455

ANEXOS

DEL PLAN DIRECTOR DE GESTIÓN DE LOS RESIDUOS DE GIPUZKOA (2005-2020)

456

457

ANEXO 1

458

DIOXINAS Y FURANOS

459

DIOXINAS Y FURANOSDIOXINAS Y FURANOSDIOXINAS Y FURANOSDIOXINAS 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

460

nuestra querida Tierra y sus queridos descendientes le estarán muy agradecidos.

461

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

462

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 Procesos Industriales 10.6.2.2 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 Alteraciones hepáticas 10.7.4.2 Edema

10.7.4.3 Alteraciones dermales 10.7.4.4 Alteraciones en otros epitelios 10.7.4.5 Inmunotoxicidad 10.7.4.6 Disminución de la fertilidad 10.7.4.7 Teratogenia 10.7.4.8 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

463

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

464

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 (2378-TCDD 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, 1962-70), 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

465

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

466

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 la 2378-TCDD (5),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.

467

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 2378-

468

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

469

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.

470

471

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 de producción es que, en general, cada una de ellas origina unos perfiles de contaminación que le son característicos; así, por ejemplo, en los procesos de combustión se generan todos los isómeros posibles de PCDFs/PCDDs y se da lugar a unos perfiles de homólogos muy característicos, sin predominio de

472

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

473

- 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

474

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

475

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

476

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.

477

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

478

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 2378-TCDD, 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 completamente la 2378-TCDD en condiciones ideales (28).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

479

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 2378-TCDD 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).

480

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 (en i-TEQs) para muestras de suelo en Alemania. Valores en pico gramos ( 1 pg =1X10-12g )

481

TIPO DE SUELO Intervalo de Concentración Areas rurales <10 pg i-TEQ/g Areas urbanas 10-30 pg i-TEQ/g Areas industriales 30-300 pg i-TEQ/g Areas cercanas a fuentes importantes de contaminación 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

482

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)

483

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 <70 fg i-TEQ/m3

Areas urbanas 10-350 fg i-TEQ/m3

Areas cercanas importantes 350-1600fg i-TEQ/m3 de contaminación

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

484

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. HEPATOPANCREAS CARNE DE HEPATOPANCREAS DE CANGREJO CANGREJO DE LANGOSTA ISOMERO 2,3,7,8-TCDF 672 15 380 2,3,7,8-TCDD 6200 110 610

485

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 100-400 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

486

determinadas reacciones fotolíticas y enzimáticas en sustratos naturales.

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.

487

488

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. I-TEQ/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.

489

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 ���,./��������-día Vía de entrada/fuente Holanda R.Unido Alemania Inhalación aire 2

Ingestión aire 1 Suelo absorbido por piel 0,15 Suelo ingerido 0,1 Total aire y suelo 3,2 (3%) Vegetales 1,8 15 3,7 Aceites 14 19 0,3 Cereales 5,3 Total vegetales 18,5(16%) 39,3 (31%) 4,0 (4,3% Carne de cerdo 4,2 14 10 Carne de buey/vaca 13 16 10,5

Pollo 4,8 5,6 3,0 Huevos 4,6 4,2 Total carne y huevos 22,0 (19%) 42,2 (28 %) 27,7 (29,6) Leche de vaca 17 23 Queso y mantequilla 26 12 Total productos lácteos 43 (36%) 35 (28) 28,5 (30,5) Pescado del mar 14 Pescado del río 10 Aceite de pescado 7,2 Total pescado 31,2 (26%) 7,7(6%) 33,3 (35,6)

490

Total comida, 118 125 93,5 (*) (pg i-TEQ/persona-dia)

(*) Calculado según factores tóxicos alemanes (BGA), equivalente a unos 203����-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

491

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.

492

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. GRUPO DE CONTROL AFECTADOS DE YUSHO CONGENERE/ISOMERO (N=6) (N=2) 2378-TCDD 6,6 -- 12378-PeCDD 13 34 Total HxCDDs 86 71 1234678-HpCDD 69 --

493

OCDD 1360 273 Total PCDDs 1535 378 2378-TCDF 11 4 2378-PeCDF 13 2132 Total HxCDFs 69 2926 1234678-HpCDF 7,1 324 OCDF N.D. -- Total PCDFs 100 5386 Total PCDFs+PCDDs 1635 5764 Total PCDFs+PCDDs (en i-TEQs) 48 1386 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

494

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 i-TEF=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:

495

- 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).

496

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.

497

498

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-p- dioxins 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)

499

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., Kulp S., Organohalogen Compounds

(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

500

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

501

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

502

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 (2,4-D,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 2,4-D 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

503

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 2,4,5-T, 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

504

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).

505

506

507

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 35 1985 50 Suecia 1986 50 1990 70 Suiza 1986 80 Japón 1986 68 1990 80 USA 1986 10

508

1990 25 Se observa en todos los países, un crecimiento del número de incineradoras instaladas , lo cual no es nada alentador.

509

510

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.

511

- 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.

512

513

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:

514

- 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 i-TEQ/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 i-TEQ/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.

515

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 PROFUNDIDAD AÑOS Exposición atmosferica 10 pg TEQ/m3 y dia 30 cm 115 10 cm 38,5 30 pg TEQ/m3 y dia 30 cm 38,5 10 cm 12,8 Fango de depuradora 50 ng TEQ/kg 30 cm 10 5 (Tm/ha en 3 años) Compostaje 14 ng TEQ/Kg 30 cm 30,3 (10 Tm/ ha y año) Pesticida(2,4,5-T) 2 mg TEQ/Kg aplicado a 1000 m2 30 cm 2,5 TABLA 4: Niveles en contaminación en suelos CONTAMINACIÓN EN SUELOS (expresado en ng i-TEQ/Kg) Campos y pastos 2 - 5 Suelos tratados con fangos de depuradora 1,4 - 56 Bosques 26 Suelos cercanos a incineradoras 2,5 Suelos de áreas industriales 17

516

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.

517

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 160 – 930 Holanda 960 Suecia 120 – 290 Alemania 1000

518

Austria 20 – 150 USA 1214 – 9923

519

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

520

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

521

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-p-dioxina (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

522

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

523

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 delta-aminolevulínico, la DT-diaforasa, la UDP-glucorono-siltransferasa, la aldehido deshidrogenasa y la colina querasa. Estas alteraciones enzimáticas se

524

acompañan de proliferación del retículo endoplasmático liso y desorganización del retículo endoplasmático rugoso en las células parenquimales.

525

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

526

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

527

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

528

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

529

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 dioxina-receptor 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.

530

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

531

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 1. Disfunción sexual 2. Hiperkeratosis 2. Dolor de cabeza 3. Hiperpigmentacion 3. Neuropatía 4. Hirsutismo 4. Pérdida de audición, visión, gusto y olfato 5. Elastosis B. Sistema interno D. Efectos psiquiátricos 1. Fibrosis en el higado 1. Trastornos del sueño 2. Aumento de la transaminasa en sangre 2. Depresión 3. Aumento del colesterol 3. Pérdidas de energía 4. Aumento de los tricleceridos 4. Estados de ansiedad 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.

532

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

533

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

534

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.

535

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) 0-2,5 150 2,5-5.0 160 5,0-10 700 10-15 44

15-90 no detectado a Young (1983) b 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. 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.

536

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

537

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

538

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.

539

TABLA 5: Contenido de TCDD en los hígados de animales de granja de Seveso y áreas aledañas (1976-1979)a Muestras que contienen Nivel máximo de Animal Nº muestras TCDD TCDD(ng/g) Conejos 698 433 633 Pollos 83 35 24 Vacas 43 21 94 Caballos 12 2 88 Cerdos 13 0 -- Cabras 25 17 1 Gatos 1 0 -- a 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

540

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.

541

542

543

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.

544

545

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, 22

(1977) 327

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

546

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

547

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.

548

549

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 3-15 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.

550

551

Generalmente los PCDDs están presentes en concentraciones mas altas que los PCDFs y las cantidades se incrementan con el grado de cloración desde tetra-(5-10 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.

552

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

553

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

554

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.

555

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 1,2,3,7,8-PCDD 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.

556

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., Krueger, Chr. and Groebel, W., Chemosphere, 16 (1987) 1983

34. Van den Berg. M., Van der Wielsen, F.W.M and olie, K., Chemosphere, 15 (1986) 693

557

35. Beck, H., Eckart, K., Matthar, W. And Wittkowski, R., Chemosphere, 18 (1989) 1063

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

558

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, 16 (1987) 2017

83. 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

559

ANEXO 2

EFECTOS DE LA INCINERACION EN LA SALUD

560

561

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.

562

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

563

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

564

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, 2,3,4,7,8-PeCDF 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.

565

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

566

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

567

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).

568

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 0-309-06371-X, Washington, D. C.

569

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 May-Jun;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(9-11):1263-70.

570

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.

571

ANEXO 3

572

ANÁLISIS CRÍTICO DEL PLAN INTEGRAL DE GESTIÓN DE RESIDUOS URBANOS DE

GIPUZKOA 2002-2016 Y PROPUESTA ALTERNATIVA AMBIENTALMENTE MÁS

RESPETUOSA

573

ANÁLISIS CRÍTICO DEL PLAN INTEGRAL DE GESTIÓN DE

RESIDUOS URBANOS DE GIPUZKOA 2002-2016 Y PROPUESTA ALTERNATIVA AMBIENTALMENTE MÁS

RESPETUOSA

574

Del Libro Insisto, ¡soy verde!. Una alternativa a la Incineración de los Residuos en Gipuzkoa Ed. Ezker Batua-Berdeak

Alfonso del Val Octubre 2004

575

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

576

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

o EL VALOR DE LA MATERIA ORGÁNICA FERMENTABLE.

EL

COMPOSTAJE

o RECOGIDA SELECTIVA DE MATERIA ORGÁNICA

FERMENTABLE

DE LOS R.S.U.

o BIOMETANIZACIÓN

o INCINERACIÓN

577

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.

578

Alfonso del Val

579

• 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

580

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.

581

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:

582

- 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)

583

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

584

(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.

585

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

Año

Anuales

% ��� ���

Habitante

s Cantidad

����� ���

1995

215.012

-

676.208

318

-

586

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 1995-2000

media

+181.453

13,02

+5.370

+264

12,85

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,

587

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.

588

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 (!).

589

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

590

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.

591

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

Residuo

Recogid

a selectiv

a

Reciclad

o

Recogid

a selectiv

a

Reciclad

o

Recogid

a selectiv

a

Reciclad

o

papel-cartón

75%

sin

determinar

-

75%

-

60%

envases de vidrio

75%

sin

determinar

-

75%

-

60%

envases metálicos

90%

sin

determinar

-

90%

-

50%

envases de plásticos

20%

sin

determinar

-

40% 80% PVC

-

22,5%

envases de madera

0

0

-

50%

-

15%

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.

592

- 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.

593

- 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,

594

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.

595

- 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: info@compostnetwork.info.

- 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

596

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

597

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

598

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.

599

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.

600

- 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

601

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:

- 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) (4) “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

602

- 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

603

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.

604

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.

605

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

606

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

607

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.

608

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.

609

- 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

610

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

611

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

612

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

613

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

614

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

615

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.

616

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 URBAL-MÁLAGA, de Junio de 2004, existe una detallada relación de estas experiencias. http://www.urbalmalaga.com

617

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%.

618

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).

619

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.

620

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

621

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

622

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.

623

- 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

624

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.

625

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.

626

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

627

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

628

disponibles hasta que sean públicos

629

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

630

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.

631

- 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

632

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

633

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

634

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 arcillo-

húmicos 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

635

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.

636

- 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

637

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

638

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.

639

- Residuos ganaderos como la “gallinaza”, con muchas menos aplicaciones

y ventajas que el compost y con potenciales inconvenientes, son

“exportados” a Álava y Navarra.

640

- 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.

641

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

642

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

643

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

644

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

645

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

646

(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.

647

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).

648

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.

649

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%.

650

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.,

651

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

652

(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

653

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.

654

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.

655

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).

656

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

657

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

658

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.

659

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

660

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.

661

662

CARACTERÍSTICAS DE LAS INCINERADORAS ESPAÑOLAS DE RSU Y EMISIÓN DE DIOXINAS Y FURANOS SEGÚN LOS GESTORES DE LAS PLANTAS

Emisión de dioxinas y furanos

INSTALACIÓ

N (1)

CAPACIDA

D ANUAL

(Mg/año)

% sobre el

total incinerado en

España

Recuperaci

ón energética (Mwh/año)

Volumen de

gases emitidos al año (Nm3)

Por m3 de gas

(ng I-TEQ/m3N)

por año (mg I-

TEQ/año)

por tonelada

����:-TEQ/Mg)

1

273.902

23,54

121.116(5)

1.280.000.000

0,003-0,007

3,84-8,96

0,014-0,032

2

217.722(2)

18,71

176.000

1.300.000.000

0,05-0,1(3)

65-130(4)

0,29-0,60

3

145.000

12,46

51.986

652.500.000

0,002-0,004

1,3-3,6

0,009-0,018

4

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

TOTAL

1.163.706

4.502.500.000

1005-1210

0,86-1,06

Fuente: Chemosphere 43 (2001) pág. 683-688 y elaboración propia (TÍTULO, traducción y comentarios al pie del cuadro)

663

• 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.

664

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

665

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.

666

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.

667

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

668

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 su actividad a otro sectores,

669

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.

670

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.

671

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

672

pueden afectar a decisiones importantes en relación con nuestra salud y

la del medio, se puedan hacer tan irresponsablemente?.