monitorizados
en muestras ambientales, como vegetación o suelos, debido
a que los metales son más solubles, dependiendo más de las
condiciones meteorológicas (especialmente de las precipitaciones). Además, la geología regional también puede afectar
los niveles de base de ciertos elementos, tales como As en
suelos [30]. En aire, las mayores concentraciones de metales
correspondieron a Mn (21,0 ng/m3) y el Pb (10,1 ng/m3). Por
el contrario, el Hg estuvo por debajo del límite de detección
(LD: 0,92 ng/m3) y Cr y Tl (LD: 2,29 y 0,23 ng/m3, respectivamente) sólo pudieron ser detectados en 2 y 4 muestras, respectivamente. Recientemente, se han encontrado niveles similares a
los del presente estudio en otras zonas industriales de Cataluña [31]. Las concentraciones cerca de Vallcarca fueron en realidad sustancialmente inferiores a las halladas en zonas urbanas
e industriales contaminadas [32]. En la actualidad, hay dos Directivas Europeas referentes a las concentraciones de metales
en aire, una relacionada con el Pb (1999/30/CE), y una segunda
relacionada con el Ni, As y Cd (2004/107/CE). Estas directivas
establecen la concentración media anual límite de metales en
500, 20, 5 y 6 ng/m3 para Pb, Ni, Cd y As, respectivamente. En el
muestreo actual, no se superó ninguno de esos límites. En aire,
no se pudieron evaluar los cambios derivados de la substitución parcial de combustible debido a que las concentraciones
de metales en este monitor no habían sido determinadas en
los muestreos anteriores.
Riesgos sobre la salud humana
Las concentraciones ambientales de PCDD/Fs y de metales pesados obtenidas en 2009, así como las halladas en los estudios
previos (2003 y 2006), se usaron para evaluar los posibles cambios en los riesgos para la salud de la población residente en las
proximidades de la planta de cemento, una vez que se había
realizado una sustitución del 20% del valor energético de coque
de petróleo por lodos de depuradora, durante aproximadamente un año. Se consideraron tres vías de exposición para evaluar
la exposición ambiental a PCDD/Fs: inhalación, absorción dérmica por suelo y polvo, e ingestión de suelo y polvo. Los deta-
Figura 2. Influencia de la adición en la resistencia.
Sostenibilidad
6 . 0 0 E -0 6
1.43E -07
ng I-TEQ/kgád’a
5 . 0 0 E -0 6
6. 74E -07
4 . 0 0 E -0 6
3 . 0 0 E -0 6
2 . 0 0 E -0 6
1 . 0 0 E -0 6
1.44E -07
1.22E -07
5.76E -07
6.80E -07
4. 41E -06
2.67E -06
2.03E -06
0 . 0 0 E +0 0
2003
Inhalaci—n
68
2006
Absorci—n dŽrmica
2009
Ingesti—n de suelo
Revista Técnica CEMENTO HORMIGÓN • Nº 942 • ENERO-FEBRERO 2011
Sostenibilidad
lles de los cálculos de la exposición, incluyendo los parámetros
y las ecuaciones, han sido descritos con anterioridad [19, 33].
La exposición ambiental total se estimó en 2,73·10-6, 5,23·10-6 y
3,50·10-6 ng I-TEQ/kg/día en 2003, 2006 y 2009, respectivamente
(Figura 2). En 2009, la vía de exposición más importante fue la inhalación, con un 76% de contribución, seguida de la absorción
dérmica y la ingestión, con un 20% y un 4%, respectivamente.
El patrón de exposición fue muy similar al obtenido en los anteriores estudios [16], cuando la ratio de inhalación/absorción dérmica/ingestión de suelo resultó ser 75/21/4 y 84/13/3 (en 2003
y 2006, respectivamente). El riesgo no-cancerigeno se estimó
comparando la exposición ambiental y la ingesta dietética total
(IDT) considerada como tolerable por la Organización Mundial
de la Salud, y situada entre 1 y 4 pg TEQ/kg peso corporal [34].
Los cocientes de peligro para PCDD/Fs fueron 2,73·10-3, 5,23·10-3
y 3,50·10-3 en 2003, 2006 y 2009, respectivamente, siendo muy
inferiores a la unidad, considerada como el límite de seguridad.
Los riesgos cancerígenos fueron estimados utilizando el factor de potencia cancerígena establecido por la US EPA en 0,13
kg·día·ng-1 [35] (Tabla 3). El riesgo cancerígeno en el presente
estudio fue 1,95·10-7, el cual es muy similar al obtenido en 2003
(1,52·10-7), cuando solo se quemaba coque de petróleo, y ligeramente más bajo al estimado en 2006 (2,91·10-7), cuando se realizaron pruebas con fangos de depuradora. De cualquier modo,
en ambas situaciones de uso de combustible, el riesgo está por
debajo del nivel considerado como tolerable, el cual está situado en un rango de 10-6 a 10-4 [36].
Es bien conocido que la ingestión dietética es la principal vía
de exposición a PCDD/Fs en humanos [37]. Basándose en los
datos más recientes para la población catalana [38], el consumo de alimentos significaría alrededor del 99% del total (dieta +
ambiental) de la exposición, suponiendo una situación de peor
escenario (todas las PCDD/Fs presentes en el medio ambiente
proceden de emisiones de la cementera).
Recientemente, la US EPA ha elaborado un interesante análisis
sobre los niveles guía de PCDD/Fs de varios países, a fin de estimar las concentraciones por debajo de las cuales no habría
riesgos para la salud humana, en función de los diferentes usos
del suelo [36]. En dicho informe, se pone de manifiesto la amplia gama de selección y los niveles de acción disponibles para
Tabla 3. Riesgo cancerígeno derivado de la exposición a PCDD/Fs y metales para la población residente en los alrededores de la
fábrica de cemento de Vallcarca en 2003, 2006 y 2009.
Contaminantes
Inhalación
Absorción dérmica
PCDD/Fs
2003
2006
2009
1,13E-07
2,46E-07
1,49E-07
3,21E-08
3,76E-08
3,79E-08
Ingestión de suelo y polvo
6,80E-09
7,97E-09
8,03E-09
Total PCDD/Fs
1,52E-07
2,91E-07
1,95E-07
2003
2006
2009
Metales
Ingestión
Inhalación
As
3,70E-06
1,80E-06
1,05E-05
As
5,10E-07
1,70E-07
1,66E-05
Cd
7,00E-09
2,00E-09
1,56E-06
Co
2,40E-07
7,00E-08
5,36E-06
Cr
2,90E-06
7,20E-07
3,64E-06
Figura 3. Niveles internacionales de referencia y de acción [36]. N/A: no aplicable.
18.000
1.500
360
1.000
1.000
250
10
10
100
100
10
Nivel de referencia
Nivel de acci—n residencial
Revista Técnica CEMENTO HORMIGÓN • Nº 942 • ENERO-FEBRERO 2011
Suecia N/A
N/A
N/A
Nueva Zelanda
N/A
N/A
Holanda
Jap—n
N/A
Italia
N/A
Alemania
N/A
Francia N/A
N/A
Finlandia
N/A
Rep. Checa
Canad‡ N/A
N/A
Austria
1
N/A
4
10
100
100
500
1.000
1.000
10.000
10.000
10.000
10.000
10
Niveles en suelos (ng I-TEQ/kg)
100.000
Nivel de acci—n industrial
69
Tabla 4. Exposición diaria a metales a través de la ingestión de suelo e inhalación de aire alrededor de la fábrica de cemento de
Vallcarca en 2003, 2006 y 2009.
Ingestión
Inhalación
RfDo
(mg/kg·día)
2003
2006
2009
2003
2006
2009
As
3,00E-04
5,69E−06
2,86E−06
6,99E-06
7,86E−08
2,58E−08
1,10E-06
Cd
5,00E-04
0,19E−06
0,08E−06
0,20E-06
0,27E−08
0,07E−08
1,06E-07
Co
3,00E-04
4,21E−06
1,86E−06
3,67E-06
5,82E−08
1,68E−08
1,70E-07
Cr
3,00E-03
11,6E−06
4,47E−06
14,6E-06
16,1E−08
4,02E−08
5,21E-07
Cu
4,00E-02
11,1E−06
6,86E−06
19,0E-06
15,4E−08
6,18E−08
1,39E-06
Hg
1,60E-04
0,04E-06
−
0,04E-06
0,04E−08
−
1,31E-07
Mn
2,40E-02
173E−06
162E−06
179E-06
238E−08
146E−08
6,00E-06
Ni
2,00E-02
11,8E−06
6,64E−06
10,6E-06
16,3E−08
5,97E−08
1,23E-06
Pb
3,50E-03
19,2E−06
13,2E−06
24,3E-06
26,5E−08
11,9E−08
2,89E-06
Sn
6,00E-01
0,11E−06
0,04E−06
0,37E-06
0,15E−08
0,03E−08
1,94E-06
Tl
6,50E-05
0,24E−06
0,09E−06
0,23E-06
0,33E−08
0,08E−08
4,57E-08
V
5,00E-03
16,0E−06
5,93E−06
19,8E-06
22,1E−08
5,34E−08
1,83E-06
Zn
3,00E-01
43,1E−06
45,7E−06
47,2E-06
59,5E−08
41,1E−08
−
RfDo: Dosis de referencia oral.
los diferentes países (Figura 3). De hecho, estos valores son el
resultado del examen de las diferentes vías de exposición y parámetros, así como los umbrales de seguridad para la salud establecidos por los diferentes organismos reguladores o agencias
nacionales, lo que evidencia la falta de un consenso internacional. Dado que en la mayoría de los casos, los detalles sobre las
vías y los parámetros de exposición utilizados para el cálculo de
los niveles del suelo no son proporcionados, lo más apropiado
para evaluar los riesgos para la salud humana sería utilizar datos
locales cuando están disponibles. En cualquier caso, nuestros
resultados, antes y después del uso de lodos de depuradora
como combustible alternativo, son inferiores a todos los niveles de referencia internacionales. Estos niveles de referencia se
interpretan como las concentraciones en suelos, por debajo de
las cuales, los riesgos para la salud son mínimos, y por tanto no
son necesarias más investigaciones o evaluaciones.
Con respeto a los metales pesados, la Tabla 4 muestra la dosis
de referencia oral (RfDo) de los elementos estudiados, junto
con la exposición diaria por ingestión y por inhalación calculados para las tres tomas de muestra. RfDo se define como la estimación numérica de una exposición oral diaria durante toda
la vida que no es probable que cause efectos nocivos sobre
la población. La Figura 4 muestra el cociente de peligro, que
evalúa los riesgos no cancerígenos. Para todos los metales, el
cociente de peligro fue inferior a 1 en 2003, 2006 y 2009. Las
fluctuaciones de riesgo fueron básicamente debidas a pequeñas variaciones en las concentraciones de metales. Sin embargo, considerando que ninguna de ellas fue estadísticamente
significativa, es probable que los niveles ambientales de los
elementos varíen ligeramente debido a la heterogeneidad de
Figura 4. Cocientes de peligro para ingestión de metales.
1.00E +00
1.00E -01
Sostenibilidad
1.00E -02
1.00E -03
1.00E -04
1.00E -05
1.00E -06
1.00E -07
1.00E -08
As
Cd
Co
Cr
Cu
Hg
2003:100% coque de petr—leo
Mn
Ni
Pb
Sn
Tl
V
Zn
2006: E n Pruebas 20% lodos de depuradora
2009: Uso est‡ndard 20% lodos de depuradora
70
Revista Técnica CEMENTO HORMIGÓN • Nº 942 • ENERO-FEBRERO 2011
Sostenibilidad
las muestras, o las propias desviaciones en los análisis, más que
por el impacto de la instalación aquí evaluada. A su vez, el riesgo cancerígeno se estimó sólo para aquellos elementos para
los que se han establecido los factores de potencia por inhalación y oral [35] (Tabla 3). Hay que recordar que las concentraciones de aire no se midieron en los muestreos anteriores.
Por lo tanto, la inhalación se evaluó asimilando que los niveles
en aire procedían únicamente de la resuspensión de suelos.
En el presente estudio, si se midieron niveles en aire, pero obviamente no se pudieron comparar los riesgos por inhalación
con respecto a los estudios anteriores. Los riesgos cancerígenos por ingestión fueron 1,05·10-5, mientras que el riesgo de
cáncer por inhalación osciló entre 1,56·10-6 y 1,66·10-5, estando para todos los elementos dentro del rango 10-6-10-4, considerado como aceptable. Dichos resultados son comparables
a los obtenidos recientemente por Lavall y colaboradores [39]
quienes, mediante la aplicación de modelos de dispersión atmosférica, tampoco identificaron riesgo potencial alguno para
la salud de las personas que viven en los alrededores de la
planta de Vallcarca, análogamente a otras fábricas cementeras
españolas (Castillejo de Cemex, Montcada i Reixac de Lafarge
y Lorca de Holcim).
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Conclusiones
Los resultados obtenidos en Uniland Cementera, S.A., Vallcarca,
demuestran que el uso de lodos de depuradora como combustible alternativo no supone un incremento en las concentraciones de metales y PCDD/Fs en el entorno inmediato de
la fábrica. Asimismo, los riesgos para la salud de la población
potencialmente expuesta a dichos contaminantes, después de
haber usado de forma continuada durante un año lodos de depuradora como combustible secundario, son comparables a los
obtenidos en estudios previos realizados en el mismo entorno
cuando el coque de petróleo era utilizado como combustible
exclusivo [16 y 17], siendo en ambos casos aceptables según los
estándares internacionales. Estos resultados apoyan y fomentan
la opción de utilización de los lodos de depuradora como combustible sustitutivo en procesos con alta demanda de energía
que trabajan con las mejores tecnologías disponibles (MTD),
como es el caso de la planta de Uniland Cementera, S.A. en Vallcarca. Esta práctica implica importantes ventajas, tales como
el ahorro de combustibles fósiles, la reducción de las emisiones
de CO2, así como la valorización de los materiales de desecho,
sin que ello suponga riesgos adicionales sobre la salud de la población.
Agradecimientos
Este estudio ha sido financiado por Uniland Cementera, S.A.
J. Rovira ha recibido una beca de doctorado del Departamento
de Innovación, Universidades y Empresa de la Generalitat de Catalunya y el Fondo Social Europeo.
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Revista Técnica CEMENTO HORMIGÓN • Nº 942 • ENERO-FEBRERO 2011
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