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Timestamp: 2019-03-24 10:06:07+00:00

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Libro I Jornada Residuos en Suelo y Agua by Fundación Genes y Gentes - Issuu
RESIDUOS EN SUELO Y AGUA [Nuevos hallazgos, nuevos retos]
I JORNADA DEL CICLO
RESIDUOS EN SUELO Y AGUA [Nuevos hallazgos con nuevos retos] FUNDACIÓN GENES Y GENTES
PRESENTACIÓN DE LA JORNADA Ilmo. Sr. Don Agustín Santolaria Representante del Departamento de Medio Ambiente. Gobierno de Aragón
CICLO SOBRE RESIDUOS: UN MUNDO DE MUNDOS [a veces ocultos] I JORNADA DEL CICLO
RESIDUOS EN SUELO Y AGUA [Nuevos hallazgos, nuevos retos] DECLARADA DE «INTERÉS SANITARIO» POR EL GOBIERNO DE ARAGÓN
Programa «Genética, Medio Ambiente y Sociedad» FUNDACIÓN GENES Y GENTES www.fundaciongenesygentes.es ORGANIZA:
Conviene destacar que posteriomente a la Jornada y como complemento práctico de la misma, se efectuó una visita de carácter técnico a la planta potabilizadora del Barrio de Casablanca en Zaragoza. Fue preparada por el Prof. Ovelleiro y servicios del Excmo. Ayuntamiento de Zaragoza. La visita resultó de gran interés para los asistentes a la Jornada y especialmente a alumnos universitarios para los trabajos justificativos de los créditos concedidos. No podemos dejar de hacer constar en esta presentación el agradecimiento por su especial colaboración al Ilmo. Sr. Decano de la Facultad de Medicina Prof. Dr. Arturo Vera, que abrió la Jornada y a los expertos y coordinador en el desarrollo de Ponencias y debates, incluidos en esta publicación. Asimismo al Patronato de la Fundación —especialmente a la Prof. Dra. Mercedes Díez que intervino en la clausura y a los asistentes (alumnos universitarios y público interesado). Al Dr. Agustín Santolaria, representante del Gobierno de Aragón (Departamento de Medio Ambiente), que intervino en la apertura y al Excmo. Sr.Dr. José Luis Marqués, Presidente del Consejo Social de la Universidad de Zaragoza, que dirigió el Coloquio y clausuró la Jornada. Teniendo en cuenta que próximamente, va a tener lugar la Expo2008 en Zaragoza, dedicada como Exposición Internacional al tema específico «Agua y desarrollo sostenible», el Patronato de la Fundación ha previsto dedicar la Jornada anual a un monográfico bajo el título «La salud de las Aguas». Se invitará a expertos en dicha materia y tendrá lugar en este mismo centro universitario en la primavera del próximo año. Esperamos que este apoyo al temario general de dicha ExpoZaragoza 2008, nos acerque al propósito esencial de mantener con toda su responsabilidad y fuerza, el Programa «Genética, Medio Ambiente y Sociedad» de la Fundación «Genes y Gentes», con la colaboración especial del Instituto Aragonés del Agua, del Departamento de Medio Ambiente del Gobierno de Aragón. Prof. Dr. Isaías Zarazaga Burillo Catedrático Emérito de Genética. Presidente de la Fundación
D.L. Z-1356/2009 Imprime Huella Digital S.L.
and Soil European Research» y «Water cycle and Soil related aspects» con los proyectos AQUATERRA, BIOTOOL, REBECCA, Eurodemo entre otros, demuestran este aserto. En España, tenemos acerca de éstas labores, el cercano «II International Congress on Biotechniques for pollution Control» (3-5 octubre 2007), y multitud de investigaciones concretas. Desde el Convenio de Estocolmo, los responsables firmantes sostenían: «Se promoverán campañas de sensibilización dirigidas al público en general, se facilitará la participación pública en el tratamiento del tema y se promoverá la capacitación de los trabajadores y el personal científico, docente, técnico y directivo». Estas labores, han sido precisamente nuestro desafío. En el tríptico que presenta la Jornada, se dice que residuo es «todo lo que queda después de consumir, utilizar o producir»: desde la esencial energía (ojalá toda limpia) hasta la basura, los medicamentos, neumáticos, desechos sanitarios y otros generados «de novo» que quedan ocultos ante una primera visión. Todos ellos tienen problemas de generación, reciclado, valoración, aislamiento o anulación. En fin, como titulamos el ciclo, «un mundo lleno de otros mundos», tanto en suelo, como en agua o aire. En medio de toda esta complejidad, sólo un «encuentro» científico con expertos, y planteando todas las circunstancias y los hechos y datos reales —tanto los demostrados como los probables— puede aclarar los problemas, serenar los conflictos, ofrecer referencias fiables a los interesados y sensibilizar y concienciar a la opinión pública. Eso es precisamente el objetivo del Ciclo con sus diversas Jornadas. Con dicho fin, el Patronato ha invitado como Coordinador de la presente, al Dr. José Vicente Tarazona Lafarga, Director del Departamento de Medio Ambiente del Instituto Nacional de de Investigación Agraria y Alimentaria (INIA. Madrid) y Vice-Presidente 1º del Comité Científico de Riesgos Sanitarios y Ambientales (SCHER). Los restantes expertos son: dos profesores de la Universidad de Zaragoza (Prof. Dres. José Luis Ovelleiro y Pablo Gaspar), la Investigadora Titular del INIA Dra. Gregoria Carbonell y la Dra. Begoña Jiménez, Vice-Directora del Instituto de Química Orgánica General del CSIC. Madrid. En la Jornada que presentamos, se persigue sobre todo: - Hacer por parte de los expertos, una introducción al problema en cada uno de los puntos de su especialidad. - Conocer algunas investigaciones y proyectos que destacan sobre el nivel general de una inicial educación ambiental, sugiriendo a los estudiosos, interés por los problemas de la especialidad en cada campo, que aun siendo urgentes y necesarios, normalmente pasan inadvertidos tanto a los científicos como a la sociedad. - Aprender a ver y conocer el riesgo, valorarlo en toda su importancia y a la vez, saber comunicarlo y en qué medida asumirlo. - Finalmente, crear en los debates, un punto de encuentro clarificador y dialogante que permita abrir y otear nuevos horizontes, de interés para próximas Jornadas.
Comenzamos con esta publicación, resumen de la Jornada, un nuevo ciclo de encuentros entre expertos, científicos interesados, responsables de la política de formación y gestión y público en general. Todo ello dentro del Programa «Genética, Medio Ambiente y Sociedad» patrocinado por el Departamento de Medio Ambiente del Gobierno de Aragón y en colaboración con la Universidad de Zaragoza. Se plantean como objetivos el exponer, debatir y comentar temas de gran actualidad relacionados con la genética y el medio ambiente, especialmente en aquellos que tienen repercusión en la salud y bienestar de las poblaciones humanas y asimismo en el equilibrio de los ecosistemas, tanto a corto como a largo plazo. Recordamos que el primer Ciclo del Programa estuvo consagrado al mundo de las radiaciones, desde el punto de vista de su impacto en la estructura genética de los seres vivos y sus consecuencias biomédicas, industriales y éticas. Intervinieron expertos en física, biomedicina, epidemiólogos, veterinarios e ingenieros y a partir de sus ponencias y debates, fueron publicados cuatro títulos. En este segundo Ciclo —que denominamos «Residuos: un mundo de mundos (a veces ocultos)»— y dentro del mismo Programa, se pretende dar a conocer una visión multidisciplinar destinada especialmente a los contaminantes que pasan a constituir frecuentemente residuos. Esta primera Jornada del Ciclo, lleva por título «Residuos en suelo y agua: nuevos hallazgos con nuevos retos». Efectivamente, cada día se contabilizan nuevos contaminantes que dejan residuos. Así por ejemplo, según los expertos, más de cien mil compuestos químicos están actualmente en uso y una media cercana a los dos mil, se introducen cada año en el mercado. Es el «sistema periódico derramado» en frase del Prof. Vian Ortuño en una monografía titulada «Residuos y vida humana». Los efectos que esos compuestos pueden provocar en la salud de las personas y en el medio ambiente, originan una enorme preocupación. Para conocer este riesgo, se crean normas sobre la obligatoriedad de ensayar y evaluar toxicológicamente los compuestos previamente a su comercialización y uso, así como caracterizar los residuos, sobre todo en materias de toxicidad, persistencia y acumulación, con medidas de control y planes de actuación. El origen de estos compuestos es fácil adivinarlo. «Yo soy yo y lo que produzco» sustenta Vian Ortuño en la monografía citada arriba, calcando la celebre meditación de Ortega. El gran símbolo de nuestra época es el consumo y por tanto los residuos, sabida la estricta relación entre uno y otros. Y una vez producidos, el «sino obsesivo» es elaborar normativas para intentar estudiar, diluir, concentrar, regenerar o recuperar ese «excedente ingrato» de nuestra cultura tecnológica. Esta misión legisladora llega desde el último ayuntamiento rural hasta la UE. Los trabajos sobre «Water 9
PRÓLOGO Prof. Dr. Isaías Zarazaga Burillo, Presidente de la Fundación.....................................7 PRESENTACIÓN DE LA JORNADA Ilmo. Sr. Don Agustín Santolaria. Representante del Departamento de Medio Ambiente. Gobierno de Aragón....................................................................13 EL PROBLEMA Y LAS SOLUCIONES. Nuevos desafíos para la evaluación de riesgos ambientales de las sustancias químicas Prof. Dr. Don José Vicente Tarazona Lafarga................................................................17 EL AGUA: UN PROBLEMA INDUCIDO. Contaminación inducida en los procesos de desinfección química de aguas potables Prof. Dr. Don José Luis Ovelleiro Narvión....................................................................37 EL SUELO: UNA VALORACIÓN. Sistemas de alto nivel para valorar los efectos de la contaminación sobre el suelo: los microcosmos MS-3 Dra. Doña Gregoria Carbonell Martín ...........................................................................61 RESIDUOS: UN EJEMPLO. Residuos en la industria ganadera: informe de seguridad en ecotoxicidad Prof. Dr. Don Pablo Gaspar San Martín ........................................................................71 EL PLANETA: UN CONTINUADO RETO. Contamimantes orgánicos persistentes: problemática ambiental Dra. Doña Begoña Jiménez ..............................................................................................93 GLOSARIO .....................................................................................................................103 CONCLUSIONES ..........................................................................................................109 REPORTAJE FOTOGRÁFICO .....................................................................................111 REPERCUSIÓN EN LOS «MEDIA» ..........................................................................117
PRÓLOGO Prof. Dr. Isaías Zarazaga Burillo Catedrático Emérito de Genética. Presidente de la Fundación
sistema actual con los fines fundamentales de:
asociados a la presencia de sustancias químicas en nuestro entorno. No obstante, la mayor limitación es la obtención de los datos básicos sobre las sustancias empleadas en los diferentes procesos industriales, en este sentido, la Unión Europea ha decidido ser pionera, aprobando una nueva legislación, única en el mundo en su género, el Reglamento de Registro, Evaluación, Restricción y Autorización de las Sustancias Químicas conocido como Reglamento REACH.
Garantizar un alto nivel de protección de la salud humana y del medio ambiente. Mantener y reforzar la competitividad e innovación de la industria química en la Unión Europea, favoreciendo la libre circulación de sustancias en el mercado interior.
Para combinar estos dos objetivos, aparentemente contrapuestos, se establece un sistema por el que es la industria la responsable de generar la información, y evaluar los riesgos asociados a la fabrica-
El Reglamento REACH abarca la producción, importación y uso de las sustancias y preparados químicos y artículos que los contienen y pretende cambiar el
Figura 3: Entidades participantes en el Proyecto Europeo ERAPharm de evaluación de riesgos ambientales de medicamentos humanos y veterinarios.
Quiero felicitar a la Fundación Genes y Gentes por la organización de este ciclo sobre Residuos: un mundo de mundos cuya primera Jornada se celebra hoy y a la Universidad de Zaragoza por su colaboración. La simple lectura del programa pone de manifiesto la trascendencia e interés de los temas que se van a abordar, mientras que su rigor y calidad quedan acreditados por la personalidad de los ponentes y la declaración de «interés sanitario» y patrocinio el Gobierno de Aragón. La producción de residuos acompaña a cualquier actividad económica y social y no cesa de crecer. Los residuos son, por una parte, una importantísima causa de deterioro del medio ambiente (contaminación de agua y suelos, cambio climático, pérdida de biodiversidad), pero además implican un derroche o mala utilización de la energía y un despilfarro de materias primas o recursos, en un mundo en el que la escasez de recursos materiales y energéticos constituye un creciente problema. Para algunos economistas actuales la generación de residuos es un claro indicador de ineficiencia de un sistema productivo. El desarrollo sostenible exige que todos los agentes implicados adopten estrategias que, partiendo de la prevención, el uso de tecnologías limpias y el ahorro de materias primas y energía, lleguen a una generación mínima de residuos y a la utilización de éstos como recursos. Para ello se requiere un gran esfuerzo tecnológico (nuevos materiales y procesos, ecodiseño, ecoeficiencia, análisis del ciclo de vida…) y la colaboración estrecha entre los investigadores y empresarios. En Aragón, el desarrollo económico, el bienestar social y la competitividad de su industria, dependerán, cada vez más en el futuro, de su capacidad de reducir la generación de residuos y de reutilizar o reciclar los generados. Y esto requiere el esfuerzo común y coordinado de los diferentes agentes sociales implicados. De aquí, la trascendencia de estas Jornadas en las que con rigor científico se van a exponer experiencias, trabajos, e investigaciones, en respuesta a los retos que plantean los residuos, narrados desde distintas ópticas, en función de la procedencia de los ponentes. El Plan de Gestión Integral de los Residuos de Aragón —Plan GIRA— aprobado por el Gobierno de Aragón, (tras un amplio proceso en el que participaron activamente los principales colectivos y agentes sociales); sin descuidar la implantación de infraestructuras de valorización o eliminación, otorga un papel primordial al programa horizontal de prevención y valorización de residuos. Este programa pretende actuar sobre la «no generación» de residuos, su reducción, reutilización, recuperación y reciclado disminuyendo la cantidad de residuos cuyo destino es la 15
eliminación, para lo que se han de diseñar procesos productivos más eficientes y sistemas de reciclado no convencionales. Quiero finalizar por tanto mi intervención reiterando mi felicitación a los organizadores de estas jornadas en nombre del Departamento de Medio Ambiente y el mío propio, por esta iniciativa tan acorde con el espíritu del Plan GIRA. Ilmo. Sr. Don Agustín Santolaria Representante del Departamento de Medio Ambiente Gobierno de Aragón
esfuerza por desarrollar sistemas que permitan una evaluación correcta de sus riesgos ambientales. Dentro de este proceso se encuentra el proyecto europeo ERAPharm, en el que colaboran grupos de trece instituciones europeas y una red de excelencia canadiense (Figura 3).
forma conjunta el efecto de las sustancias químicas sobre varias especies expuestas bajo condiciones más realistas que las de los ensayos normalizados. Los ensayos multiespecie, los microcosmos y los mesocosmos, representan pasos progresivos dentro de este refinamiento de las evaluaciones mediante técnicas sofisticadas y complejas pero que ofrecen una visión más aproximada de lo que se espera en la realidad. En la Figura 2 se presentan algunos de los ensayos de alto nivel desarrollados en el Laboratorio de Ecotoxicología del INIA y nuestra instalación de mesocosmos acuáticos.
Dentro del proyecto se encuentran nuevos desarrollos conceptuales, basados en la utilización de la información extraída del dossier farmacológico y de seguridad del medicamento mediante los siguientes pasos: 1.- Identificación de la información existente mediante los siguientes «Bloques de información» 2.- Diseño de la estrategia de ensayo orientada/adaptada 3.- Desarrollo de modelos conceptuales y protocolos de evaluación de riesgos orientados/adaptados
La preocupación por las sustancias que se «escapan» en los procedimientos de evaluación tradicionales apareció con los disruptores endocrinos de los que ya hemos hablado anteriormente. Si en la identificación de peligros no se detecta la capacidad de estas sustancias para originar efectos a concentraciones miles de veces inferiores a las que originan los efectos que se miden tradicionalmente los umbrales ecotoxicológicos desarrollados no serán suficientemente protectivos.
Algunos de los desarrollos concretos permiten realizar estimaciones basadas en la extrapolación de los datos existentes. Como ejemplo, en la Figura 4 se presenta la estimación de los potenciales de bioconcentración de determinadas sustancias en peces mediante extrapolación de la información generada en los estudios de toxicocinética en mamíferos.
En estos momentos, uno de los aspectos más relevantes se plantea en torno a los medicamentos, ya que son sustancias diseñadas para producir determinados tipos de interacciones sobre las estructuras biológicas. Ciertamente los medicamentos son probablemente las sustancias químicas más reguladas de todas las comercializadas por los seres humanos, pero curiosamente, este nivel de regulación no consideraba, hasta muy recientemente, los riesgos ambientales. La detección de residuos de medicamentos en las aguas lanzó la voz de alarma, y desde entonces la comunidad científica se 16
LOS DESAFÍOS DE LA NUEVA POLÍTICA EUROPEA SOBRE SUSTANCIAS QUÍMICAS. REGLAMENTO REACH Los desarrollos antes mencionados permiten realizar estimaciones de riesgo, y gracias a ellas controlar los peligros 29
concentraciones, mientras que la información toxicológica se agrupa para generar las denominadas Curvas de Distribución de la Sensibilidad de las Especies, que permite determinar el porcentaje de especies que se espera se vean afectadas. Además, se han desarrollado metodologías basadas en ensayos ecotoxicológicos de alto nivel, en los que se ensaya de
Dentro del primer apartado nos encontramos fundamentalmente con las metodologías de base probabilística, en las que las comparaciones tradicionales de exposición y efectos basadas en valores se transforman en la comparación de distribuciones probabilisticas. La exposición se presenta como la probabilidad de que se superen determinados niveles o
Figura 2: Ejemplos de ensayos de alto nivel del Laboratorio de Ecotoxicología del INIA: Ensayo multiespecies agua-sedimento; microcosmos de suelo MS·3, e instalación de mesocosmos acuático.
EL PROBLEMA Y LAS SOLUCIONES Nuevos desafíos para la evaluación de riesgos ambientales de las sustancias químicas Dr. José V. Tarazona Lafarga.
mayoría de los Comités Científicos Europeos se ralentizó el proceso de armonización, si bien recientemente han comenzado nuevos esfuerzos creando mecanismos para la coordinación del conjunto de Comités Científicos relacionados con las evaluaciones de riesgos distribuidos entre las diferentes entidades europeas.
Podríamos resumir por tanto, que las evaluaciones de riegos ambientales y las de riesgos para la salud parten de principios similares, pero precisan de modelos conceptuales propios para recoger de forma adecuada el nivel de complejidad requerido (Pugh and Tarazona, 1998; SSC, 2000). En Norteamérica durante la década de los 90 se produjo una corriente, liderada por la Agencia para la Protección del Medio Ambiente, USEPA, para desarrollar modelos conceptuales propios de estas evaluaciones. El resultado de este proceso, fue la adopción en 1998, de la Guideline on Ecological Risk Assessment (USEPA, 1998) que recoge el llamado «nuevo paradigma de evaluación de riesgos ambientales».
NUEVOS DESARROLLOS CIENTÍFICOS La relevancia de los procedimientos de evaluación de riesgos en la gestión y control de la contaminación química ha supuesto un considerable esfuerzo por parte de la comunidad científica, con continuos desarrollos, refinamientos e innovaciones.
En Europa, el desarrollo de los protocolos para la evaluación de los riesgos ambientales de las sustancias químicas ha ido ligado al desarrollo normativo. De esta forma, se han desarrollado Documentos de Guías Técnicas (Technical Guidance Documents siguiendo la terminología inglesa) para sustancias industriales, biocidas, productos fitosanitarios, medicamentos humanos, medicamentos veterinarios y aditivos para alimentación animal.
Los primeros desarrollos se centraron en las sustancias industriales y en los plaguicidas. La detección de residuos de contaminantes industriales y plaguicidas en los compartimentos ambientales (agua, suelo, aire, sedimento), organismos vivos y alimentos supuso el desarrollo de mecanismos de prevención y control de emisiones que fueron transformándose progresivamente en las metodologías basadas en la evaluación de riesgos que se utilizan en estos momentos.
En el año 2003, el Comité Científico Director de la UE, publicó un informe sobre la armonización de los principios de evaluación de riesgo de las sustancias químicas en la Unión Europea, que incluye un apartado específico sobre riesgos ambientales. Con la desaparición de este Comité Científico Director al crearse la Agencia Europea de Seguridad Alimentaria (EFSA) a la que se trasladaron la
Los nuevos desarrollos científicos se han centrado en la mejora conceptual y metodológica de estos procedimientos y en la búsqueda de sistemas innovadores que cubrieran aquellas sustancias para las que la evaluación por procedimientos «convencionales» no es apropiada. 27
niveles elevados de nutrientes y donde una las funciones clave del zooplancton es el control de las poblaciones de algas, puede sufrir procesos de eutrofización como resultado indirecto de efectos sobre este zooplancton, que serían fácilmente recuperables en otras condiciones pero que terminan en graves consecuencias como consecuencia de la respuesta indirecta del fitoplankton.
inhibición de enzimas encargadas de la transformación metabólica de las hormonas y/o sus precursores, modificando así sus niveles plasmáticos y tisulares. Dentro de estas sustancias las más estudiadas son las que actúan sobre el control hormonal de la reproducción, y en concreto, sobre las actividades estrogénicas y androgénicas. El efecto más conocido son cambios fenotípicos en los órganos reproductores (Vos et al., 2000), que en algunas especies suponen el desarrollo de los órganos reproductores del sexo opuesto, que pueden llegar incluso a ser funcionales. De esta forma, nos encontramos con fenómenos de masculinización de hembras y feminización de machos, que en el caso de individuos adultos pueden coincidir con fenómenos de involución de los órganos sexuales iniciales, pero que cuando se producen en los estadios de desarrollo iniciales pueden suponer «simplemente» la producción de un porcentaje muy elevado, en algunos casos cercano al 100%, de individuos del mismo sexo con independencia de su predisposición genotípica.
Las evaluaciones de riesgo ambientales se fundamentan en estudios ecotoxicológicos donde se determinan tres parámetros relevantes para la protección de los ecosistemas: mortalidad, efectos sobre el crecimiento y efectos sobre la reproducción (Harras, 1996; USEPA, 1998). En este último caso, la mayoría de los estudios determinan tasas de reproducción individuales, o incluso efectos sobre una parte crítica del proceso reproductivo, que en la mayoría de los casos hace referencia al desarrollo embrionario y de las fases iniciales de los ciclos de desarrollo.
EL PROBLEMA Y LAS SOLUCIONES Nuevos desafíos para la evaluación de riesgos ambientales de las sustancias químicas Dr. José V. Tarazona Lafarga. Director del Departamento de Medio Ambiente del INIA Académico Numerario de la Real de Ciencias Veterinarias Vicepresidente del Comité Científico de Riesgos Sanitarios y Ambientales de la UE
La evaluación asume que si no hay efectos relevantes sobre los individuos, es decir no se altera su supervivencia, crecimiento y tasa de reproducción, no se alterarán las poblaciones ni las comunidades, y por ello no es esperan cambios en la estructura y función de los ecosistemas. El proceso de magnificación de los efectos aparece cuando el cambio en los individuos es simplemente de sexo, no hay problemas de letalidad, no se altera su crecimiento, y pueden reproducirse normalmente, pero a escala poblacional, se produce una alteración de la relación machos/hembras que puede obviamente tener consecuencias sobre la tasa global de reproducción de la población afectada.
Estos efectos se han observado tanto en vertebrados como en invertebrados, si bien tan solo en un caso ha sido posible identificar con certeza el agente causal. Se trata del fenómeno de «imposex» observado en moluscos marinos expuestos a niveles significativos de tributilestaño, TBT. La magnificación de efectos desde las poblaciones a las comunidades puede observarse bajo determinadas condiciones asociada a efectos indirectos. Por ejemplo, en un ecosistema acuático con 26
Los procesos de minimización de los efectos a medida que ascendemos en la escala de complejidad biológica son bien conocidos. De hecho, los estudios de dinámica de poblaciones indican que en el caso de especies con altas tasas reproductivas se pueden observar fenómenos esporádicos que supongan la muerte de un elevado porcentaje de los individuos y que apenas suponen efectos sobre las poblaciones, ya que la pérdida de individuos por la mortalidad se ve rápidamente compensada por la reproducción de los supervivientes. También se pueden observar efectos adversos sobre las poblaciones sin que estos tengan repercusiones sobre las comunidades y ecosistemas, ya que se ven compensados por fenómenos como los de redundancia ecológica, definida como la presencia de varias especies que ocupan el mismo nicho y rol en el ecosistema.
de las que se han estudiado, por lo que la selección de las especies que se deben estudiar en el laboratorio se basa en principios muy diferentes, tales como distribución taxonómica y relevancia ecológica (Cairns, 1977). La relevancia ecológica de los efectos es, sin duda, el eje fundamental de las evaluaciones de riesgo ambientales, ya que el nivel de protección se centra en la protección de la estructura y función de los ecosistemas (Gonzalez, 1996). En general, únicamente se consideran relevantes aquellas alteraciones que afecten a los niveles más altos de dicha estructura, comunidades y ecosistemas, por lo que resulta imprescindible valorar los procesos que suponen una minimización o una maximización de los efectos observados inicialmente sobre individuos y poblaciones.
Los procesos de maximización de los efectos suelen estar relacionados con respuestas biológicas y ecológicas muy concretas.
La combinación de conceptos básicos de la patología y de la ecología permite profundizar en los principios que definen estas relaciones. El agente patógeno, en nuestro caso el contaminante químico, actúa sobre cada individuo, en función de los niveles de exposición, la susceptibilidad individual, y las condiciones del medio que afectan tanto a los seres vivos como al propio contaminante químico. Las respuestas de los individuos en función de su magnitud, intensidad y duración podrán tener consecuencias sobre la población, definida como el conjunto de individuos de la misma especie presentes en una zona geográfica concreta, y si las poblaciones se ven afectadas, estos efectos pueden o no alterar las comunidades, definidas como el conjunto de poblaciones que componen el elemento biótico de un ecosistema.
Los disruptores endocrinos ofrecen un excelente ejemplo de respuestas biológicas específicas a nivel individual que conllevan la magnificación de efectos a nivel poblacional. Se trata de sustancias químicas capaces de alterar el sistema hormonal de los individuos a dosis muy inferiores a las que producen otros efectos tóxicos. Pueden actuar como agonistas o antagonistas de diferentes respuestas endocrinas, y lo hacen a través de diferentes mecanismos, desde la competencia directa por los receptores, al poseer estructuras que se asemejan a las de las hormonas naturales, hasta los efectos indirectos asociados a la inducción o 25
metodología de caracterización de riesgos complementaria, basada en la estimación del «margen» existente entre los niveles de exposición medidos o estimados y los parámetros toxicológicos más relevantes. En vez de valores fijos, los expertos analizan entonces la información e incertidumbres existentes y sugieren, caso por caso, si los márgenes observados son suficientes o no para asumir que el riesgo es bajo.
vantes para cada sustancia, se deben estimar las relaciones entre la dosis de exposición y el efecto o respuesta toxicológica esperada. Para ello, debe analizarse el conjunto de la información disponible, estudiar los mecanismos para extrapolar dicha información, y determinar el perfil toxicológico de la sustancia. La mayoría de los sistemas consideran la existencia de un umbral toxicológico, por debajo del cual no se producirán efectos adversos, lo que supone la existencia de un nivel de exposición considerado aceptable; o al menos de un umbral pragmático, que suele identificarse como nivel tolerable. Uno de los aspectos más importantes de la evaluación de efectos es, precisamente, estimar de la forma más exacta posible, este umbral toxicológico o pragmático. Para ello, se han desarrollado una serie de procedimientos basados en la extrapolación de ensayos toxicológicos y datos epidemiológicos. La cantidad y calidad de información disponible para este proceso varia considerablemente, y se han desarrollado protocolos para estimar una serie de niveles, TDI, ADI, etc., en función de los datos toxicológicos y del nivel de incertidumbre.
EVALUACIÓN DE RIESGOS AMBIENTALES Tanto el paradigma como los esquemas de evaluación, inicialmente desarrollados para la evaluación de riesgos para la salud, se han aplicado posteriormente en la evaluación de riesgos para los ecosistemas (Bartell, 1992, USEPA, 1992). Evidentemente fue necesario realizar una serie de adaptaciones, ya que ni la información disponible ni los niveles de protección requeridos son semejantes. De hecho, los procesos de extrapolación de la información toxicológica parten de bases similares pero se mueven en direcciones opuestas. En el caso de la Salud Humana, se dispone de información sobre diferentes especies de animales de laboratorio, que se funde, bajo los principios de la toxicocinética y la toxicodinámica para estimar los posibles efectos sobre una única especie: «el ser humano». En el caso de las evaluaciones ambientales, también se parte de información obtenida sobre una serie de especies, pero en este caso, la extrapolación debe estimar los efectos potenciales sobre un gran número de especies, muchas más
El último paso, la caracterización del riesgo, combina los perfiles de exposición y de efectos para estimar la probabilidad de que ocurran efectos adversos y la magnitud de los mismos. Si la valoración toxicologica ha permitido el desarrollo de los niveles antes mencionados, la evaluación puede establecerse en función de que se superen o no dichos niveles, utilizando cocientes de riesgo, o probabilidades de excedencia. Cuando se realiza una evaluación en profundidad de una sustancia para la que existe suficiente información, suele utilizarse una 24
INTRODUCCIÓN: BENEFICIO/RIESGO DEL PROGRESO
fiable las consecuencias no deseables relacionadas con la producción y utilización de las sustancias químicas. La herramienta son las evaluaciones de riesgo de las sustancias químicas, que al igual que el progreso tecnológico, han experimentado un desarrollo exponencial en las últimas décadas. Este desarrollo permite evaluar los riesgos potenciales asociados a las actividades humanas que generan la emisión de residuos químicos al medio ambiente. La respuesta de las autoridades competentes europeas ha sido la incorporación paulatina de estas evaluaciones en los procesos de autorización, proceso que se inició dando cobertura a las evaluaciones de determinados grupos de sustancias consideradas como de máxima prioridad, tales como los productos fitosanitarios y biocidas, y que se ha extendido progresivamente hasta alcanzar la cobertura general que proporciona el nuevo Reglamento REACH.
El desarrollo tecnológico del siglo XX ha supuesto una auténtica revolución científico-técnica de la humanidad, con indudables consecuencias socioeconómicas. Este desarrollo ha adquirido un crecimiento exponencial, apareciendo un nuevo concepto, la «tecnosfera» en la que las modificaciones antropogénicas del entorno en el que se desarrolla una buena parte de la actividad humana tiene muy poco que ver con su estado primigenio. Ciertamente, en unos pocos años, los seres humanos hemos adquirido una capacidad para modificar de forma masiva nuestro entorno que es incomparablemente mayor que la adquirida en los varios milenios de actividad antropogénica que nos han precedido. La «euforia» muchas veces exultante con la que se han recibido algunos de los «avances del progreso» que permitían a la humanidad «vencer» a la naturaleza no ha permitido valorar adecuadamente el «lado oscuro» de estos desarrollos. La mejora espectacular de la calidad de vida del primer mundo, además de las consecuencias socioeconómicas que no son objeto de este trabajo, ha tenido como consecuencia asociada la aparición de nuevos problemas y preocupaciones, de índole sanitaria y ambiental, entre los que se encuentra la generación de residuos como consecuencia de las actividades humanas entre los que se encuentran sustancias químicas de la máxima preocupación.
Las ventajas asociadas a la incorporación de este tipo de procesos son evidentes. El aspecto más importante, es que ofrecen un elevado nivel de protección de la salud y el medio ambiente, identificando a priori el problema y no una vez la sustancia está comercializada; pero además, este tipo de evaluaciones permiten la identificación de los usos que pueden considerarse aceptables y los que no, lo que supone un beneficio fundamental. Uno de los aspectos más importantes es la posibilidad de incorporar evaluaciones beneficios/riesgos. Por ejemplo, algunas de las sustancias que se han prohibido después de una extensiva comercialización durante el siglo XX podrían presentar usos aceptables con grandes beneficios y riesgos controlables. Probablemente el ejemplo más paradigmático lo presenta el
Afortunadamente, la respuesta de la comunidad científica ha sido contundente, desarrollando nuevas herramientas que permitan evaluar de forma sólida y 21
DDT. Un desarrollo científico recibido como una panacea, que dio lugar en primer lugar al reconocimiento, incluso con la concesión del Premio Novel de Química, y que tras una utilización masiva en los 60 dio lugar a estrictos controles y prohibiciones tras comprobar una serie de problemas medioambientales que no se habían considerado en su momento. La peligrosidad de este insecticida organoclorado es evidente, pero la posibilidad de considerar determinados usos muy concretos está reconocida incluso en el Convenio de Estocolmo. Evidentemente, si en el momento en el que comenzó la comercialización de este insecticida se hubiera dispuesto de la capacidad de evaluación de riesgos que poseemos en estos momentos, se hubieran podido identificar usos esenciales y evitar aquellos usos masivos que han provocado la presencia generalizada de residuos de esta molécula en todo el planeta.
mentos surgieron a mediados del siglo XX y desde disciplinas relacionadas con las ciencias sociales. En particular, el análisis de «escenarios alternativos» durante la «guerra fría» que siguió a la segunda contienda mundial y las predicciones relacionadas con los préstamos y seguros requirieron el desarrollo de esquemas de decisión basados en probabilidades en vez de en certidumbres. Estas metodologías se fueron extendiendo a otras áreas.
En este trabajo presentaremos la evolución histórica del desarrollo de estas metodologías de evaluación de riesgos ambientales, considerando fundamentalmente los riesgos para los ecosistemas, los desarrollos científicos actuales y los desafíos que plantea la nueva política europea sobre sustancias químicas.
Se establecen dos líneas paralelas, la de exposición y la de efectos, que terminan confluyendo en la caracterización del riesgo que no es sino la comparación entre los niveles esperados de exposición y de efecto en una serie de «escenarios» predeterminados (Pugh and Tarazona, 1998; ECB, 2003).
Los procedimientos de evaluación de riesgos de las sustancias químicas utilizan como punto de referencia el paradigma propuesto en 1983 por la Academia Nacional de Ciencias de los EEUU (NRC, 1983) para la valoración de los riesgos para la salud humana, y que podemos integrar en el contexto normativo con la incorporación de los aspectos relacionados con la comunicación y gestión de riesgos (Figura 1).
La exposición supone la estimación, obviamente cuantitativa, de la dosis que se espera pueda recibir el individuo para cada una de las vías de exposición relevantes. En algunos casos, sobretodo, en las exposiciones a través del medio ambiente, resulta muy difícil o incluso imposible, estimar las dosis reales, por lo que la exposición se realiza en función de la concentración que la sustancia puede alcanzar en los diferentes compartimen-
EVOLUCIÓN HISTÓRICA DE LAS EVALUACIONES DE RIESGOS DE LAS SUSTANCIAS QUÍMICAS Se viene considerando que los principios básicos para la aplicación de las metodologías de análisis de riesgos como soporte para la toma de decisiones tal y como se vienen aplicando en estos mo22
Figura 1: Representación esquemática de los diferentes elementos que componen un análisis de riesgo de sustancias químicas.
mos de disrupción endocrina, continúan en discusión. Desde el punto de vista normativo, estos peligros suelen controlarse mediante sistemas de clasificación y etiquetado, que se han armonizado a nivel mundial mediante un Comité específico de Naciones Unidas desarrollando el conocido como Sistema Globalmente Armonizado (o GHS utilizando las siglas de la nomenclatura inglesa) y que en breve unificará todos los esquemas de clasificación de las sustancias químicas tanto desde el punto de vista de la salud humana como del medio ambiente.
tos del medio como consecuencia de las actividades humanas que se están evaluando. Los efectos se cuantifican mediante ensayos toxicológicos, siguiendo dos etapas progresivas. En la primera, se identifican los posibles peligros asociados al contaminante. En la evaluación de riesgos para la salud, estos peligros se fundamentan en los mecanismos de acción de la sustancia y su toxicodinámica. Algunos de estos peligros, como la toxicidad reproductiva, teratogenicidad, carcinogenicidad, etc., están bien definidos, mientras que otros, como los efectos asociados a la neurotoxicidad o a mecanis-
Dentro de la evaluación de riesgos, una vez identificados los peligros rele23
sustancias húmicas. Alrededor del 90% de la mutagenidad se debía al glioxal y en menor medida al ácido glioxílico. Nakamuro et al. en 1993 estudiaron la mutagenidad de los productos de ozonización de las sustancias húmicas y encontraron que el glioxal y el peróxido de hidrógeno poseían mutagenidad directa al producir radicales oxígeno. Sin embargo, el peróxido de hidrógeno, se descompone rápidamente por oxidaciones posteriores con el ozono y no se acumula en las muestras ozonizadas a pH superior a 7 (Staehelin y Hoigné, 1982).
La utilización del ozono no genera compuestos organoclorados pero da lugar a otra serie de compuestos (formaldehído, bromatos, glioxales, etc.) que también tienen carácter tóxico.
2.1.- Toxicidad de los productos de desinfección En 1977, Cotruvo ozonizó una disolución de ácidos húmicos durante 20 minutos y realizó estudios de mutagenidad con diversos ensayos de salmonella sin encontrar evidencia alguna de mutagenidad. También, Kowbel en 1984 realizó ensayos de mutagenidad a diversas sustancias húmicas ozonizadas con los mismos resultados; aunque si encontró actividad mutagénica en su cloración. Sin embargo, la ozonización a pH 8 y posterior cloración no muestra actividad mutagénica (Kowbel, 1986). La ozonización por radicales a pH 8 oxida las moléculas de mayor peso molecular de las sustancias húmicas a otras más pequeñas sin efectos tóxicos ya que los compuestos con elevado peso molecular y polaridad son más responsables de la mutagenidad (Aso et al., 1992).
Urien en 1986 estudió la citotoxicidad en células humanas en términos de inhibición de síntesis del ARN y la mutagenidad en la ozonización de sustancias húmicas con resultados negativos. Sin embargo, resultados positivos se obtuvieron en las cloraciones de sustancias húmicas (Pommery, 1989) y de ácidos húmicos (Backlund, 1985), debido a la presencia de compuestos clorohidroxifuranonas. Los productos de cloración identificados que más contribuye a la actividad mutagénica son el 3-cloro-4diclorometilo-5-hidroxi-2(5H)furanona (Fielding y Horth, 1986) y el ácido 2cloro-3-diclorometilo-4-oxo-butenoico (Langvik y Holmbom, 1994).
Sayato et al. en 1987 encontraron actividad mutagénica en alguno de los productos identificados en la ozonización de naftoresorcinol (estructura análoga a las encontradas en las sustancias húmicas), como son glioxal y ácido glioxálico. Matsuda et al. en 1992 identificaron acetaldehído, formaldehído, glioxal, ácido glioxálico y metilglioxal como subproductos mutagénicos de la ozonización de p-hidroxibenzaldehído, compuesto seleccionado como representativo de las
La ozonización previa a la cloración induce una disminución de la mutagenidad y del nivel de clorohidroxifuranonas (Lykins et al., 1986). Cuanto mayor es la eliminación de carbono orgánico disuelto en la ozonización, menor es la actividad mutagénica después de la cloración final. De estos estudios se concluye que los subproductos de ozonización son menos tóxicos que los de cloración (ej. trihalometanos y clorohidroxifuranonas) y 46
Figura 4: Estimación del factor de bioconcentración en peces (expresado como logaritmo) a partir de los estudios toxicocinéticos en mamíferos.
ficas de uso para determinadas sustancias. Como complemento, el reglamento incluye un proceso de identificación de aquellas sustancias consideradas de alta preocupación, entre las que se incluyen fundamentalmente las carcinogénicas, mutagénicas, toxicas para la reproducción, y las que son simultáneamente persistentes, bioacumulables y tóxicas. Para estas sustancias, se ha establecido un proceso de autorización, uso por uso, y que está condicionado a que no existan otras alternativas viables y a que los riesgos estén suficientemente controlados, siendo el objetivo último la sustitución de estas sustancias por otras menos peligrosas o por procesos que eviten la utilización de estas sustancias.
ción y usos de las sustancias. Los importadores de sustancias o de artículos que puedan liberarlas, tienen unas responsabilidades semejantes a las de los productores europeos, aspecto fundamental para lograr los objetivos mencionados. El reglamento se basa la identificación inicial de la peligrosidad de las sustancias químicas, siguiendo los criterios europeos de clasificación y etiquetado, mediante la realización de una serie de estudios, en función de los volúmenes de producción, y de metodologías alternativas a la experimentación animal. En el caso de que la sustancia deba clasificarse como peligrosa, la propia industria debe desarrollar escenarios de exposición para todos los usos identificados y caracterizar su riesgo, proponiendo determinadas medidas correctoras. Se consideran también restricciones especí-
En resumen, en los últimos años se ha desarrollado una contribución científica 31
fundamental, que podíamos resumir en los siguientes puntos
Scoullos, M., Tarazona, J.V., and Vighi, M. (1994) EEC water quality objectives for chemicals dangerous to aquatic environment (List 1). Rev. Environ. Contam. Toxicol. 137, 83-110. Cairns, J.Jr. (1977) Quantification of biological integrity, in R.K. Ballentine and L.J. Guarria (eds). Integrity of Water, US EPA Office of Water and Hazardous Materials, Washington DC, pp 171-187. Candolfi MP, Barrett KL, Campbell PJ, Forster R, Grandy N, Huet MC, Lewis G, Oomen PA, Schmuck R, Vogt H (eds) (2001): Guidance document on regulatory testing and risk assessment procedures for plant pretection products with non-target arthropods. From the ESCORT 2 workshop. SETAC, Pensacola, 46 p. Cartwright N., Fawell, J. Zabel T and Pugh M. (1999) Industrial chemicals:. Burden of the past, challenge for the future. European Union, report EU4719. CSTEE - EUROPEAN COMMISSION (1999) CSTEE opinion on human and wildlife health effects of endocrine disrupting chemicals, with emphasis on wildlife and on ecotoxicity methods. Reports of the Scientific Committee on Toxicity, Ecotoxicity and the Environment (CSTEE), Brussels, 102 pp. CSTEE - EUROPEAN COMMISSION (2001) CSTEE opinion on the available scientific approaches to assess the potential effects and risk of chemicals on terrestrial ecosystems. Reports of the Scientific Committee on Toxicity, Ecotoxicity and the Environment (CSTEE), Brussels, 178 pp. Delos, C. (1992) Interim guidance and implementation of aquatic life criteria for metals. U.S. Environmental Protection Agency, Washington D.C. DG AGRICULTURE (1995) Modelling environmental fate of plant protection products in the context of their Authorization within the European Union, Document 1694/VI/95, DG Agriculture DGSANCO, 2002. Guidance Document on Terrestrial Ecotoxicology under Council Directive 91/414/EEC., DGSANCO, 10329/2002rev.2 final DGSANCO, 2002. Guidance Document on
LOS BENEFICIOS DE LAS SUSTANCIAS QUÍMICAS LOS DAN SUS USOS … LOS RIESGOS AMBIENTALES DEPENDEN DE CÓMO SE USEN LAS SUSTANCIAS QUÍMICAS NO LEEN LAS NORMAS … DEBEMOS EVALUAR LAS ACTIVIDADES/USOS UNA EVALUACIÓN DE RIESGO INICIAL REVELA RIESGOS POTENCIALES … Y SIEMPRE ES REFINABLE EN LOS AÑOS 60 NO PODÍAMOS NI IMAGINAR LAS CONSECUENCIAS AMBIENTALES … HOY PODEMOS CUANTIFICARLAS COMO PROBABILIDADES Estos avances científicos si se implementan adecuadamente, podrán evitar el que se repitan los errores acaecidos en el pasado, propiciando una gestión adecuada de las sustancias, los procesos en los que intervienen, y sus residuos, en productos de consumo y en el medio ambiente. REFERENCIAS CITADAS Y OTROS DOCUMENTOS DE CONSULTA Bartell, S.M., Gardner, R.H., and O’Neill, R.V. (1992) Ecological Risk Estimations. Lewis Publishers, Boca Raton. Garcia-Baudin (editor) Los productos fitosanitarios en el marco del registro único europeo. Monografías del INIA nº 102, INIA Bro-Rasmussen, F., Calow, P., Canton, J.H., Chambers, P.H., Silva Fernandes, A., Hoffmann, L., Jouany, J.M., Klein, W., Persoone, G.,
se debe añadir al final del tratamiento en planta y también en puntos de refuerzo de la red de abastecimiento de las grandes ciudades, dependiendo de las longitudes de las tuberías a los puntos de consumo.
la actividad enzimática de las bacterias al actuar sobre los grupos sulfídricos de ciertas enzimas, además de afectar a los ácidos nucleicos. La muerte de las bacterias por el ozono se produce por cambios en la permeabilidad celular y la liberación de su contenido. A diferencia del cloro que oxida selectivamente ciertas enzimas, el ozono actúa como un oxidante general. Las bacterias Gram negativa, tales como E. coli, coliformes y salmonela, son muy sensibles al ozono.
Excepto el cloro, todos los demás desinfectantes tienen una vida media muy baja que impiden su uso como desinfectante residual. La vida media del ozono a los valores de pH del agua potable varía de 15 a 25 minutos. El ozono es inestable en el agua y se descompone generando distintas entidades radicalarias y oxígeno. La estabilidad del ozono disuelto depende del pH, de la concentración de ozono y de la concentración de los promotores y atrapadores de radicales. Por tanto, el cloro siempre se utiliza como desinfectante final en una potabilizadora. Sin embargo, el uso de cloro como oxidante puede ser reemplazado por otros oxidantes más potentes y con menos efectos secundarios como es el ozono que además es muy efectivo como desinfectante primario.
El ozono ataca la cápsula vírica y particularmente a las proteínas que la forman, liberando los ácidos nucleicos e inactivando el ARN y el ADN celular. El ozono modifica las posiciones de la cápsula viral que los virus usan para fijarse en las superficies celulares e incluso puede disociar la cápsula completamente si se aplican altas concentraciones. Además, el ozono es capaz de inactivar esporas y destruir las amebas, al romper su membrana celular. El ozono molecular es la especie desinfectante más efectiva y la principal responsable de la inactivación de los microorganismos patógenos. Algunas de las especies radicalarias producidas por la descomposición del ozono como son los radicales hidroxilo o hidroperóxidos, también poseen propiedades desinfectantes. Por tanto, la efectividad del ozono como desinfectante no se limita a las aguas donde el ozono molecular sea estable.
La dosis de cloro para la desinfección es mucho más pequeña que para la preoxidación, ya que la demanda de oxidante se ha reducido a lo largo del tratamiento. La dosis típica de cloro aplicada en la desinfección varía en el intervalo de 0.46 mg/L, permaneciendo en el sistema de distribución una concentración de cloro residual de 0.1-1.5 mg/L. Una concentración mínima de cloro residual de 0.1 mg/L garantiza la desinfección en la mayoría de las aguas, siendo necesarias concentraciones mayores en el caso de aguas con tendencia al recrecimiento bacteriano en las tuberías de distribución.
Para prevenir el recrecimiento microbiano en las tuberías de distribución se debe asegurar el mantenimiento de un desinfectante en el sistema de distribución. Por tanto, un desinfectante residual 45
membranas celulares y la cápsula proteica de los virus. Los microorganismos en el agua no se encuentran generalmente en estado libre, sino que se encuentran agregados, fijados a la superficie de la materia en suspensión o a la materia orgánica y asociados con flóculos tales como el hidróxido de aluminio que les protege de la inactivación por el ozono. Por tanto, el desinfectante se debe añadir después de la etapa de filtración, donde se elimina la turbiedad porque esta interfiere en la desinfección.
en el agua fácilmente oxidables y los subproductos de oxidación formados que a su vez pueden reaccionar con el oxidante. Para poder utilizar un oxidante en el tratamiento del agua, este debe poseer una especie reductora conjugada que no interfiera y sea fácil de eliminar. También, el oxidante seleccionado debe generar el menor número posible de subproductos tóxicos o indeseables y ser un buen agente desinfectante. Los oxidantes alternativos al cloro, más ampliamente utilizados, son el dióxido de cloro, las cloraminas y el ozono.
En la desinfección con ozono se puede aplicar el concepto C*t que proporciona un criterio práctico y manejable. Por ejemplo, para la inactivación del 99% de E. Coli, a pHs próximos al neutro y temperaturas menores de 10ºC el valor de C*t es 0.006 mg/L*min. Para la inactivación del 99% del Poliovirus, el producto C*t varía de 0.005 a 0.42 mg/L*min a pH neutro y temperatura de 5 a 25 ºC.
Para conseguir la desinfección del agua se requiere mantener una concentración de desinfectante disuelto C (mg/L) durante un cierto tiempo t (min). Watson en 1908 introdujo el concepto C*t (la concentración de desinfectante residual por el tiempo de contacto) para comparar eficacias de diferentes desinfectantes. La Agencia de Protección Medioambiental de Estados Unidos (U.S. EPA) en 1989 propuso valores de C*t (mg/L*min) para la eliminación y/o inactivación del 99.9% de diferentes microorganismos.
En 1965, se estableció el criterio para la inactivación del virus de la Poliomielitis y este valor ha sido seleccionado para proponer una regla para la desinfección de un agua de consumo por ozono: una concentración residual de ozono disuelto de 0.4 mg/L mantenida durante 4 minutos, es decir un valor de C*t de 1.6 mg/L*min, es suficiente para conseguir una eliminación del virus de la Poliomielitis superior al 99.99%. Muchas cámaras de contacto de ozono han sido diseñadas y están funcionando según este criterio de tiempo y concentración de ozono.
El ozono es un potente germicida, posee una alta capacidad para inactivar microorganismos (bacterias, virus y protozoos) comparada con otros desinfectantes basados en el cloro; además la temperatura y el pH del agua no afectan de forma significativa la eficacia del ozono como desinfectante. El mecanismo por el cual el ozono inactiva los microorganismos consiste en su reacción con los dobles enlaces de los ácidos grasos en las paredes celulares de las bacterias, las
La inactivación de las bacterias por el ozono se considera una reacción de oxidación en su membrana. El ozono varía 44
Aquatic Ecotoxicology under Council Directive 91/414/EEC., DGSANCO, 3268/2001.rev 4 final. DG SANCO 2002 Guidance document on the risk assessment for birds and mammals under Council Directive 91/414/EEC. SANCO/4145/2000. EC (1996) Guidelines and criteria for the preparation and presentation of complete dossiers and of summary dossiers for the inclusion of active substances in Annex I of Directive 91/414/EEC (Article 5.3 and 8.2) Document 1663/IV/94 Rev 7.2. EC (1997) Classification, Packing and Labelling of dangerous substances in the European Union. Office for Offcial Publications of the European Communities, Luxemburg. Part I and II. EMEA, 1997. Note for guidance: environmental risk assessment for veterinary medicinal products other than GMO-containing and immunological products. EMEA/CVMP/055/96. EMEA, 2000. Dicussion Paper on Environmental Risk Assessments for NonGenetically Modified Organism (non-GMO) Containing Medicinal Products for Human Use. ERAdraft-dec2000. EPPO (1994) Decision-making scheme for the environmental risk assessment of plant protection products. EPPO Bulletin 23, 1-165. EU (1996). Technical Guidance Document in support of Commission Directive 93/67/EEC on risk assessment for new notified substances and Commission Regulation (EC) 1488/94 on risk assessment for existing substances. PARTS I, II, III and IV. Document. ISBN 92-827-8011-2. Luxembourg: Office for Official Publications of the European Communities, 1996. Fairbrother A, Glazebrook PW, Van Straalen,N, Tarazona J. 2002. Test Methods for Hazard Determination of Metals and Sparingly Soluble Metal Compounds in Soils. SETAC Press, Pensacola, FL Fernández F, M.V. Pablos y J.V. Tarazona, editores (2000) Globalización Medioambiental. Perspectivas agrosanitarias y urbanas. Servio de Publicaciones. Ministerio de Agricultura Pesca y Alimentación. 738 pp. FOCUS (2000) «FOCUS groundwater scenarios in the EU plant protection product
review process» Report of the FOCUS Groundwater Scenarios Workgroup, EC Document Reference Sanco/321/2000, 197pp Gonzalez, O.J. (1996) Formulating an ecosystem approach to environmental protection. Environ. Managem. 20, 597-605. Halling-Sorensen, B., Jensen, J., Tjørnelund, J., and Montforts, M. H. M. M. Worst-case estimations of predicted environmental soil concentrations (PEC) of selected veterinary antibiotics and residues in Danish agriculture. Kümmerer, K. Pharmaceuticals in the environment. 2001. Germany, Springer Verlag. Harras, M.C. (1996) Regulatory use of ecotoxicity statistics: a US perspective. Ecotoxicology 5, 145-154. Helton JC, Davis FJ. (2002) Illustration of sampling-based methods for uncertainty and sensitivity analysis. Risk Anal. 22:591-622. Johnston RK, Munns WR Jr, Tyler PL, MarajhWhittemore P, Finkelstein K, Munney K, Short FT, Melville A, Hahn SP. (2002). Weighing the evidence of ecological risk from chemical contamination in the estuarine environment adjacent to the Portsmouth Naval Shipyard, Kittery, Maine, USA. Environ Toxicol Chem. 2002 21:182-94. Knecht, J.A. de., Montforts, M.H.M.M., 2001. Environmental risk assessment of veterinary medicine products: an evaluation of the registration procedure SETAC Globe 2, 29-31. Kümmerer, K. (editor) Pharmaceuticals in the environment. 2001. Germany, Springer Verlag. Liess M, Brown C, Dohmen P, Duquesne S, Hart A, Heimbach F, Krueger J, Lagadic L, Maund S, Reinert W, Streloke M, Tarazona JV (editors) (2005). Effect of pesticides in the field. EU and SETAC Europe Workshop. Le Croisic, France, October 2003. SETAC-Europe publisher. Montforts, M. H. M. M. Regulatory and methodological aspects concerning the risk assessment of medicinal products. Kümmerer, K. Pharmaceuticals in the environment. 2001. Germany, Springer Verlag. Montforts, M.H.M.M., Kalf, D.F., Vlaardingen, P.L.A.v., Linders, J.B.H.J., 1999. The exposure assessment for veterinary medicinal products. Science of the Total Environment 225, 119-133. Newman P., A. Piavaux, and R Sweeting (eds)
(1992). River Water Quality . Ecological Assessment and Control, EUR 14606 EN-FR. Commission of the European Communities, pp 217-248. NRC, 1983. Issues in Risk Assessment. Nacional Academy Press, Washington D.C. Pablos MªV, Ramos C, Carbonell G, Tarazona JV (1998). Evaluación del riego ambiental de fármacos de uso veterinario: Desarrollo de escenarios para sistemas ganaderos intensivos y extensivos. Cuad Invest. Biol. 20:507-510. Pate-Cornell E. (2002) Risk and uncertainty analysis in government safety decisions. Risk Anal. 22:633-46. Pedersen, F.H., Tyle, H., Niemelä, J.R., Guttman, B., Lander, L. And Wedebran, A. (1995) Environmental Hazard Classification – data collection and interpretation guide for substances to be evaluated for classification as dangerous for the environment (2nd edition) Nordic Council of Ministers, TemaNord 1995:581, 166 pp. Pro J., Ortiz, JA, Boleas S., Fernández G, Carbonell G., Tarazona JV (2003) Effect assessment of antimicrobial pharmaceuticals on the aquatic plant Lemna minor. Bull Environm Contam Toxicol. 70:290-295. Pugh D.M. and J.V. Tarazona (editors) 1998 Regulation for Chemical Safety in Europe: Analysis, comment and criticism. Environment & Policy Series, Volume 15. Kluwer Academic Publishers. Dordrecht/Boston/London. 210 pp. Ramos C, Carbonell G, Garcia Baudin JM, Tarazona (2000) Ecological risk assessment of pesticides in the Mediterranean region. The need for crop-specific scenarios. Sci Total Environ. 247:269-78. Scheuplein, R.J. (1995) Information needed to support hazard identification and risk assessment of toxic substances. Toxicol. Lett. 79, 23-28. SSC – EUROPEAN COMMISSION, 2000. Opinion of the Scientific Steering Committee on Harmonisation of risk assessment procedures, adopted on 26-27 October, 2000, Appendix 1 and 2 SSC 2003: The Second Report on Harmonisation of Risk Assessment Procedures. EU Scientific Steering Committee. Documento
disponible en http://europa.eu.int/comm/food/fs/sc/ssc/out362_ en.pdf Tarazona J. V. (1999). Generic and comparative risk assessment of pesticides for the terrestrial compartment. In: Del Re et al (eds). Human and Environmental exposure to xenobiotics, La Goliardica Pavese, Pavia. Pp 561 - 570 Tarazona J.V. 1997. The identification of thresholds of acceptability and danger: The biological route. Arch. Toxicol. Sup 19: 137-146. Tarazona JV, Buzby M.E., Hartmann A, Housenger JE, Olejniczak K, Sager NB, Servos MR, Tolson ND. (2005) In Richard T. Williams ed. Human Pharmaceuticals: Assessing theimpacts on aquatic ecosystems. Setac Press. 269-302. Tarazona JV and Fresno A, (editors) 1997 An integrated classification approach to identify the danger of chemical substnaces to terrestrial ecosystems. Development of specific criteria. Serie Monografias. Ministerio de Medio Ambiente, Madrid Tarazona JV Fresno A (2000) Desarrollo de un sistema de identificación/clasificación de peligros para el medio terrestre. Posición y aportación españolas a la Unión Europea. Serie Monografias. Ministerio de Medio Ambiente, Madrid 69 pp. Tarazona JV, Fresno A, Aycard S, Ramos C, Vega MM, Carbonel G. (2000) Assessing the potential hazard of chemical substances for the terrestrial environment. Development of hazard classification criteria and quantitative environmental indicators. Sci Total Environ. 247:151-164. Tarazona JV, Hund K, Jager, T., S-Salonen M., Soares AMVM, Skaare JU, and Vigui M. (2002) Standardizing chemical risk assessment, at last. Nature, 415, 14. Tarazona JV, Vega MM (2002) Hazard and risk assessment of chemicals for terrestrial ecosystems. Toxicology 181-182:187-191. Tarazona, J.V. (1998) Análisis del riesgo de los productos fitosanitarios para el medio ambiente. In J.M. Garcia-Baudin (editor) Los productos fitosanitarios en el marco del registro único europeo. Monografías del INIA nº 102, INIA, pp 23-32.
Los compuestos organohalogenados se clasifican en volátiles, que representan más del 50% de los productos clorados totales siendo los más importantes los trihalometanos y otros subproductos menos frecuentes como las halocetonas (ej. 1, 1,1-tricloroacetona) y los haloacetonitrilos (ej. dicloroacetronitrilo), y no volátiles que constituyen entre el 17-25% de los productos clorados que se forman, destacando el ácido tricloroacético (TCA) y el ácido dicloroacético (DCA).
ción, sobre el 25% en peso, están los ácidos haloacéticos (monocloroacético, dicloroacético, tricloroacético, monobromoacético y dibromoacético); los haloacetonitrilos (tricloroacetonitrilo, dicloroacetonitrilo, bromocloroacetonitrilo y dibromoacetonitrilo) sobre el 3% y las halocetonas, sobre el 2% (1,1-dicloropropanona y 1,1,1-tricloropropanona). En mucha menos proporción están el hidrato de cloral, el tricloronitrometano (cloropicrina) y el cloruro de cianógeno. La presencia de bromuros y/o yoduros en el agua, hace que se formen también los compuestos homólogos bromados, yodados y mixtos. La estructura de estos compuestos halogenados se recogen en la tabla 1. La determinación de los compuestos yodados, y sus correspondientes compuestos mixtos, es extremadamente difícil por ser inestable el enlace carbono-yodo y no existir patrones puros comerciales.
La capacidad de oxidación de diferentes especies químicas existentes para el tratamiento del agua se mide en función de sus potenciales relativos de oxidación. En la tabla 2 se muestran los potenciales de estos oxidantes. Sin embargo, muchas de las reacciones de oxidación son tan lentas que sus efectos químicos están controlados por la cinética y su velocidad de reacción depende de otros muchos factores como las concentraciones relativas de sustrato y oxidante, la temperatura, el pH, la presencia de otras especies
Tabla 1.-Estructura de los subproductos de cloración. Tabla 2.- Poder de oxidación de los oxidantes disponibles para el tratamiento del agua.
oxidación más potentes, pero económicos, que favorezcan la mineralización completa del contenido orgánico y eviten o minimicen la formación de subproductos tóxicos o indeseados. Los radicales hidroxilo tienen un poder oxidante superior al de los agentes desinfectantes que habitualmente se utilizan, su aplicación ha dado lugar a una serie de procesos que reciben el nombre genérico de procesos de oxidación «avanzada» (AOPs). La generación de estos radicales se realiza a partir de ozono, agua oxigenada, radiación ultravioleta, catalizadores y con la combinación parcial de estos agentes.
sidad de que en las aguas de abastecimiento existiese desinfectante residual. En cambio, no hacía referencia explícita a la presencia de los subproductos generados en la cloración, parámetro 32: «la concentración en haloformos se habrá de reducir en la medida de lo posible». La publicación del Real Decreto 140/2003, de 7 de febrero, por el que se establecen los criterios sanitarios de la calidad del agua de consumo humano (adaptación de la Directiva 98/83/CE, de 3 de noviembre de 1998) introduce una serie de modificaciones. Así, en su artículo 10.2 se contempla la posibilidad de que el gestor del sistema de abastecimiento solicite a la autoridad sanitaria la exención de contener desinfectante residual. Por otra parte, se establecen los valores límites de la suma de trihalometanos en el agua, fijándose 150 µg/L como valor transitorio desde el 01/01/2004 hasta el 31/12/2008 y 100 µg/L a partir de esa fecha.
La cloración presenta algunos inconvenientes: -
Existen abastecimientos que presentan concentraciones elevadas de haloformos y en consecuencia, se deberán de introducir modificaciones en la línea de potabilización del agua para cumplir las exigencias de la legislación. Se presentan dos posibilidades: la sustitución del cloro por otros agentes desinfectantes o la eliminación de las sustancias responsables de la formación de los compuestos organoclorados. Una forma de eliminar estas sustancias es su oxidación completa a dióxido de carbono y agua. Con el uso del cloro y del ozono, a las dosis normales utilizadas en el tratamiento del agua potable, únicamente se consiguen pequeñas reducciones en el nivel de carbono orgánico. Es necesario desarrollar métodos de
Intensificación del gusto y el olor característico de los fenoles y otros compuestos orgánicos presentes en el agua. Formación de compuestos potencialmente cancerígenos, especialmente trihalometanos. Producción de daños a la vida acuática por la cloración de compuestos nitrogenados.
En el proceso de potabilización se producen una serie de reacciones químicas entre la materia orgánica disuelta en el agua y el cloro adicionado; como resultado de estas reacciones se originan compuestos organoclorados, algunos de ellos perjudiciales para la salud. Estos compuestos se denominan subproductos de cloración, siendo básicamente trihalometanos (cloroformo, diclorobromometano, dibromoclorometano y bromoformo) que representan sobre el 65% en peso del total de subproductos. En menor propor42
Tarazona, J.V.; de la Torre, A.I. and Callaba, A (1996). Danger of chemical substances to terrestrial ecosystems: General classification concepts and hazard assessment for the above soil compartment. Instituto Nacional de Investigación y Tecnología Agraria y Alimentaria. Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación. Dep: M 26972 1996. 75pp. USEPA (1991) Technical support document for water quality based toxics control. EPA-505/290-001. Washington DC. USEPA (1992) Framework for Ecological risk assessment. EPA/630/R92/001, Risk Assessment Forum, Washington DC. USEPA (1995) Final Water Quality Guidance for the Great Lakes System; Final Rule. 40 CFR Parts 9, 122, 123, 131, and 132 USEPA (1996) Ecotox Thresholds, ECO Update 3, 1-12. USEPA (1998) Guidelines for Ecological Risk Assessment. EPA/630/R-95/002F. Washington D.C. Vandenberg, J.J. (1995) Risk assessment and research: an essential link. Toxicol. Lett. 79, 1722. Van den Brink PJ, Tarazona JV, Solomon KR, Knacker T, Van den Brink NW, Brock TCM, Hoogland JP (2005) The use of terrestrial and aquatic microcosm and mesocosms for the ecological risk assessment of veterinary pharmaceuticals. Environ. Tox. Chem. 24:820829. Vega MM, Berthold A, Clausen H, Gingnagel P, Fresno A, Aycart S, Ramos C, Berggren E, and Tarazona JV (editors) (1999). Approaches for a hazard identification-classification system for
the terrestrial environment. Proceedings of the International Worshop on hazard identification systems and the development of classification criteria for the terrestrial environment. European Chemical Bureau, Ispra, Italy. Vega MM, Carbonell G, Pablos MV, Ramos C, Fernandez C, Ortiz JA, Tarazona JV (2001)Evaluación ambiental de residuos porcinos y gestión agrícola de purines mediante el modelo informático EGPE. Inves. Agrar. Prod. San. Anim. 16: 165-179. Vega MM, Carbonell G., Pablos MV, Ramos C., Fernández C., Ortiz JA, Tarazona JV (2002) EGPE: A computer decisión-support tool for the Ecomanagement of animal manure as agricultural fertiliser. In Rizzoli and Jjakeman Eds. Integrated Assessment and Decision Support proceeding of the 1st biennial meeting of the IEMSS. pp 156-161.von Stackelberg KE, Burmistrov D, Vorhees DJ, Bridges TS, Linkov I. (2002) Importance of uncertainty and variability to predicted risks from trophic transfer of PCBs in dredged sediments. Risk Anal. 22:499-512. Vos JG, Dybing E, Greim HA, Ladefoged O, Lambre C, Tarazona JV, Brandt I, Vethaak AD (2000) Health effects of endocrine-disrupting chemicals on wildlife, with special reference to the European situation. Crit Rev Toxicol.30:71133.ç Zolezzi M, Cattaneo C, Tarazona JV (2005) Probabilistic ecological risk assessment of 1,2,4Trichlorobenzene at a former industrial contaminated site. Environ. Sci. Tech. 39: 29202926.
Estrategias para la reducción y/o eliminación de los subproductos de desinfección y su aplicación al abastecimiento a Zaragoza considerando como fuentes el Canal Imperial y el futuro embalse de Yesa.
Los sistemas de tratamiento que se aplican a la depuración de las aguas tienen como objetivo fundamental modificar su calidad para adaptarlas a los distintos usos. El abastecimiento a poblaciones aparece en la legislación como prioritario sobre los demás.
2.- SUBPRODUCTOS DE LA DESINFECCIÓN QUÍMICA
Las estaciones de tratamiento de aguas potables (ETAP) eliminan o reducen los contaminantes físico-químicos y los gérmenes patógenos para producir agua que sea apta para el consumo humano. Una de las etapas fundamentales de estas estaciones consiste en la desinfección (física y/o química) que debe garantizar unos niveles sanitarios de calidad que no representen riesgos para la salud de la población abastecida.
Un tratamiento de potabilización consiste habitualmente en una serie de operaciones más o menos numerosas en función de la calidad del agua bruta, de acuerdo con su clasificación en aguas A1, A2 o A3 (según la Directiva 75/440/CEE, ya derogada). En general, el agua de calidad A3 debe seguir una secuencia de operaciones de tratamiento que incluyen desbaste, preoxidación, adsorción con carbón activo, coagulación-floculación, oxidación intermedia, filtración sobre arena y desinfección final. De todas ellas, la operación u operaciones que se pueden considerar fundamentales, son las relacionadas con la adición de un agente oxidante y/o desinfectante, por sus diferentes funciones según el punto de aplicación dentro de la línea de potabilización.
Los agentes desinfectantes químicos que habitualmente se utilizan (fundamentalmente cloro y/o sus derivados y el ozono) eliminan una buena parte de los gérmenes patógenos pero además, reaccionan con elementos y sustancias presentes en el agua dando lugar a la formación de una serie de subproductos que alteran la calidad e «inducen» una contaminación química que originalmente no existía. Es decir, al tratar de resolver un problema de contaminación por gérmenes patógenos, se crea o induce otro problema de contaminación química.
El agente desinfectante mayoritario que se ha venido utilizando, se utiliza y seguramente se utilizará a medio y largo plazo, conjuntamente con otras sustancias, es el cloro y sus derivados, entre otras razones porque el Real Decreto 1138/1990, de 14 de septiembre, sobre la Reglamentación técnico sanitaria para el abastecimiento y control de calidad de las aguas potables de consumo público (adaptación de la Directiva 80/778/CEE, de 15 de julio de 1980) establecía la nece-
El contenido de este trabajo se fundamenta en el desarrollo de los puntos siguientes: Presentación de los subproductos que se generan en los procesos de desinfección química, su origen y carácter tóxico. 41
EL AGUA: UN PROBLEMA INDUCIDO Contaminación inducida en la desinfección química del agua Prof. Dr. José Luis Ovelleiro Narvión
EL AGUA: UN PROBLEMA INDUCIDO Contaminación inducida en la desinfección química del agua Prof. Dr. José Luis Ovelleiro Narvión Catedrático de Universidad. Tecnologías del Medio Ambiente. UNIVERSIDAD DE ZARAGOZA
los resultados obtenidos dependen de la dosis de ozono y el pH del agua. A continuación se presentan datos toxicológicos sobre los subproductos generados en la desinfección con cloro y con ozono.
dichos estudios. La posible presencia en el agua de otras impurezas y otros factores como la ausencia de concordancia en los resultados hallados en hombre y mujeres, hace que no sea posible establecer una relación directa (IARC, 1999).
2.1.1.- CLOROFORMO (CHCl3) La principal fuente de cloroformo en las aguas resulta de la cloración de las aguas en plantas potabilizadoras, y en menor grado, de descargas procedentes de la industria de productos químicos orgánicos. La población general podría exponerse al mismo como resultado de su presencia en las aguas potables, por el aire ambiente (es altamente volátil) y en algunos alimentos.
En conclusión, la IARC, considera al cloroformo como posible cancerígeno para los humanos, grupo 2B, ya que existe suficiente evidencia del efecto cancerígeno del cloroformo en estudios experimentales con animales, pero los datos sobre el efecto causado en los seres humanos son insuficientes (IARC, 1999). 2.1.2.- BROMODICLOROMETANO (CHCl2Br) El bromodiclorometano se encuentra en el agua potable clorada como consecuencia de la reacción entre el cloro, añadido durante el tratamiento, y la materia orgánica natural, en presencia de bromuro. La principal ruta de exposición para los seres humanos la constituye el consumo de agua potable.
El cloroformo es rápidamente absorbido a través de los pulmones, el tracto intestinal y en menor extensión, a través de la piel (en contacto líquido). Se acumula en tejidos de alto contenido graso. Parece que su toxicidad oral tanto aguda como crónica es baja, y que no tiene carácter mutagénico, sin embargo se ha comprobado que produce tumores en hígado y riñones de roedores. Estudios donde se ensayan elevadas dosis de cloroformo inhalado han demostrado que el cloroformo resulta teratogénico y tóxico para los embriones de ratas embarazadas (UKWIR/WRc, 1997 e IARC 1999).
Los ensayos con animales se llevaron a cabo con ratas y ratones a los que se les administraba bromodiclorometano por vía oral. Las repetidas exposiciones produjeron efectos tóxicos en numerosos órganos, incluyendo al hígado y los riñones. Además se producía un aumento de pólipos y adenocarcinomas en el intestino largo y en los riñones de ratas (tanto hembras como machos), así como en los ratones. En varios estudios con bacterias, el bromodiclorometano indujo mutaciones (IARC, 1999).
En los humanos, los estudios epidemiológicos muestran cierta evidencia de una asociación entre el consumo de agua clorada, y el riesgo de aparición de ciertos cánceres, particularmente en la vejiga y en el recto, y posiblemente en el colon. A pesar de que se han encontrado ciertos excesos de casos de cáncer, no es posible evaluar el efecto a partir de
La IARC, en vista de estos resultados considera que el bromodiclorometano pertenece al grupo 2B, es decir, es posi47
to a su carácter cancerígeno sobre los humanos, grupo 3 (IARC 1999).
blemente cancerígeno para los seres humanos, ya que aunque no hay datos epidemiológicos relevantes sobre su carácter cancerígeno en el hombre, los experimentos llevados a cabo con animales muestran evidencia suficiente (IARC, 1999).
2.1.4.- BROMOFORMO (CHBr3) El bromoformo aparece en las aguas potables como resultado de la reacción del cloro con los ácidos húmicos en presencia de ión bromuro. La principal ruta de exposición al bromoformo la constituyen las aguas potables, aunque el aire ambiente también es considerado como una importante fuente de exposición en algunas áreas.
2.1.3.- CLORODIBROMOMETANO (CHClBr2) La principal descarga en el medio ambiente de clorodibromometano resulta de su formación durante los procesos de cloración de aguas potables, la cual constituye la principal vía de exposición para el hombre. La cantidad encontrada en las aguas depende fundamentalmente de la presencia de ión bromuro en las aguas brutas.
Es absorbido inmediatamente en el tracto intestinal y se ha encontrado una toxicidad oral aguda de baja a moderada en experimentos con animales (roedores). La exposición crónica a elevadas dosis causa daños en el hígado y los riñones, aunque la tendencia a la bioacumulación es más bien baja. Los datos de genotoxicidad para el bromoformo no son concluyentes, sin embargo existe cierta evidencia procedente de distintos ensayos de que es moderadamente genotóxico. También se han observado efectos mutagénicos ocasionalmente en bacterias (UKWIR/WRc,1997 e IARC, 1991).
En experimentos con animales y largos tiempos de exposición a elevadas dosis, ha originado daños en riñones e hígado. Se ha demostrado su carácter cancerígeno en ratones, aunque no en ratas, y los datos sobre mutagenicidad son inconcluyentes. Administrado oralmente en agua potable a ratas, se observaron cambios histológicos moderados en el hígado y el tiroides, y un incremento significativo en la severidad de las lesiones hepáticas para las dosis más altas, (UKWIR/WRc,1997 e IARC 1999).
El bromoformo se utilizaba como sedante en niños con tosferina en dosis en torno a los 180 mg administrados de 3 a 6 veces por día. Los síntomas clínicos que se observaban en caso de accidentes ocasionales por sobredosis eran la depresión del sistema nervioso central, seguida por un fallo en el sistema respiratorio (UKWIR/WRc, 1997).
En cuanto al hombre, no es considerado como probablemente cancerígeno. Dado que la evidencia demostrada por el clorodibromometano en experimentos con animales es limitada, y que no hay suficiente evidencia para establecer un efecto cancerígeno en los humanos, la IARC considera al clorodibromometano como no clasificable con respec-
A la vista de los datos disponibles, la IARC, considera al bromoformo como no clasificable con respecto a su carácter cancerígeno sobre los humanos, grupo 3, 48
EL SUELO: UNA VALORACIÓN Sistemas de alto nivel para valorar los efectos de la contaminación en el suelo: Microcosmos MS·3 Dra. Gregoria Carbonell Martín
100 µg/l máximos a partir del año 2009. Con el tratamiento intensivo de las aguas, los valores detectados distan de estos valores máximos permitidos en las aguas de consumo. Sin embargo, utilizando tratamiento normal, las aguas del Canal producen una generación de THMs que supera los 100 µg/l. Este es así mismo el motivo por el cual en la actualidad y desde hace ya varios años, las aguas del Canal Imperial de Aragón en la potabilizadora de Casablanca en Zaragoza, son sometidas de manera continúa a tratamiento intensivo, tratamiento que no sería necesario utilizar en el caso de potabilizar directamente las aguas del río Aragón en Yesa.
seguir 0 N.T.U. con ambos tratamientos aplicados a los dos cauces. Formación de Trihalometanos (THMs) La tabla 7 muestra los resultados obtenidos tras el análisis de los THMs formados como consecuencia de aplicar los tratamientos, normal e intensivo, a las aguas del canal y del río Aragón en Yesa. Como se puede observar en la tabla 7, la concentración de THMs que se forman al aplicar tratamiento normal a las muestras es muy superior al que se obtienen tras tratamiento intensivo. El carbón activo utilizado en este último tiene una atracción particularmente intensa por las moléculas orgánicas que se adsorben en su superficie, disminuyendo la generación de trihalometanos. La formación de organobromados indica la presencia en las aguas prepotables de bromuros, aunque estos no han sido analizados.
BIBLIOGRAFÍA RECOMENDADA Claver A.; Ormad P.; Rodríguez L.; Ovelleiro, J.L. «Study of the presence of pesticides in surface waters in the Ebro rivers basin (Spain)». Chemosphere, 64(9), 1437-1443 (2006).
Tal y como se deduce de los resultados, tras la cloración de las aguas del Canal Imperial de Aragón el potencial de formación de THMs es aproximadamente un 44% y un 65% superior al de las aguas de Yesa, al utilizarse tratamiento normal e intensivo, respectivamente. El RD 140/2003 establece actualmente un valor máximo permisible en aguas de abastecimiento de 150 µg/l, pasando a
Gracia, R.; Cortés, S.; Sarasa, J.; Ormad, P.; Ovelleiro, J.L. «TiO2-Catalysed Ozonation of Raw Ebro River Water». Water Research, 34(5), 1525-1532 (2000). Gracia, R.; Cortés, S.; Sarasa, J.; Ormad, P.; Ovelleiro, J.L. «Tratamientos oxidativos en la potabilización del agua. La ozonización catalítica como técnica complementaria a la cloración».
2.1.6.- FORMALDEHÍDO (HCHO) El formaldehído es utilizado principalmente para la manufactura de resinas usadas en la producción de adhesivos, y como aglutinante en la industria de la madera, los plásticos o el cuero. También se utiliza como intermedio de reacción en la manufactura de productos químicos como el 1,4-butanodiol, 4,4’-difenilmetano-diisocianato o pentaeritrita. Fuentes comunes de exposición para los individuos son las emisiones de los vehículos, algunos materiales de construcción, alimentos, e incluso el humo de tabaco. Por otra parte, muchos millones de personas están expuestos al formaldehído en países industrializados debido a su puesto de trabajo.
ya que existe una evidencia limitada del efecto cancerígeno del bromoformo en estudios experimentales con animales, y no se dispone de datos relevantes sobre su posible efecto cancerígeno en los seres humanos (IARC, 1999). 2.1.5.- ACETALDEHÍDO (CH3CHO) La exposición al acetaldehído puede ocurrir durante su producción y la producción de ácido acético u otros agentes químicos. En el cuerpo humano, es un metabolito de los azúcares y el etanol, y ha sido detectado en extractos de plantas, el humo del tabaco, el aire y el agua. En los ensayos con animales, el acetaldehído produjo tumores en las vías respiratorias de ratas y hámster expuestos a su inhalación. Causó mutaciones genéticas en bacterias, además de daños en el DNA de ratones «in vivo» (IARC, 1999).
En los estudios llevados a cabo con animales, en los que el formaldehído era administrado por inhalación en ratas, mostraba evidencia de carcinogenicidad especialmente en la cavidad nasal, normalmente con las dosis más altas. Sin embargo, estudios similares en hámsters no mostraron ninguna evidencia de cáncer y con ratones, se obtuvieron tanto resultados positivos como negativos. En ratas a las que se administró el formaldehído a través del consumo de agua potable se observó un aumento en el número de incidencias de leucemia y de tumores en el tracto intestinal, sin embargo, otros estudios con el mismo animal resultaron negativos (IARC, 1995).
En los estudios epidemiológicos se observó un aumento en la frecuencia relativa de tumores en las cavidades bucal y bronquial de nueve individuos que, en su trabajo, estaban expuestos a distintos aldehídos. Además, la aparición de tumores en el esófago ha sido asociada con una elevada presencia de acetaldehído metabolizado tras la ingestión de alcohol (IARC, 1999). La IARC considera que no hay suficiente evidencia del efecto cancerígeno del acetaldehído en los seres humanos, sin embargo, los experimentos con animales muestras una evidencia suficiente, e incluye al acetaldehído en el grupo 2B, como posiblemente cancerígeno para los humanos (IARC, 1999).
Los estudios de epidemiología sobre seres humanos se han obtenido de la exposición de los trabajadores en industrias relacionadas con el formaldehído y sugieren una relación causal entre la exposición al formaldehído y cáncer nasofaringeal, aunque esta conclusión 49
al., 1999; Kalbitz et al., 2000); la reactividad de las diferentes fracciones que la componen con estos desinfectantes (Westerhoff et al., 1998; Kivis et al., 2004; Swietlik et al., 2004) y el modelado y cinéticas de formación de estos subproductos.
está limitada por el pequeño número de casos observados en los distintos estudios. No hay datos adecuados para establecer los efectos genéticos del formaldehído en humanos. Ha resultado genotóxico en varios estudios experimentales llevados a cabo con distintos animales «in vivo», desde bacterias hasta roedores. Se ha observado que en estudios «in vivo» con células humanas, el formaldehído producía alteraciones en el DNA y los cromosomas.
Otra vertiente se ha dedicado a la búsqueda de nuevos desinfectantes/oxidantes que, integrados en alguna de las etapas del proceso convencional, reduzcan la formación de subproductos. Las últimas tendencias señalan hacia los denominados procesos de oxidación avanzada, conjunto de técnicas basadas en la generación de radicales OH, especie química altamente reactiva y de ataque poco selectivo, capaz de mineralizar los contaminantes incluso más resistentes y sobre las cuales existe una extensa investigación.
A la vista de todos los resultados y estudios disponibles, la IARC considera que hay evidencia limitada del efecto cancerígeno del formaldehído en los seres humanos, y una evidencia suficiente del efecto cancerígeno en animales experimentales, por lo que incluye al formaldehído en el grupo 2A, como probablemente cancerígeno para los humanos (IARC, 1995).
Por último, otra opción es la búsqueda de fuentes de abastecimiento alternativas a partir de aguas que presenten un menor contenido de precursores de formación de los subproductos.
3.- ESTRATEGIAS PARA LA REDUCCIÓN DE SUBPRODUCTOS
A continuación se presentan los resultados obtenidos con las aguas de abastecimiento de Zaragoza (700.000 habitantes aproximadamente) considerando su captación actual, el Canal Imperial de Aragón, y la futura prevista desde el río Aragón, en el embalse de Yesa.
A raíz del descubrimiento de los subproductos parte de los esfuerzos se han centrado en la investigación de sus orígenes y en establecer acciones que evitaran su formación. Numerosos investigadores han documentado la materia orgánica natural (MON) como el principal precursor de subproductos orgánicos tanto en el caso del cloro como en el caso del ozono (EPA, 1999). Los aspectos estudiados han sido la caracterización de la materia orgánica natural (Rodríguez et
El Canal Imperial de Aragón es una derivación del río Ebro realizada unos 75 Km aguas arriba a Zaragoza y que discurre paralelo a este por su margen derecha durante un total de 108 Km. A pesar de que esta agua es considerada apta para la producción de agua potable según la 50
tamiento de potabilización normal, y para que la calidad del agua tratada se ajuste a lo especificado en el RD 140/2003, se precisa consumir la cantidad de cada uno de los reactivos que se incluye en la tabla 6. Teniendo en cuenta las necesidades de agua potable actualmente existentes en la ciudad de Zaragoza, y considerando únicamente costes de reactivos, se puede observar que potabilizar las aguas del río Aragón puede llegar a ser un 60% menos costoso que las del Canal, sin considerar el actual consumo por carbón activo, utilizado en el tratamiento intensivo existente actualmente empleado (datos meramente estimativos).
su mayoría a productos de la descomposición de la materia orgánica natural (MON) (Rodríguez, 2003). Consumo de reactivos y costes de tratamiento Debido a las diferencias de calidad existentes entre ambos tipos de aguas, y una vez optimizados los procesos a escala de laboratorio, para llevar a cabo el tra-
Canal Imperial NaClO (mg/Cl2/l) 11 Sulfato de 25 alúmina (mg/l) Estimación de costes por consumo de reactivos (euros/año) 2.900.000
Aragón en Yesa 3 12
Análisis de parámetros fisicoquímicos Tras aplicar los tratamientos de potabilización, tanto normal como intensivo, no se detectan cambios apreciables en ambas muestras, en parámetros tales como el pH y la conductividad. La turbidez se elimina por completo, hasta con-
Tabla 6.- Consumo de reactivos durante el proceso de potabilización normal y estimación de costes.
Cauce Tratamiento Cloroformo, CHCl3 (?g/L) Bromodiclorometano, CHBrCl2(?g/L) Dibromoclorometano, CHClBr2 (?g/L) Bromoformo, CHBr3(?g/L) THMs totales (?g/L) LÍMITE RD 140/2003 (?g/L)
CANAL IMPERIAL Intensivo Normal 50 85 14 24 6 11 N.D 5 70 125 150 100 (a partir de 1/1/2009)
ARAGÓN EN YESA Intensivo Normal 25 65 N.D. 5 N.D. N.D. N.D. N.D. 25 70
N.D.- No detectado
Tabla 7.- Concentración de THM en el agua tratada del actual y del futuro abastecimiento.
Los resultados medios obtenidos en la caracterización de las aguas muestreadas en los dos cauces, se presentan en la tabla 4. Tal y como se muestra en esta tabla, la demanda de cloro de las aguas del Canal Imperial de Aragón es cinco veces superior a las que presentan las aguas del embalse, en los meses de verano muestreados. La demanda de cloro está relacionada por la contaminación microbiológica así como con la materia orgánica fácilmente oxidable presente.
Descripción de la figura 8: El contenido en cloruros del futuro abastecimiento es mucho menor que el actual abastecimiento. En el caso del actual abastecimiento en los últimos años se observa un aumento de los valores máximos, no se aprecia ninguna tendencia en el futuro abastecimiento. Se observa claramente, como en el actual abastecimiento los valores máximos se obtienen durante el régimen seco; no se aprecian variaciones significativas en el caso del futuro abastecimiento.
Tras la extracción y posterior análisis mediante GC/MS de las aguas muestreadas en el canal y en el embalse, se identifican un total de 40 y 16 compuestos diferentes, respectivamente. Todos los compuestos identificados pertenecen a 4 categorías de sustancias concretas: hidrocarburos, fenoles, ácidos y ésteres.
Descripción de la figura 9: El contenido de sulfatos es muy inferior en el futuro punto de captación. No se observa una variación clara a lo largo de los años en ninguno de los dos puntos. No se disponen de suficientes datos para establecer una tendencia a lo largo del año, aunque se observa que los valores máximos anuales se producen durante el régimen seco en ambos cauces.
En la tabla 5 se muestra la concentración existente de los compuestos identificados en ambos cauces. Como se puede observar, la presencia de compuestos semivolátiles en las aguas del canal es superior a la que presentan las aguas de Yesa, los cuales pudieran ser debidos en
CANAL R. ARAGÓN IMPERIAL EN YESA
pH 8,1 Conductividad (?S/cm) Turbiedad (NTU) 100 Demanda de Cloro 10 (mgCl2/L) COT (mgC/L) 5
7,4 1350 400 50 2
CCanal (?g/L) Hidrocarburos Fenoles Ácidos y Esteres Total
<1.5 (L.D.)
L.D.: límite de detección Tabla 4. Caracterización de muestras puntuales del Canal Imperial y río Aragón en Yesa. Resultados medios de los parámetros físicoquímicos medidos.
20,97 9,47 11,05 41,49
CYesa (?g/L) 1,13 1,93 7,41 10,47
Tabla 5. Compuestos semivolátiles presentes en ambos cauces
Figura 1.-Línea de aguas de la ETAP de Casablanca (Zaragoza)
Para la realización de este estudio, además de utilizar datos históricos proporcionados por la Confederación Hidrográfica del Ebro (http://www.chebro.es), se toman muestras puntuales de agua del Canal Imperial aguas arriba a Zaragoza y del río Aragón en el embalse de Yesa (Huesca), durante los meses de Julio y Agosto de 2006, meses en los que ambos cauces muestran su peor calidad anual.
legislación (Directiva 75/440/CEE), en los próximos años se pretende realizar un cambio en el punto de captación, pasando a realizarse en el río Aragón en el embalse de Yesa y con el único fin de, previsiblemente, mejorar la calidad del agua de abastecimiento a la ciudad. En Zaragoza, el agua se potabiliza en la Estación de Tratamiento de Aguas Potables (ETAP) de Casablanca, la cual somete al agua al tratamiento intensivo que se muestra de manera esquemática en la figura 1.
Las muestras se someten a un tratamiento de potabilización, a escala de laboratorio.
En este trabajo se presenta el estudio realizado con el fin de conocer la repercusión que puede suponer este futuro cambio en el punto de captación, sobre la calidad general del agua de abastecimiento a la ciudad, y en concreto, sobre el potencial de formación de trihalometanos, subproductos del tratamiento actualmente empleado en la potabilización.
El agua de ambos cauces se somete a dos tipos de tratamiento diferente: a) Tratamiento normal - El tratamiento de potabilización normal realizado a las aguas objeto de estudio, es físico, químico y desinfección y consiste en: - Preoxidación mediante la adición
de hipoclorito sódico hasta satisfacer la demanda de cloro de la muestra. Agitación en Jar Test a 100 r.p.m durante 10 minutos. Coagulación-Floculación mediante la adición de sulfato de alúmina. La concentración óptima de coagulante necesaria en la potabilización, se determina mediante ensayos en Jar Test: 3 minutos a 200 r.p.m y posteriormente 20 minutos a 40 r.p.m. Decantación durante 2 horas. Filtración del agua decantada sobre un lecho de 1m de arena. Desinfección final con 1 mgCl2/l, mediante la adición de hipoclorito sódico.
Desinfección final con 1 mgCl2/l, mediante la adición de hipoclorito sódico.
Tabla 3.- Calidad según D 75/440/CEE
b) Tratamiento intensivo (similar al utilizado en la ETAP de Casablanca) El tratamiento de potabilización intensivo realizado a las aguas objeto de estudio, consiste en: - Preoxidación mediante la adición de hipoclorito sódico hasta satisfacer la demanda de cloro de la muestra. Agitación en Jar Test a 100 r.p.m durante 10 minutos. - Adsorción sobre carbón activo en polvo (10mgC/l) - Coagulación-Floculación mediante la adición de sulfato de alúmina. La concentración óptima de coagulante necesaria en la potabilización, se determina mediante ensayos en Jar Test: 3 minutos a 200 r.p.m y posteriormente 20 minutos a 40 r.p.m. - Decantación durante 2 horas. - Filtración del agua decantada sobre un lecho de 1m de arena.
Canal Imperial de Aragón Peor A3 A3 Peor A3 A3 A3 A3 A3 A3 A3 A3 Peor A3 A3
Río Aragón en Yesa A3 A3 A2 A3 datos insuf. A2 A2 A2 A2 A2 A2 A2
Figura 8. Evolución de los Cloruros
La tabla 3 muestra la calidad anual que, según establece la directiva 75/440/CEE, poseen las aguas prepotables del canal Imperial de Aragón y del río Aragón en Yesa. Como puede observarse, la calidad resultante en el río Aragón en los últimos años resulta ser A2, calidad muy superior a la que presenta el actual abastecimiento a la ciudad; esto es A3 en el caso del Canal Imperial de Aragón. Así pues y, tal como recomienda la mencionada directiva, para conseguir un agua «Apta para consumo humano» según establece el RD 140/2003, a partir de las aguas del río Aragón en Yesa, se precisa realizar como mínimo un trata52
Figura 9. Evolución de los Sulfatos
Figura 6. Evolución de Coliformes fecales.
Figura 2. Evolución de la conductividad
miento normal, consistente en un tratamiento físico, químico y desinfección, frente al tratamiento intensivo que actualmente se necesita realizar en la Potabilizadora de Casablanca y necesario en el caso de tratarse un agua prepotable de calidad A3.
En ninguno de los dos cauces se observa variación sustancial de la calidad a lo largo de los años. En el Canal Imperial se observa una mayor conductividad durante los meses de verano, cuando se detectan los mínimos caudales.
La evolución de diferentes parámetros indicadores de contaminación se muestra en las figuras 2 a 9. En dichas figuras se incluyen los valores para cada parámetro de su objetivo de calidad o límite A2 (OCA A2) y su objetivo de calidad o límite A3 (OCA A3).
Descripción de la figura 3: Debido a la falta de datos no es posible establecer una tendencia clara, aunque en general se observa que la DQO es menor en Yesa que en el canal Imperial de Aragón. Los valores máximos se presentan en la época de sequía en ambos cauces.
Descripción de la figura 2: La conductividad del agua del Canal Imperial es muy superior a la que presentan las aguas de Yesa.
Figura 7. Evolución del Nitrógeno Kjedahl.
Figura 3. Evolución de la DQO.
Figura 5. Evolución de Coliformes totales
Los máximos anuales se producen en los meses de estiaje.
Descripción de la figura 4: La DBO5 que presentan en general las aguas de Yesa es menor que la que presentan las del canal. Existe una disminución de la DBO5 en los últimos años en ambos cauces; los datos de finales de 2005 que rompen esta tendencia no son valores absolutos sino que vienen indicados en las tablas como < 5 mg/l. Los valores máximos de DBO5 en el actual abastecimiento, se presentan durante la época de estiaje.
Descripción de la figura 6: No existen muchos datos para comparar ambos puntos, aunque se observa que la contaminación por coliformes fecales en el actual abastecimiento supera a la existente en las aguas del embalse. En el caso del Canal, en el que existe mayor número de datos, no se observa una variación apreciable interanual.
Descripción de la figura 5: El número de coliformes totales contenido en las aguas del futuro punto de captación es claramente menor que en actual. No se aprecia una tendencia en la variación de este parámetro a lo largo de los años.
Figura 4. Evolución de la DBO5
Descripción de la figura 7: En ambos puntos se observa una disminución del nitrógeno Kjeldahl desde los valores iniciales a los actuales. No es posible describir una tendencia a lo largo del año debido a la falta de datos. 55
2. CLASIFICACION DE LOS RESIDUOS En primer lugar, debemos hacer referencia a lo que se entiende por «residuo», «residuo industrial» y «valorización de residuos».
EL SUELO: UNA VALORACIÓN Sistemas de alto nivel para valorar los efectos de la contaminación en el suelo: Microcosmos MS·3
Podríamos pensar que la definición de estos términos debiera ser realizada únicamente desde el punto de vista técnico, pero como vamos a comprobar necesitamos apoyarnos en el marco normativo en el que se desarrollan nuestras actividades.
Dra. Gregoria Carbonell Martín Investigadora del Departamento de Medio Ambiente del INIA
2.1 Desde el punto de vista normativo La Ley 10/98 define: - Residuo: Cualquier sustancia u objeto perteneciente a alguna de las categorías que figuran en el anexo de esta Ley, del cual su poseedor se desprenda o del que tenga la intención u obligación de desprenderse. Ver Catálogo Europeo de residuos (CER).
- Residuos peligrosos: Los comprendidos en el ámbito de aplicación del apartado 4 del artículo 1 de la Directiva 91/689/ CEE. - Residuos no peligrosos: Los no incluídos en el apartado anterior. - Residuos inertes: Aquellos que no experimentan transformaciones físicas, químicas o biológicas significativas.
- Residuos sólidos urbanos o municipales: Los generados en domicilios particulares, comercios, etc. y todos los que no teniendo la calificación de peligrosos, puedan asimilarse a los anteriores. - Residuos peligrosos: Aquellos que figuran en la lista del R.D. 952/1997, así como los recipientes que los contuvieron.
Con relación al concepto de valorización, el término se confunde o engloba otros conceptos como recuperación, reutilización o reciclado. La Ley 10/98 de 21 de abril, define:
Con lo dicho, los residuos industriales no aparecen como tales y es por lo que se establecieron, según la Directiva 1999/31/CE, las siguientes definiciones:
- Reutilización: Empleo de un producto usado para el mismo fin para el que fue diseñado. 78
5º Conservación y protección de la fauna y flora
3º Suelo - Establecer la composición de los terrenos abonados con purín. - Fomentar las buenas prácticas agrícolas.
- Aplicar técnicas de gestión para controlar los impactos negativos sobre la Fauna y Flora.
4º Impacto paisajístico.
6º Control sanitario
- Estética del paisaje. - Mantener buenas relaciones con vecinos, para evitarles las molestias que originan los trabajos de la instalación.
- Evitar diseminación de enfermedades. - Diversificación de residuos sanitarios y transporte.
- Esta se considera como una unidad, todo es interdependiente. - Hay relaciones múltiples entre aire, agua y suelo.
- Una biocenosis constituida por el conjunto de animales que viven en un biotopo determinado.
Según lo expuesto, nuestra actuación se debe de centrar en: 1º Aire: - Conocer los criterios de calidad de aire. - Valorar incidencia de la contaminación atmosférica en la salud. - Identificar problemas de olores y establecer medidas de control. 2.1. Objetivos medioambientales Existen unos objetivos generales que escriben la situación real, establecen metas, ayudan a comprender problemas técnicos y permiten alcanzar soluciones viables. Son los siguientes. 1) Conocer globalmente las explotaciones, caracterizar el entorno y las fuentes de contaminación. 2) Asesorar técnicamente a la empresa en la solución de problemas ambientales. 3) Impartir formación a empleados en los temas de M.A. 4) Advertir de riesgos derivados de proyectos en ejecución y futuros. 5) Canalizar los estudios y los programas de divulgación. 2º Agua
Por otra parte hay unos objetivos específicos cuyas características son: - Fácil identificación. - Se relacionan con el área productiva. - Asociados a labores comunes de la instalación.
- Conocer parámetros para valorar la calidad de las aguas. - Evitar la contaminación de aguas superficiales y subterráneas. 76
Existe con fecha de septiembre de 2006, una propuesta de la Comisión al Parlamento Europeo, al Comité Económico y Social, y al Comité de las Regiones sobre una «estrategia temática para la protección del suelo». Esta propuesta se hace en calidad de Directiva Marco por la que se establece un ámbito de protección para el suelo y por la que se modifica la Directiva 2004/35/CE. Esta propuesta, contempla una serie de medidas de cara a conseguir un objetivo último: la protección del suelo, preservar su capacidad de desempeñar sus funciones ecológicas, económicas, sociales y culturales; y todo ello dentro de un marco jurídico que permita utilizar el suelo de forma sostenible y la integración de la protección del suelo en las políticas nacionales y comunitarias. Los Estados miembros, podrían adoptar disposiciones apropiadas a sus condiciones locales y determinar cuales son sus problemas, prevenir la degradación del suelo y rehabilitar suelos contaminados o degradados; así como la integración de la protección del suelo en las políticas sectoriales que puedan tener una incidencia en él como son la Directiva sobre aplicación de lodos de EDAR, la IPPC, la Directiva Marco de Agua y la estrategia temática para el medio marino.
1.- INTRODUCCIÓN El suelo es un sistema muy dinámico que ejerce muchas funciones. Desempeña un papel crucial para la actividad humana y la supervivencia de los ecosistemas. Los procesos que permiten su formación y regeneración son extremadamente lentos y lo más importante a la hora de velar por su protección, es que se trata de un recurso no renovable. La degradación del suelo puede achacarse, entre otras causas, a prácticas agrícolas y silvícola no adecuadas, la expansión urbana e industrial, una mala ordenación del territorio y al turismo. Las consecuencias de la degradación, conllevan a la pérdida de fertilidad del suelo, de carbono y de biodiversidad; además se genera una disminución de la capacidad de retención del agua y a una perturbación de los ciclos de los gases y nutrientes. Hasta hace relativamente poco tiempo, el suelo no ha sido objeto de medidas de protección específicas a escala Comunitaria, ya que la protección del suelo se contempla desde disposiciones dispersas, en temas dirigidos a la conservación del medio ambiente, o en diferentes ámbitos políticos como la agricultura o el medio rural. Es necesaria una actuación europea coordinada debido a la influencia de la calidad del suelo sobre otros aspectos medioambientales o de la seguridad alimentaria regulada por la Comisión, así como por los riesgos de distorsiones del mercado interior relacionado con la rehabilitación de los terrenos contaminados, el posible efecto transfronterizo y la dimensión internacional del problema.
El interés por el tema de los suelo, su contaminación y necesidad de protección se ha visto reflejado en el Séptimo Programa Marco de investigación y desarrollo tecnológico (2007-2013) que incluye un capítulo que permite apoyar las acciones de investigación sobre la protección y funciones del suelo.
no supone un riesgo inaceptable para la salud humana o el medio ambiente; para esto se utilización ensayos ecotoxicológicos sobre las muestras de suelo y sus lixiviados y éstos suelen ser ensayos estandarizados de la OECD (Tabla I).
2.- SITUACIÓN ACTUAL En España existen inventarios de emplazamientos contaminados de los que ya disponen algunas Comunidades Autónomas. Desde el Departamento de Medio Ambiente del INIA, se trabaja para el desarrollo e implementación de la normativa española sobre suelos contaminados (Real Decreto 9/2005, BOE nº 15, martes 18 de enero de 2005) en el que desarrolla los artículos 27 – 28 de la Ley 10/98 de Residuos y para el desarrollo de la Directiva Marco sobre Suelos, que en estos momentos se encuentra en discusión. El objetivo del Real Decreto es establecer una relación de actividades susceptibles de causar contaminación en el suelo, así como de adoptar criterios y estándares para la declaración de suelos contaminados. La metodología a seguir consiste en la determinación de unos niveles genéricos de referencia (NGR), que se refieren a la máxima concentración de un contaminante en el suelo que
3.- ALTERNATIVAS A LOS ENSAYOS ESTANDARIZADOS Como alternativa a los ensayos estandarizados con una sola especie, presentamos aquí un Sistema Multiespecies de Suelo (MS·3) desarrollado en nuestro laboratorio del INA (Figura 1) que presenta muchas ventajas a la hora de valorar los efectos de contaminantes en los organismos del suelo. El sistema cubre por tanto de forma simultánea la valoración de los efectos sobre seis grupos taxonómicos relevantes. Consisten básicamente en columnas de suelo natural tamizado, que contiene
Tabla I. Ensayos de la OECD para valoración de efectos sobre organismos del suelo
en los empresarios la necesidad de una buena formación ambiental.
1.- INTRODUCCION Aunque se habrá dicho por activa y por pasiva, es conveniente recordar que la agricultura, la ganadería y la explotación forestal son actividades que están íntimamente ligadas al suelo, hasta el punto de no poder separar el estado actual del territorio de la interacción de dichas actividades y del estadio inicial del medio.
Es por ello, que nos hemos planteado unos objetivos que se centran en: a) Formar expertos en relaciones entre actividad humana y medio físico y biológico (Agricultura-Ganadería). b) Establecer implicaciones económicas, aplicar tecnologías a la corrección de problemas ambientales y proponer las medidas preventivas para evitar riesgos. c) Capacitar al futuro profesional para encargar, realizar, dirigir o evaluar estudios relacionados con la ganadería y su entorno. d) Ampliar el espectro laboral tanto en el sector público como en el privado.
La actividad agropecuaria, además de sus características particulares y del envejecimiento de la población activa (alrededor de los 56 años), ha ido perdiendo peso específico en el marco macroeconómico. En 1995, según ASAJA, el 3,3% del PIB nacional. Por otra parte, ha habido un gran progreso en lo que concierne a la sensibilización por degradación ambiental, ya que se buscan soluciones a los diferentes problemas planteados, tanto por parte de la población como por las administraciones y la empresa privada. Es obvio, que existe necesidad de personal cualificado que coordine y complemente el trabajo de los especialistas en áreas específicas.
2.- BUENAS PRACTICAS MEDIOAMBIENTALES EN VETERINARIA Una instalación ganadera es un ecosistema formado por: - Un biotopo o soporte físico. Lo forman un conjunto de factores ambientales representados por aire, agua y suelo.
En la Facultad de Veterinaria de UNIZAR, existen profesores con formación pluridisciplinar (Grupo de Patología Ambiental), con recursos para emprender una tarea como la que se propone: - Desde el punto de vista docente se imparten asignaturas relacionadas con temas ambientales (experiencia didáctica). - Por otra parte la presencia en congresos y reuniones nos ha permitido detectar 66
Figura 1. Sistemas MS·3: valoración de efectos de contaminantes sobre organismos del suelo
enmienda agrícola, por pulverización simulando una aplicación de pesticidas; al tiempo se puede modificar el riego intentando seguir unas condiciones atlánticas (> 1400 mm) o mediterráneas (700- 1000 mm). Al estar diseñados bajo condiciones más realistas los resultados se ajustan a situaciones que se pueden producir en cualquier situación en el suelo.
poblaciones de microorganismos y al que incorporamos plantas e invertebrados. Desarrollo experimental de los MS·3 El suelo proviene de una zona no contaminada y se toma de los primeros 20 cm del suelo, se criba a <2 mm y se introduce en las columnas, y lleva incorporado un sistema para recoger los lixiviados que se producen durante el tiempo que dura el ensayo, normalmente 21 días. De esta forma, en los lixiviados se puede estimar la posibilidad de contaminación de aguas subterráneas y así valorar los efectos sobre organismos acuáticos. Las condiciones ambientales se controlan (iluminación, temperatura, fotoperiodo, humedad, pluviometría). Las posibilidades son muchas ya que se pueden variar distintos parámetros como el número de aplicaciones, el tipo de aplicación: deposición simulando la llegada de un contaminante vía atmosférica, mezclado en los primeros centímetros como si fuese una
Organismos que se utilizan Como plantas se utilizan especies recomendadas para los ensayos de la OECD, se trabaja con mono y dicotiledóneas, las más utilizadas, por su pronta respuesta en la germinación son Triticum aestivum, Vicia sativa, Brassica rapa y Tripholium pratense. Como invertebrado se suele elegir Eisenia fetida. Los parámetros medidos son: el porcentaje de germinación, el número de plantas viables, la biomasa y la longitud aérea. A lo largo de la exposición se va anotando las semillas que germinan, de 67
RESIDUOS: UN EJEMPLO Residuos en la industria ganadera Informe de seguridad en ecotoxicidad Prof. Dr. D. Pablo Gaspar San Martín Prof. Titular de Toxicología Legislación Sanitaria Facultad de Veterinaria. Universidad de Zaragoza
Figura 2. Efectos de contaminantes sobre la actividad Fosfatasa
degradación, la capacidad de acumulación y su movilidad así como su biodisponibilidad. Sobre los microorganismos del suelo se valoran actividades enzimáticas (Figura 2) y la tasa de respiración. Podemos elegir enzimas que estén relacionados con el ciclo del C (dehidrogenasas), con el P (fosfatasas), o N (ureasas), todos ellos indirectamente nos informan del grado de funcionalidad del suelo. En invertebrados podemos valorar efectos sobre la mortalidad y hacer estudios de bioacumulación se sustancias. Los análisis de los contaminantes nos permiten conocer en los diferentes perfiles de la columna de suelo, la movilidad del mismo así como su concentración; esto mismo se puede hacer en los lixiviados que se han recogido a lo largo del periodo de exposición. Sobre los lixiviados, se hacen ensayos sobre organismos acuáticos, ya que de esta forma indirectamente podremos valorar el riesgo potencial de la presencia de los contaminantes en aguas profundas como consecuencia de la presencia previamente en
tal forma que se pueda conocer al final del ensayo si se ha producido un retraso en la germinación de las semillas en los MS·3 tratados, frente al grupo de MS·3 controles o no expuestos. ¿Qué objetivo se persigue con el uso de los MS·3? Valorar los posibles efectos adversos de la entrada en el suelo de cualquier tipo de contaminante, ya sea una sustancia pura o una mezcla compleja, sobre el sistema suelo-planta-invertebrados-agua, y todo esto de una forma más realista que los ensayos con una sola especie. Para ello elegimos parámetros ecológicamente relevantes, como la mortalidad en los invertebrados, o la biomasa y la germinación en las plantas. Además de los efectos se puede seguir el destino del contaminante ya que se puede analizar su presencia o la de sus posibles metabolitos en los diferentes perfiles de la columna de suelo, o en los lixiviados; se puede conocer la persistencia del mismo o su 68
Figura 3. Ensayo de toxicidad de lixiviados sobre Daphnia magna.
contaminado, nos han llevado a la realización de ensayos con muestras reales.
el suelo. Se suelen hacer ensayos en in invertebrado acuático Daphnia magna (Figura 3) en algas unicelulares Chlorella vulgaris y test de toxicidad in vitro en líneas celulares como por ejemplo en RTG-2, una línea celular de fibroblastos de trucha arco iris. Se utilzan ensayos in vitro porque está comprobada la buena correlación con los ensayos in vivo y además porque los pequeños volúmenes de lixiviados no permitirían hacer exposiciones en peces directamente.
Algunas aplicaciones de los MS·3 Los MS·3 resultan una herramienta útil a la hora tomar decisiones desde el punto de vista de gestión de emplazamientos contaminados, ya que nos pueden servir para decidir hasta que punto se ha de «descontaminar» ese suelo dependiendo del uso final que vaya a darse al mismo; por lo que esta herramienta nos permite decidir el grado de
Los resultados obtenidos en laboratorio sobre muestras de suelo previamente
Figura 4. Utilización de sistemas MS·3 en suelos contaminados.
descontaminación al que deberíamos llegar para que no se produjeran efectos adversos o lo que es igual, que el riesgo fuese aceptable (Figura 4).
Se trabaja con suelos contaminados y sucesivas diluciones de éstos que se realizan con un suelo control o de referencia, no contaminado; se exponen suelo, microorganismos, plantas e invertebrados, y se hace la exposición durante 21 días, a la vez se sigue un riego diario y se consideran los parámetros arriba mencionados. Los resultados obtenidos nos indicarán hasta que dilución o descontaminación del suelo hemos de llegar para hacer una gestión adecuada.
Valoran los efectos sobre organismos del suelo Evalúa los procesos relacionados con el comportamiento y destino medioambiental de los contaminantes en el suelo y sistemas asociados
Los sistemas MS·3 se brindan como una herramienta de alto nivel para la valoración de los efectos de los contaminantes en el suelo, de útil aplicación tanto en investigación como en el ámbito de la gestión ambiental.
Ventajas de los MS·3 Entre las ventajas de los MS·3 destacan: - Ser un ensayo único con seis grupos taxonómicos - Condiciones de exposición más realistas
RESIDUOS: UN EJEMPLO Residuos en la industria ganadera Informe de seguridad en ecotoxicidad Prof. Dr. D. Pablo Gaspar San Martín
3.- CARACTERIZACIÓN DE LOS RESIDUOS GANADEROS. RECOMENDACIONES
- Reciclado: Transformación del residuo, dentro del proceso de producción, para su fin inicial o para otros fines, incluido el compostaje o la biometanización pero no la incineración con recuperación de energía. - Eliminación: Todo procedimiento dirigido al vertido de residuos o a su destrucción, total o parcial, realizado sin poner en peligro la salud humana y sin utilizar métodos que puedan causar perjuicios al Medio Ambiente. - Valorización: Todo procedimiento que permita el aprovechanmiento de los recursos contenidos en los residuos, sin poner en peligro la salud humana y sin utilizar métodos que puedan causar perjuicios al Medio Ambiente.
Las características de los residuos ganaderos son función de: - El tipo de animal estabulado, fase productiva y alimentación. - La época del año y sistema de manejo. - Volatilización de gases. - Tratamiento posterior que sufre el purín. Estos residuos originan una gran problemática basada en el hecho de que se han desligado de la explotación agrícola; el censo ganadero se ha incrementado, mientras que superficie agraria útil ha ido disminuyendo y las dimensiones de las instalaciones han ido aumentando.
2.2. Desde el punto de vista técnico
Llegados a este punto, es totalmente necesario que establezcamos una dicotomía entre los residuos gaseosos y partículas y residuos líquidos y sólidos.
El manual de Minimización de Residuos y Emisiones Industriales, presenta las siguientes definiciones: - Reciclaje: Reincorporación de los subproductos al mismo proceso o incorporación a otro, en la misma factoría (interno) o en otra (externo), tal cual o tras tratamiento previo simple (extracción de contaminantes), como materia prima con función análoga a la del producto original. - Recuperación: Extracción de las sustancias o recursos contenidos en los subproductos, con tratamiento previo importante. Dicho lo cual, podemos concluir que en el reciclaje se aprovecha la mayor parte del subproducto y en la recuperación únicamente los componentes valiosos. 79
- Analizar NH3, SH2, CO2, CO, partículas, Tª y humedad. - Tener en cuenta que los contaminantes sufren procesos de dispersión y/o acumulación, lo que condiciona que el NH3 o SH2 se encuentren en concentraciones elevadas. - Considerar que no deben de superarse los límites sanitario-legales que pueden afectar a seres superiores en pulmón, región broncoalveolar y torrente sanguíneo.
3.1. Compartimento aire
Por ello nuestras recomendaciones se centran en:
Es necesario: - Controlar los factores que afectan al estado sanitario (bacterias, hongos, parásitos, etc.).
a) Medición en continuo de NH3, SH2 , Tª, partículas y humedad. Asegura control ambiental y estado sanitario de la explotación. b) La modificación de los factores bióticos repercute en la patología de los animales estabulados. c) Controlar las operaciones de manejo (ventilación, limpieza y evacuación
EL PLANETA: UN CONTINUADO RETO Contaminantes Orgánicos Persistentes (COPs). Problemática Ambiental Dr. Begoña Jiménez Luque
Fisicoquímica: - Fracción orgánica. - Fracción metálica (Cu, Fe, Zn, etc.) que se añade a la dieta o está presente (Pb, Cr, Cd, etc.). - Productos farmacéuticos
del purín), ya que se suponen presencia de gases nocivos y biota no deseable para animales y personal. 3.2. Compartimentos agua y suelo La industria ganadera se caracteriza por: - Su gran volumen de vertidos. - Contienen heces y orina, pienso, forraje, pelos, etc. (alta DBO, M.S., N y P) - Elevado Impacto Ambiental - Riesgo por diseminación de gérmenes patógenos - Utilización de potentes desinfectantes
Biota: - Virus: Elevada resistencia en el purín de los enterovirus - Hongos: Se aisla Petriellidium boydii - Parásitos: Huevos en gran número, capacidad infestante (267 días en el suelo) - Carga bacteriana: Abundante y variada. Menos patógenos en almacenamiento
La analítica que se debe de llevar a cabo se centra en aspectos físico-químicos y en la biota presente:
En este caso, las recomendaciones son: a) Utilizar volúmenes mínimos de agua, segregar vertidos e instalar sistemas de depuración, técnica y económicamente viables. b) Composición F-Q de los purines. Es necesario conocer: - Parámetros generales - Parámetros de contaminación orgánica - Elementos minerales Elementos importantes: N - P2O5 - K2O Elementos secundarios: CaO - MgO - Na Oligoelementos: Fe - Mn - Zn - Cu - B - Mo Elementos trazas: Cr - Ni - Hg - Pb - Cd - As - Se c) Reducción de residuos - Control de alimentación (comederos y bebederos). - Recogida separada de aguas de lluvia y cobertura de fosas. 81
- Modificación del manejo: * Eliminación, conducción y almacenamiento de excrementos. * Reducción de las zonas sucias. * Sistema de limpieza: Grupos de alta presión. * Sistema de ventilación de las naves. - Elegir el sistema de depuración más apropiado. - Creación de bancos de purines. d) Utilización agrícola de los purines y lodos - Composición del suelo: * Características generales * Fracción orgánica * Fracción mineral - Elección del cultivo (especie-suelopurín). - Los purines y lodos contienen metales y fármacos, que en agricultura requieren normativa específica. Su utilización se valora en función de su asimilación.
gías y procedimientos poco contaminantes y que produzcan pocos residuos, así como la fabricación de productos ecológicamente satisfactorios y reutilizables. - El fomento de la recuperación, en particular, de la reincorporación y la reutilización de los residuos como materias primas. - La mejora de la eliminación de los residuos a través de medidas de control medioambiental más severas a escala europea, en particular, en forma de disposiciones legales. - La intensificación de las disposiciones en materia de transporte de sustancias peligrosas. - El saneamiento de las zonas contaminadas.
6.- INFORME DE SEGURIDAD
La Jerarquía Europea de la gestión de residuos define las operaciones de gestión de residuos y contempla:
b) Evaluación del riesgo ambiental. La valoración de los efectos ambientales se lleva a cabo en dos fases.
En segundo lugar deberemos de calcular la PEC en agua subterránea y superficial, para lo cual se utilizan criterios matemáticos, físicos y químicos. Los resultados así obtenidos se vuelven a comparar con los obtenidos por los organismos anteriormente citados
6.1 Valoración FASE I
6.2. Valoración FASE II
En primer lugar se trata de obtener la concentración ambiental prevista (PEC) en suelo. Para ello calcularemos la cantidad total de ingrediente activo (Q = mg/año).
Se trata de calcular la relación entre la concentración ambiental prevista (PEC) y la concentración ambiental prevista sin efecto (PENEC), que debe de ser menor que uno para que no exista riesgo ecológico. Para ello se caracteriza el riesgo para el compartimento terrestre tanto para los invertebrados del suelo, como para la función microbiana, plantas, etc.
- Prevención de la generación (no producir residuos) - Minimización de la cantidad producida - Recuperación, reciclado y reutilización - Valorización material y energética - Tratamiento para eliminar las propiedades peligrosas - Eliminación final mediante incineración o vertedero.
Hemos de recordar que las fluctuaciones que se aprecian en la composición de los residuos, aconsejan la realización de tantos muestreos como sea posible y que se encuentren bien distribuidos a lo largo del tiempo. En este sentido, nos remitimos a utilizar, si existen, los métodos oficiales de toma de muestras o a hacer uso de los utilizados en la toma de muestras de sustancias similares. 4.- GESTION DE LOS RESIDUOS
Los estados miembros, por tanto España, establecen que los residuos potencialmente reciclables o valorizables deberán ser destinados a estos fines, evitando en lo posible su eliminación.
La política comunitaria ha fijado los siguientes cinco grandes objetivos: - La prevención de la generación de residuos, a través del fomento de tecnolo-
El Anexo I del R.D. 952/97, contiene las operaciones de gestión de residuos, que conducen a la eliminación del residuo o a su valorización. 82
de campo (Csa = mg/Ha por año ), donde ya hemos tenido en cuenta los elementos limitantes citados en el punto anterior.
La realización por un experto de un informe de seguridad en ecotoxicidad requiere llevar a cabo una serie de estudios ecotoxicológicos que se pueden resumir en:
El paso siguiente pretende transformar la cantidad de sustancia por unidad de campo en sustancia aplicada por kilo de suelo, siempre en función de los elementos limitantes.
a) Obtener información relevante del producto considerado, que lleva consigo: - Información general. - Farmacodinamia: Absorción, distribución, metabolización y eliminación. - Exposición ambiental: Degradación biótica y abiótica tanto en suelo como en agua. Distribución ambiental. - Efectos ambientales en: Toxicidad sobre organismos acuáticos, suelo y estiércol.
De esta manera hemos obtenido la concentración ambiental prevista de sustancia «X» en suelo, resultados que deberán ser comparados con los obtenidos por otros organismos (EMEA, etc.)
A continuación calcularemos la proporción anual de residuo en las excretas (Ce = mg/kg de excreta) y la cantidad máxima de excretas aplicable al suelo. Esta última condicionada por la presencia de otros elementos (nitrógeno y fósforo), que nos pueden limitar la excreta aplicable.
De estos resultados el experto obtiene una serie de conclusiones preliminares en las que establece si resulta riesgo aceptable o no para aguas superficiales, subterráneas y suelo.
Posteriormente obtendremos la cantidad de sustancia «X» aplicada por área 91
Los resultados globales confirman la naturaleza claramente orgánica de las harinas: Porcentajes altos de Carbono y Proteína; bajos de Cenizas e incluso Grasa elevada, que se relacionaría con el elevado Poder Calorífico.
de concluir que aplicando el segundo punto se cumple la normativa citada. 5.3.1.Resultados fisico-químicos Los resultados analíticos fisico-químicos de las muestras que se relacionan, se reflejan en la siguiente tabla, en la que se presentan diferenciados los resultados de dos laboratorios. De la observación de los resultados anteriores se puede apreciar que:
Debe señalarse que el contenido en Azufre no es despreciable, ya que supera al admitido para el gasóleo de calefacción. La evaluación de su incidencia en proceso de combustión, requeriría un estudio más detallado, incluso si se aplica en proporción del 10%, como prescribe el RDL 4/2001 de valorización energética de harinas en hornos de cementeras o cerámicas.
Los parámetros analizados, Humedad y Nitrógeno total, presentan diferencias mínimas, 0,3% en valor absoluto para la Humedad y Nitrógeno que representa menos del 10% del valor obtenido en ambos casos. Este aspecto, junto al del punto a), da suficientes garantías respecto al proceso de muestreo y homogeneización aplicados. PARAMETROS F-Q (% en peso)
Es importante recalcar el contenido en carbono, superior al 40% y al de los residuos urbanos, lo que unido a lo señalado en c) indica un gran potencial de formación de metano en las condiciones previsibles en los vertederos.
MUESTRA Seca Recibida
Humedad Carbono Hidrógeno Azufre Nitrógeno P.C. Sup. (kcal./kg.) P.C. Inf. (kcal./kg.) Humedad Nitrógeno Proteína Cenizas Grasa
46,81 6,50 0,48 10,04 4892 4558
5,10 44,42 6,74 0,46 9,53 4643 4296 5,4 9,17 57,31 18,60 14,40
5,12 46,53 6,56 0,52 10,14 4907 4569
46,71 6,57 0,47 9,77 4811 4472
44,27 6,81 0,45 9,26 4559 4208 5,50 9,17 57,31 18,70 14,20
Un mismo residuo no siempre debe seguir el mismo tratamiento y en la práctica viene condicionado por: - Características F-Q del residuo - Cantidad y frecuencia de producción - Ofertas e infraestructuras existentes - Distancia al centro de tratamiento - Costes de transporte y tratamiento - Precio en mercado del producto y energía valorizados - Trámites burocráticos y directrices políticas.
Queremos comentar en este punto, la posibilidad de utilización de residuos como combustibles en la industria cementera y arcillera (fuelblending), de gran aplicación en el momento actual en el ámbito de la CEE. De cualquier modo, se debe garantizar la no introducción de variaciones significativas en las emisiones atmósféricas, con respecto al proceso inicial.
4.2.- Operaciones de valorización Volvemos a recalcar que dentro de la valorización se utilizan los términos recuperación y reciclado, dando a entender que son parte de aquella. Nos vamos a centrar en las operaciones de valorización. Esta se puede llevar a cabor por dos vías: Energética y material.
En este caso el residuo debe cumplir: - Poder calorífico > 1100 Kcal./Kg. - Ausencia de ciertos compuestos químicos (PCBs, halogenados, etc) Se estima que el I.A es menor en el caso de la valorización en cementeras que en el caso de la incineración.
4.2.1. Valorización material Los residuos pueden proceder:
5,23 44,15 6,80 0,49 9,62 4656 4306
5,50 9,17 57,31 18,80 14,10
miento. Se pueden seguir dos vías: Utilización como energía térmica directamente o para producción de energía eléctrica. En este caso los condicionantes medioambientales son los mismos que para los combustibles fósiles.
4.1. Operaciones de eliminación
5.- RIESGOS
- Directamente de los productores - De gestores intermedios - De la recogida
Se define riesgo, como la frecuencia esperada de efectos indeseables/unidad de exposición.
Se envían a un centro de recogida, donde se homogeneizan y se procede a la valorización. Aquí se garantiza la calidad del producto
En nuestro caso, nos vamos a referir al riesgo que para el Medio Ambiente tiene la gestión de los residuos procedentes de las instalaciones ganaderas. La gestión de prevención de riesgos requiere: - Planificar la prevención desde el diseño de la empresa, cumpliendo la legisla-
4.2.1. Valorización energética Este tipo de valorización implica la obtención de energía y su aprovecha83
- Enterobacterias, menos de 3x102 /g. De la observación de la tabla de resultados microbiológicos se pueden constatar, tras la analítica efectuada, los siguientes aspectos: - La no detección de formas esporuladas denota, en principio, un buen funcionamiento del digestor. - La ausencia de contaminación de origen fecal y el hecho de que la mayoría de la micropoblación aeróbica está constituida por bacterias no patógenas del Gº Staphylococcus, cuya procedencia habitual es el ambiente y la piel de los animales, parece indicar una contaminación lógica y no perjudicial. - Esta situación es concordante con el hecho de que las harinas son producidas de lunes a sábado, se almacenan y se trasladan al vertedero una vez por semana. - Visto lo cual y puesto que las muestras de harinas para el análisis microbiológico se han tomado en el vertedero, es decir, tras el almacenamiento de las mismas después de su salida del digestor y posterior traslado en camiones, se pue-
5.3.1. Resultados microbiológicos.
ción y contando con la participación ciudadana. - Evaluar riesgos y actualización periódica, con establecimiento de materias, responsabilidades, objetivos, recursos. - Establecer medidas correctoras y controlar su eficacia, revisando programas de actuación, controles ambientales, análisis de datos, realizar auditorias, etc. - Información y formación, con aporte de documentación, identificación de necesidades, establecimiento de planes de formación, etc.
Los resultados analíticos microbiológicos de las muestras que se relacionan, se reflejan en la siguiente tabla:
Para los residuos ganaderos se debe de realizar tanto para la fracción líquida (purines) como para la fracción sólida (lodos). Nuestro equipo ha llevado a cabo un estudio que pasamos a exponer.
Todo ello, requiere un sistema de gestión y recursos materiales y humanos.
El cálculo de la concentración ambiental prevista sin efecto (PNEC) se realiza a partir de datos de ecotoxicidad. En el caso de los purines, que han sido evaluados mediante una batería de ensayos, se ha seleccionado, para cada una de las especies utilizadas, el parámetro toxicológico que ha presentado los valores de toxicidad más altos, es decir, se ha elegido el parámetro más sensible. De esta manera se asegura un carácter más restrictivo respecto a la eliminación de los purines sobre el medio terrestre.
Para evaluar los riesgos ecotoxicológicos es totalmente necesario: - Conocer composición química. Sustancias identificadas y analizadas pueden ser objeto de valoración. - Valorar individualmente supone desconocer efectos sinérgicos o antagónicos. - Permite establecer dosis aplicadas. - La depuración obtiene efluentes menos contaminados y parámetros toxicológicos menos restrictivos A continuación se reflejan los resúmenes de algunos de los trabajos realizados por nosotros.
En el caso de los lodos de purines, se han seleccionado los valores medios de EC50, obtenidos mediante el bioensayo de luminiscencia, para cada una de las categorías de lodos estudiadas, es decir lodos con una edad menor de un mes, lodos con una edad comprendida entre uno y seis meses y lodos cuya antigüedad es superior a seis meses.
5.1. Riesgo derivado del riego con purín Según la normativa europea [Reglamento (CE) nº 1488/94], la evaluación del riesgo ecológico se realiza mediante PEC /PENEC, que debe ser menor o igual a uno.
A cada uno de estos parámetros toxicológicos se les ha aplicado un factor de seguridad de 1/50. 84
En el Capitulo III del ANEXO II del R. D. 2224/1993, se hace referencia a los requisitos relativos a los productos después de la transformación. En el punto 1, se establece que las muestras de los productos acabados, tomadas inmediatamente después de finalizar el tratamiento térmico, deberán hallarse libres de esporas de bacterias patógenas resistentes al calor (Clostridium perfringens ausente en 1 g). En el punto 2 se establece que las muestras de los productos finales procedentes tanto de materias de alto riesgo como de bajo riesgo tomadas durante el almacenamiento en la planta de transformación o al término del mismo deberán responder a las normas siguientes: - Salmonella, ausencia en 25 g.
Parámetros microbiológicos Aerobios mesófilos Familia Enterobacteriaceæ Coliformes Escherichia coli Staphylococcus aureus Clostridium perfringens Salmonella
H.C.1 UFC/g
H.C.2 UFC/g
2,7x106 < 1x101 <3 <3 < 100 < 1x101 Ausencia
2,1x106 < 1x101 <3 <3 < 100 2x101 Ausencia
H.C.3 UFC/g 4,1x106 < 1x101 <3 <3 < 100 7x101 Ausencia
Nota: Cuando en los resultados aparece el signo «<», debe interpretarse como que no se han detectado microorganismos por debajo del límite de detección de la técnica descrita.
- La materia prima será reducida a partículas de un tamaño máximo de 50 mm., antes de ser sometida a tratamiento térmico. - La materia prima será sometida a tratamiento térmico, en una atmósfera saturada de vapor, cuya temperatura ascienda a 133 ºC por lo menos, durante 20 minutos como mínimo, con una presión absoluta de tres bares.
Si además los controles microbiológicos del producto obtenido se ajustan a lo revisado en el Capítulo III del Anexo II del R.D. 2224/1993, sobre «Normas sanitarias de eliminación y transformación de animales muertos de origen animal y protección frente a agentes patógenos de origen animal», la consideración de las harinas de carne como agente infeccioso, carece de fundamento.
Estos condicionantes se mantienen en el R.D. 3454/2000.
Por tanto, si las harinas tratadas no son agentes transmisores de infección, se les puede aplicar el código 18 02 03 de la Decisión 2001/118, lo que supone que no están calificadas como residuos peligrosos.
Por otra parte, el R. D. 2224/1993, en el que se establecen las normas sanitarias de eliminación y transformación de animales muertos y desperdicios de origen animal y protección frente a agentes patógenos en piensos de origen animal, regula:
En el ANEXO II de este R. D., se hace referencia a los requisitos de higiene para las plantas de transformación de animales muertos y desperdicios de origen animal.
- La eliminación y transformación de animales muertos y desperdicios de origen animal no destinados a consumo humano. - La puesta en el mercado de dichos productos. - La producción de harinas de carnes o pescados y grasas mediante métodos encaminados a impedir la presencia de agentes patógenos en los piensos.
El Capítulo I establece los requisitos de autorización para las plantas de transformación de animales muertos y desperdicios. El Capítulo II establece los requisitos de higiene de las operaciones en las plantas de transformación de animales muertos y desperdicios de origen animal.
Es evidente que para las harinas animales, posiblemente relacionadas con las ETT, cabe plantear la duda de si pueden considerarse agentes transmisores de infección.
El Capitulo III establece los requisitos relativos a los productos después de la transformación. Tras realizar un estudio geológico de la zona, que incluye aspectos climáticos, geológicos, estudios de permeabilidad e hidrogeológicos, se procede a la valoración del funcionamiento del digestor.
En este sentido, debe ser suficiente la garantía, en el tratamiento de inactivación y de los requisitos para su comprobación, de los agentes causales de las ETT recomendado en las normativas citadas en el apartado correspondiente. 88
Se ha estimado el peso de 1 m2 de suelo (134,6 Kg.) suponiendo que cuando se realiza una aplicación de purín en el campo, éste se distribuye uniformemente en los primeros 20 cm de suelo, con lo que, cada riego con purín de 8 kg /m2 equivale a una dosis de 59,5 g de purín/kg de tierra.
Para la evaluación de la exposición, o cálculo de la concentración ambiental prevista (PEC), se ha realizado la siguiente estimación: No ha sido posible realizar un cálculo exacto de la concentración en la que se encuentran en el medio ambiente, por lo que se han tomado como datos de referencia los obtenidos experimentalmente en los ensayos de crecimiento de plantas terrestres y se han relacionado con el volumen de purín aplicado a las parcelas en cada riego.
En el caso de los lodos de purines, se ha estimado una dosis de aplicación de 27.800 kg/ha. La transformación de esta dosis en gramos de lodo por kilo de tierra se realiza aplicando los mismos cálculos que para el caso de purines, y se determina que los 2,78 kg de lodo/m2 equivalen a 20,65 g de lodo/kg de tierra.
El volumen de purín aplicado en cada riego ha sido de 40 m3, y la superficie de cada parcela es de 5.000 m2. Estas proporciones equivalen a 80 m3/Ha o lo que es lo mismo 8 kg de purín/m2, suponiendo que la densidad del purín es igual a 1.
La caracterización del riesgo, en base a los parámetros determinados, se expone en la tabla siguiente:
EVALUACIÓN DEL RIESGO ECOLÓGICO DE PURINES Y LODOS, POR ENSAYOS DE ECOTOXICIDAD. Tipo de residuo PURIN PURIN PURIN PURIN PURIN PURIN LODO<1 mes LODO1-6 meses LODO>6 meses
PEC (g/kg)
59,5 59,5 59,5 59,5 59,5 59,5 20,65 20,65 20,65
Parámetro toxicológico (g/l ó g/kg)
PNEC PEC/ PNEC
(g/l ó g/kg)
P. phosphoreum, EC50 = 3,685 Eisenia foetida, CL50 = 39,43 Brassica rapa, CE50 = 68,94 Medicago sativa, CE50 = 110,02 Triticum aestivum, CE50 = 125,65 Zea mays, CE50 = 259,02 P. phosphoreum, EC50 = 7,1 P. phosphoreum, EC50 = 16,7 P. phosphoreum, EC50 = 55,5
0,0737 0,7886 1,3788 2,2004 2,513 5,1804 0,142 0,334 1,11
808 76 44 28 24 12 146 62 19
Tal y como puede observarse, todos los cocientes PEC/PNEC han resultado ser mayores que la unidad, lo que significa que, para las dosis de purines y lodos estimadas, nos encontramos ante una situación de riesgo para el medio ambiente.
* Procesos industriales: Aparecen como subproductos en procesos de producción de organoclorados, procesos metalúrgicos, etc. - Fuentes secundarias: * Tratamiento de fangos. * Producción de abonos.
A pesar de estas limitaciones, también debe tenerse en cuenta el efecto beneficioso de la utilización agrícola de estos residuos y que, según la clasificación realizada por Mason (1997) respecto a los compuestos químicos utilizados en agricultura, los purines de cerdo se incluirían en la categoría de compuestos con toxicidad leve (LD50 < 5 g/kg) o baja (LD50 > 5 g/kg).
Tal es así que la industria química ha dejado de ser considerada como la principal fuente de dioxinas y se considera que son los procesos térmicos los responsables de la presencia de estos productos en el medio ambiente, cuestión en la que se ve inmersa la industria ganadera, como consecuencia de procesos de incineración.
advierte de 40.000 casos de muerte por envenenamiento por el uso de pesticidas.
En el caso de harinas procedentes de carne y huesos animales, haremos referencia expresa al Código Zoosanitario Internacional (mamíferos, aves y abejas), en el cual, en el ANEXO 3.6.3. referente al procedimiento de inactivación de los agentes causales de las encefalopatías espongiformes transmisibles, Artículo 3.6.3.1., establece que para producir harinas de carne y huesos que contienen proteínas de rumiantes e inactivar los agentes causales de las encefalopatías espongiformes transmisibles se utilizará el siguiente procedimiento:
5.3. Harinas de procedencia animal Comentaremos a continuación un estudio sobre el tratamiento de residuos animales en digestor y su destino a vertedero controlado, llevado a cabo por nosotros, en el año 2002, con lo que la nomenclatura se corresponde con lo establecido por la legislación en ese momento.
Con el fin de minimizar los riesgos derivados de la presencia de estas sustancias en el medio, ha sido necesario establecer una reglamentación estricta. Así, la Directiva 94/67/CE de la Unión Europea sobre incineración de residuos tóxicos y peligrosos determina en su artículo 7.2 que los valores medios durante periodos de muestreo mínimos de 6 horas y máximos de 8 horas, no deben superar 0,1 ng-TEQ/m3. TEQ= cantidad de 2,3,7,8-TCDD que produciría los mismos efectos tóxicos que el isómero en cuestión. TEF= Toxicidad de cada compuesto relativa al 2,3,7,8-TCDD.
5.2. Residuos ganaderos como fuentes de producción de dioxinas y furanos Las policlorodibenzo-p-dioxinas y policlorodibenzofuranos, conocidas abreviadamente como dioxinas y furanos, son compuestos organoclorados de estructura y propiedades similares, que no tienen ningún valor comercial ni aplicación práctica, y que engloban más de 200 compuestos, alguno de ellos considerados como muy tóxicos. Estos productos son peligrosos contaminantes ambientales. El origen y las fuentes, aunque muy delimitadas en el momento actual, son:
La exposición a pesticidas y otras sustancias agroquímicas, llegan a producir el 14% del total de lesiones profesionales en el sector agrario y el 10% de los fallecimientos. En los países en desarrollo se consumen más del 20% de la producción mundial de agroquímicos, que producen hasta un 70% de casos de envenenamiento agudo (1,1 MM de casos). La OMS
- Fuentes primarias: * Procesos de combustión: Como los que tienen lugar en incineradoras urbanas, industriales o procesos de combustión en general. 86
Esta iniciativa es posible gracias a la decisión política, pero también al increíble avance científico experimentado en esta materia en los últimos años. Una parte significativa de las emisiones ambientales depende directamente de nuestra actitud como ciudadanos, consumidores y generadores de residuos, por lo que todos deberíamos involucrarnos en la protección del medio ambiente. Para ello, es necesaria la difusión de los principios y medidas que debemos aplicar en nuestras actividades cotidianas, así como de los que debemos exigir que apliquen los poderes públicos a las actividades potencialmente contaminantes. La difusión de una información sólida y contrastada sobre los riesgos de las sustancias químicas será una de las actividades colaterales a la evaluación y soporte científico técnico que se desarrollaran desde el Centro de Referencia REACH que se crea por el INIA y la Universidad de Alcalá por iniciativa del Ministerio de Medio Ambiente. Las actividades realizadas por las ONGs en este sentido son fundamentales, siendo particularmente relevantes cuando aúnan la difusión del conocimiento científico con la relevancia de las actitudes de los ciudadanos, tal y como ha hecho la Fundación Genes y Gentes en este ciclo, siguiendo con la trayectoria iniciada anteriormente, por ello, el director científico del Centro agradeció de forma expresa a la Fundación la puesta en marcha de esta iniciativa.
EL PLANETA: UN CONTINUADO RETO Contaminantes Orgánicos Persistentes (COPs). Problemática Ambiental Dr. Begoña Jiménez Luque Instituto de Química Orgánica General del CSIC Juan de la Cierva 3, 28006 Madrid. bjimenez@iqog.csic.es
CONCLUSIONES DE LA JORNADA SOBRE RESIDUOS (elaboradas por el Coordinador de la Jornada)
En esta primera jornada del «Ciclo de Residuos» celebrada por la Fundación Genes y Gentes se presentó una visión general sobre el complejo mundo de la evaluación y gestión de los residuos, centrada en los residuos químicos y sus efectos sobre la salud y el medio ambiente. Bajo el titulo general de UN MUNDO DE MUNDOS se fueron abordando progresivamente las metodologías de evaluación generales así como aspectos innovadores para los compartimentos agua y suelo, y un ejemplo concreto de evaluación de residuos en el mundo ganadero, terminando la jornada con un grupo de contaminantes particularmente preocupantes a nivel mundial: los contaminantes orgánicos persistentes (COPs), que al degradarse muy lentamente y poseer además la capacidad para bioacumularse y recorrer grandes distancias a través de la atmósfera representan un riesgo potencial para los organismos que ocupan los niveles superiores de la cadena alimentaria, entre los que nos encontramos los seres humanos. Los ponentes establecieron con claridad los posibles problemas sanitarios y ambientales que surgen cuando no se realiza una adecuada gestión de las actividades que pueden provocar emisiones al medio ambiente de sustancias químicas, y el sólido desarrollo científico que en los últimos años han experimentado los protocolo de evaluación preventiva de riesgos, que son los que permiten una correcta valoración de las actividades potencialmente contaminantes, estableciendo las medidas necesarias de control. Tras las presentaciones se estableció un animado debate con los asistentes en el que se abordaron algunos aspectos ligados directamente con la gestión y control de estas actividades por parte de las autoridades y la implementación de los avances científicos. Otro aspecto relevante entre los tratados fue la percepción por parte de los ciudadanos de los peligros y riesgos de los residuos químicos y la integración de los aspectos socioeconómicos en la toma de decisiones. Como conclusiones más relevantes, mencionar que la preocupación por parte de los responsables políticos europeos ha supuesto la aprobación de un reglamento, conocido por el acrónimo REACH que significa Registro Evaluación y Autorización de las sustancias químicas (chemicals en ingles) y que pretende que se evalúen unas 30000 sustancias que se comercializan actualmente en la UE, traspasando a la industria la responsabilidad de realizar estas evaluaciones. 109
les de contaminación muy superiores a los de las especies situadas en niveles bajos de la red trófica. Los COPs se caracterizan también por ser semivolátiles, lo que les permite presentarse en forma de vapor o adsorbidos a partículas atmosféricas, facilitando así su transporte a grandes distancias en la atmósfera, a través del aire, el agua o algunas especies migratorias, antes de depositarse. Su persistencia y movilidad hace que se les encuentre prácticamente en cualquier lugar del planeta, incluso en lugares donde nunca han sido utilizados, como se ha demostrado en el Ártico o la Antártida durante los últimos años. Aunque existen algunas fuentes naturales de contaminantes orgánicos persistentes, la mayoría deben su origen a fuentes antropogénicas, asociadas con la fabricación, uso y eliminación de determinados productos químicos. Algunos de estos compuestos son conocidos plaguicidas (e.g. DDT) que se han utilizado extensivamente durante largo tiempo para diversos propósitos, mientras que otros se emplean como aditivos o en una variedad de aplicaciones industriales (e.g. bifenilos policlorados), y otros se generan como subproductos no intencionales en procesos de combustión (e.g. dioxinas y furanos), en la quema de basura, o en incendios involuntarios.
Los contaminantes ambientales abarcan un amplio espectro de sustancias de diferente naturaleza. Centrándonos en el grupo de los contaminantes orgánicos, podemos distinguir dos grandes grupos atendiendo al tiempo que perduran sus propiedades toxicas. En el primer grupo estarían aquellos que permanecen en el medio durante un corto periodo de tiempo ya que se degradan fácilmente, como es el caso de los pesticidas organofosforados o los carbamatos, pero que suelen protagonizar episodios de alta mortalidad de individuos debido a su toxicidad aguda. En el otro grupo situaríamos aquellos contaminantes altamente resistentes a la degradación fotolítica, biológica y química por lo que perduran durante largos periodos de tiempo en el medio, como por ejemplo algunos pesticidas halogenados o los bifenilos policlorados (PCBs) y se caracterizan por dar lugar a casos de toxicidad crónica. Este último grupo de contaminantes ambientales pertenecen al actualmente conocido grupo de COPs (Contaminantes Orgánicos Persistentes) y han sido ampliamente estudiados por la gran amenaza que representan para la salud humana y el medioambiente en general. Debido a las características recalcitrantes y lipofílicas de los COPs estos contaminantes son bioacumulados por los organismos originándoles una serie de efectos tóxicos subletales que a la larga pueden repercutir en una disminución de las poblaciones. Además del fenómeno de bioacumulación, estos contaminantes experimentan fenómenos de biomagnificación a lo largo de la red trófica, por lo que las especies situadas en los niveles altos de la misma (p. ej. las rapaces o los humanos) están en un mayor riesgo de ser dañadas al resultar expuestas a nive-
Los contaminantes a los que vamos a referirnos presentan una estructura química similar con dos anillos bencénicos en los cuales los hidrógenos de los carbonos aromáticos pueden ser sustituidos por átomos de cloro, por lo que también se hace referencia a ellos como compuestos o contaminantes organoclorados. Según el número y posición de las cloro sustituciones se generan los diferentes 97
queda como inservible después de haber realizado un trabajo u operación» se utiliza en este documento con dos afecciones complementarias. La primera se refiere a los materiales complejos que se producen como desechos de actividades humanas, y que son sin embargo susceptibles de recuperación y valorización. La segunda se refiere a los restos de sustancias químicas que se liberan en el medio ambiente y originan la contaminación de las aguas, suelos, aire y alimentos.
do por un cilindro de suelo tamizado al que se añaden semillas y macroinvertebrados.
Riesgo. Probabilidad de que se produzca un efecto adverso y la magnitud del mismo.
Umbral toxicológico. Concentración o dosis que se considera suficientemente baja como para que no deban esperarse efectos adversos si los niveles de exposición no la superan.
Riesgos ambientales. Probabilidad de que se produzcan efectos adversos sobre el medio ambiente, incluyendo los diferentes compartimentos que lo componen y las comunidades y poblaciones que los habitan. La magnitud de estos riesgos se mide en función de sus consecuencias sobre la estructura y función de los ecosistemas, así como sobre la biodiversidad. Sistema Multiespecies de Suelo (MS·3 en inglés). Microcosmos de suelo constitui-
Toxicocinética. Descripción de los mecanismos por los cuales una sustancia se absorbe, distribuye, metaboliza y elimina en los seres vivos. Toxicodinámica. Descripción de los mecanismos por los que una sustancia produce efectos adversos sobre los seres vivos.
Valor umbral límite (TLV, en inglés). Concentración de una sustancia en el aire a la cual se cree que la mayoría de los trabajadores pueden estar expuestos diariamente sin experimentar efectos adversos. Xenobiótico. En sentido estricto, cualquier sustancia que interactúa con un organismo y que no es uno de sus componentes naturales.
Figura 1. Estructura química general de algunos contaminantes organoclorados representativos: PCBs, PCDDs, PCDFs, DDT, DDE y TDE.
20 congéneres más abundantes, incluyendo los de mayor toxicidad (PCB 105, 114, 118, 123, 156, 157, 167, 189) y los más recalcitrantes (PCB 153, 138, 180); así como los PCBs 77, 126 y 169 que a pesar de encontrarse en concentraciones muy bajas son de los PCBs más tóxicos para los seres vivos en general.
congéneres de las familias, condicionando de esta manera sus propiedades físico-químicas y su actividad biológica. Para las PCDDs y los PCDFs el número posible de congéneres es de 75 y 135 respectivamente, mientras que para los PCBs es de 209. De entre los posibles congéneres de dioxinas y furanos se han estudiado aquellos que presentan las posiciones 2, 3, 7 y 8 cloro sustituidas por ser los más persistentes y tóxicos. En lo referente a los PCBs, se han estudiado los
Los estudios llevados a cabo en diferentes especies demuestran que la exposición a los contaminantes organoclorados no producen una única sintoma98
apreciable, ni durante la vida laboral, ni posteriormente, ni en siguientes generaciones. Mesocosmos. Ensayo ecotoxicológico realizado simultáneamente con una gran variedad de especies y en el que se simulan relaciones ecológicas complejas semejantes a las que se producen en un ecosistema real. Microcosmos. Ensayo ecotoxicológico realizado simultáneamente con varias especies y que simula relaciones ecológicas sencillas entre ellas. Nivel mínimo de efecto adverso observable (LOAEL, en inglés). La menor concentración o cantidad de una sustancia que, según la observación o experimentación, causa cualquier modificación indeseable en un organismo distinguible de un organismo idéntico control. Nivel mínimo de efecto observable (LOEL, en inglés). La menor concentración o cantidad de una sustancia que, según la observación o experimentación, causa cualquier alteración en un organismo distinguible de un organismo idéntico control. Nivel sin efecto adverso observable (NOAEL, en inglés). La máxima concentración o nivel de una sustancia, hallada experimentalmente o por observación, que no causa alteraciones adversas detectables en la morfología, capacidad funcional, crecimiento, desarrollo o duración de la vida de los organismos diana, bajo condiciones definidas de exposición. Nocivo. Agente que, tras contacto o absorción, puede causar enfermedad o efectos adversos, bien al tiempo de la exposición o posteriormente, en la generación presente o las futuras.
Población. En ecología. conjunto de individuos de la misma especie que viven en la misma área geográfica. Polución. Introducción de contaminantes en el medio ambiente, o cualquier modificación del medio ambiente, que origina consecuencias adversas. Potencial de bioconcentración. Capacidad de una sustancia para acumularse en los organismos vivos alcanzando concentraciones mayores a las que existen en el medio en el que viven. En el caso de los organismos acuáticos, suele cuantificarse mediante el Factor de Bioconcentración, que representa la relación entre la concentración de la sustancia en el organismo y la concentración en el agua una vez se ha alcanzado la situación de equilibrio. Reciclado. Proceso que permite la recuperación de una parte de un desecho para material reutilizable o para energía. Reglamento REACH. REGLAMENTO (CE) nº 1907/2006 DEL PARLAMENTO EUROPEO Y DEL CONSEJO de 18 de diciembre de 2006 relativo al registro, la evaluación, la autorización y la restricción de las sustancias y preparados químicos (REACH), por el que se crea la Agencia Europea de Sustancias y Preparados Químicos, se modifica la Directiva 1999/45/CE y se derogan el Reglamento (CEE) nº 793/93 del Consejo y el Reglamento (CE) nº 1488/94 de la Comisión así como la Directiva 76/769 /CEE del Consejo y las Directivas 91/155 /CEE, 93/67/CEE, 93/105/CE y 2000 /21/CE de la Comisión. (DOUE L 396 de 30/12/2006). Este reglamento constituye la nueva base normativa sobre sustancias químicas de la Unión Europea. Residuos. Partiendo de la definición de la Real Academia Española «Material que
do a la exposición contemporánea. La Exposición a 2,3,7,8-TCCD u otras PCDDs en accidentes, se ha asociado con cloracné, alteraciones en niveles de enzimas del hígado tanto en niños como en adultos, cambios en el sistema inmune y metabolismo de la glucosa en adultos y alteraciones en los niveles del tiroides y problemas neurológicos en niños. Otros efectos conocidos están asociados con la reproducción, efectos genéticos o carcinogénicos.
tología sino que por el contrario causan un amplio rango de efectos, hecho que dificulta la elucidación de los mecanismos causantes. De entre los efectos adscritos a estos contaminantes cabe destacar su potencial para alterar el desarrollo de los sistemas reproductor, inmunológico, nervioso y endocrino de los individuos mediante sutiles cambios bioquímicos y fisiológicos. La fase embrionaria y los primeros días de vida han demostrado ser los estadios más sensibles, resultando con peores repercusiones sobre la supervivencia de los individuos la exposición a contaminantes durante este periodo que la derivada de la exposición a contaminantes durante el resto de su vida.
La principal ruta de exposición humana a las dioxinas es vía la cadena alimentaria y la principal fuente de entrada en la misma es vía las emisiones atmosféricas de los procesos industriales, fundamentalmente la incineración de residuos, pudiendo transportarse a grandes distancias. Por tanto las directivas más importantes para reducir la exposición a dioxinas en la población general de la Unión Europea son las que regulan las emisiones atmosféricas de la incineración de residuos. Las directivas relativas a las dioxinas en pellets de pulpa de cítricos también van a tener un gran impacto en la cadena alimentaria humana. Aunque las directivas que regulan las dioxinas en el medio acuático pueden tener menos importancia a nivel de la población general, pueden tener un gran significado cuando se considera a gran escala el impacto de las dioxinas en los ecosistemas. Las directivas sobre marketing y uso de ciertos productos químicos contribuyen a reducir la exposición de la población a largo plazo.
El grupo de contaminantes representado por las PCDDs, conocidas comúnmente como «dioxinas» ha recibido una amplia atención y numerosas investigaciones después de la emisión accidental de la dioxina más tóxica (2,3,7,8-TCDD) en Seveso, en 1976. Hay una importante preocupación a nivel científico, público y legislativo sobre los posibles efectos adversos en la salud debido a la exposición crónica a contaminantes orgánicos persistentes. Las dioxinas, y sus compuestos relacionados (PCDFs y PCBs) con similares efectos, se han encontrado en todos los compartimentos ambientales, son persistentes y liposolubles, encontrándose en los seres vivos situados en los niveles más altos de la red trófica, incluyendo el hombre. Su resistencia a la degradación y semivolatilidad significa que pueden desplazarse a grandes distancias, lo que produce aumentos de contaminantes a nivel trans-nacional. Además, las dioxinas liberadas al ambiente hace años, continúan contribuyen-
El Consejo de Administración del Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (UNEP), consciente de la necesidad de tomar medidas de alcan99
ce mundial sobre estos contaminantes orgánicos persistentes, en su decisión 19/13 C, pidió a la Directora Ejecutiva del PNUMA que preparase y convocase un Comité Intergubernamental de Negociación con el mandato de preparar un instrumento internacional jurídicamente vinculante para la aplicación de medidas internacionales respecto de ciertos Contaminantes Orgánicos Persistentes (COP), en principio respecto de 12 específicos. Los días 22 y 23 de mayo de 2001 se celebró en Estocolmo la Conferencia Diplomática para la firma del Convenio. El Convenio entró en vigor el 17 de mayo de 2004 y España lo ratificó con fecha 28 de mayo de 2004. El objetivo del Convenio es proteger la salud humana y el medio ambiente de los efectos los Contaminantes Orgánicos Persistentes (COP). El Convenio es un instrumento jurídico internacional que continua la labor emprendida por otros, y que asume objetivos precisos y ambiciosos a escala global en relación con un grupo de contaminantes orgánicos persistentes. La entrada en vigor para España del Convenio obliga, en el Articulo 7, a desarrollar y aplicar un Plan Nacional de Aplicación (PNA). Se detallan a continuación los aspectos más relevantes de algunos anexos incluídos en el convenio. Anexo A: Incluye Aldrina, Clordano, Dieldrina, Endrina, Heptacloro, Hexaclorobenceno (HCB), Mirex, Toxafeno y Bifenilos Policlorados (PCB). Se contempla para ellos la prohibición y/o el establecimiento de las medidas jurídicas y administrativas necesarias para eliminar su producción, utilización, exportación e importación, admitiendo éstas últimas sólo para casos
en que su destino sea su destrucción de manera que se asegure la protección de la salud humana y el medio ambiente. Anexo B: Se refiere al DDT. Para este compuesto, u otros que en el futuro pudieran ser incluidos en este anexo, se impone la restricción de su producción, importación y utilización, quedando limitados a aquellas finalidades aceptables, fundamentalmente para el control de vectores de enfermedades, en este caso la malaria. Se establece en el ARTÍCULO 4 un Registro de exenciones específicas para individualizar a las Partes que gozan de exención, identificando el producto del anexo A o B objeto de la exención, la finalidad para la que se admite y la fecha en la que expira dicha exención. El ARTÍCULO 5 refleja las medidas aplicables a los compuestos COP, «subproductos», generados de manera no intencional. Anexo C: Contempla «Dioxinas y Furanos» (PCDDs y PCDFs), Hexaclorobenceno (HCB) y Bifenilos Policlorados (PCBs). Se prescribe la minimización progresiva de las descargas o emisiones de estos POPs, manteniendo como objetivo último su eliminación. Para cumplir este objetivo se contempla la utilización de las mejores técnicas disponibles (BAT) y las mejores prácticas ambientales (BEP), así como promover la utilización de sustitutos. Se prescribe la elaboración y posterior aplicación de un Plan Nacional de Acción, en plazo de 2 años a partir de la entrada en vigor del Convenio, para identificar, caracterizar y combatir las liberaciones de estos subproductos del anexo C. En
EDAR. Estación Depuradora de Aguas Residuales.
rutas, mecanismos y niveles por los que las sustancias alcanzan a los seres vivos.
Efluente. Líquido, sólido o gas emitido o descargado desde una fuente al medio ambiente.
Evaluación de riesgos. proceso de base científica para cuantificar el nivel de riesgo de una actividad concreta. Constituye un soporte básico para la toma de decisiones sobre sustancias químicas en la Unión Europea. Incluye la Evaluación de Riesgos Sanitarios y la Evaluación de Riesgos Ambientales (ERA).
Emisión. Liberación de sustancias desde una fuente al ambiente. Escenario. Conjunto de parámetros y relaciones entre los compartimentos abióticos y los seres vivos, que permiten establecer y cuantificar las rutas por las cuales las sustancias químicas alcanzarán a los seres vivos; suelen incluirse los valores utilizados por defecto. Eutrofización. Cambio adverso en las características biológicas o químicas de una masa de agua por depleción del contenido en oxígeno debido a depósito de materia orgánica como resultado de una producción primaria elevada al aumentar el aporte de nutrientes. Evaluación de efectos. Parte del proceso de evaluación de riesgos de sustancias químicas mediante la que se identifican las consecuencias adversas que produce sobre los seres vivos la exposición a las sustancias químicas y se establecen las relaciones entre los niveles de exposición y las respuestas adversas observadas. Evaluación de impacto ambiental (EIA). Estimación de las posibles consecuencias sobre el ambiente de pasadas, presentes o futuras acciones que puedan producir un impacto sobre el medio o, también, determinación de que no se producirá impacto significativo. Evaluación de la exposición. Parte del proceso de evaluación de riesgos de sustancias químicas que se encarga de establecer las
Evaluación probabilística. Tipo de evaluación cuantitativa en la que se consideran la variabilidad y/o incertidumbre de los factores y parámetros estudiados de forma que el resultado se presenta como una probabilidad o una distribución de probabilidades. Imposex. Disrupción endocrina caracterizada por el desarrollo y superposición de los caracteres sexuales del género contrario en un individuo (por ejemplo aparición de órganos sexuales masculinos en hembras) como consecuencia de la exposición a una sustancia química. Ingesta diaria admisible (IDA). Cociente entre el NISEO y un factor de incertidumbre, o de seguridad, inherente al proceso de extrapolación. Inmisión. Concentración ambiental de un contaminante, como resultante de la emisión y la dispersión, en el lugar de la exposición (a menudo se considera sinónimo de ésta). Máxima concentración admisible (aceptable o permisible) (MAC, en inglés). Concentración que si es inhalada diariamente (en el caso de personas que trabajan 8 horas, cinco días a la semana, o durante 24 horas en caso de la población general), y que según los conocimientos actuales no parecen inducir daño
Contaminación. Emisión al medio ambiente de sustancias o energías por parte de actividades humanas. Convenio de Estocolmo. Convenio Internacional sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes. Curva de Distribución de la Sensibilidad de las Especies (SSD, en inglés). Herramienta para la evaluación probabilística de los efectos sobre los ecosistemas en la que se representa el porcentaje de especies que se verán afectadas en función de la dosis de exposición. DDT. Insecticida organoclorado, 1,1,1Tricloro-2,2-bis(4-clorofenil), etano ó según su antigua denominación de la que deriva su acrónimo, Dicloro-difenil-tricloroetano. Tras su masiva utilización como insecticida de uso sanitario y agrícola se detectó su acumulación en organismos vivos de zonas donde nunca se había utilizado. En la actualidad su uso está restringido a la lucha contra determinados vectores de enfermedades tropicales. Demanda biológica de oxígeno (DBO). Cantidad de oxígeno consumida en la actividad respiratoria por microorganismos que crecen sobre compuestos orgánicos presentes en un medio cuando se incuba a una temperatura especificada (20 C) durante un determinado período (generalmente 5 días). Demanda química de oxígeno (DQO). Cantidad de sustancia oxidante, generalmente permanganato o dicromato potásico, requerida para oxidar la materia orgánica e inorgánica presente en aguas residuales; se expresa en miligramos de O2 consumidos por cada litro de agua. Siempre es mayor que la DBO.
Desecho. Cualquier cosa que se descarta deliberadamente o de la que se dispone para fines diferentes a los de su primera utilización.
este anexo C se identifican las principales fuentes que tienen un potencial elevado de formar y liberar subproductos COP, que son:
Desnitrificación. Reducción de nitratos a nitritos, óxidos nitrosos o nitrógeno, catalizada por bacterias aerobias facultativas del suelo, bajo condiciones anaerobias.
- Incineradoras de desechos, incluidas las coincineradoras. - Hornos de cemento usados para combustión de desechos peligrosos. - Producción de pasta de papel utilizando cloro elemental. - Industria siderúrgica y producción secundaria de cobre, aluminio y zinc.
Directiva IPPC (IPPC, en inglés Integrated Pollution Prevention and Control). Directiva Europea sobre Prevención y Control Integrado de la Contaminación. Disruptores endocrinos. Sustancias cuyos efectos adversos fundamentales deben a que interfieren con el sistema endocrino, pudiendo originar efectos a concentraciones muy bajas así como efectos que se manifiestan mucho después de haberse producido la exposición. Dosis. Cantidad de sustancia administrada o absorbida por un individuo en proporción a su peso o volumen corporal, ordinariamente en 24 horas. Se suele expresar en mg/kg. Ecosistema. Entidad funcional constituida por todos los organismos (microorganismos, animales y plantas) que viven en un área natural determinada y que interaccionan mutuamente y con los componentes físicos y químicos de su ambiente; es la unidad estructural y funcional en ecología.
Entre otras fuentes también identificadas en este anexo como generadoras de estos subproductos COP se encuentran la quema a cielo abierto de desechos, incluidos vertederos, y la destrucción de carcasas animales El Reglamento (CE) Nº 850/2004 tiene por objeto establecer un marco jurídico común en relación con los contaminantes orgánicos persistentes y cubrir las deficiencias existentes en la legislación comunitaria respecto a las disposiciones del Convenio y del Protocolo, así como garantizar la aplicación coherente y eficaz de las obligaciones contraídas por los mismos. Como NOVEDADES más lla-
mativas respecto al Convenio podemos destacar: - Prohíbe directamente la producción, comercialización y uso de los COP producidos de forma intencional, los recogidos en el Convenio y otros tres más: clordecona, hexabromobifenilo y lindano. - Establece la reducción, minimización y, en la medida de lo posible, la eliminación de los subproductos COP no intencionales, los recogidos en el Convenio y además los Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos (PAH). - Trata como residuos las existencias almacenadas de COP prohibidos y productos que los contengan. - Se autoriza un uso limitado de DDT como intermediario, en un sistema cerrado y limitado a un emplazamiento, para la producción de DICOFOL hasta el 1 de enero de 2014, con revisión de esta exención a finales de 2008. - El DDT y el Hexaclorociclohexano (incluido el Lindano) pasan del anexo II (restricción), en el que se encontraban en el Convenio y en el Protocolo respectivamente, al Anexo I (eliminación).
Ecotoxicología. Estudio de los efectos tóxicos de los agentes físicos y químicos sobre las poblaciones y comunidades de los ecosistemas; abarca las formas de transferencia de estos agentes y sus interacciones con el ambiente.
Biomagnificación. Combinación de procesos de bioacumulación a través de la cadena trófica que originan la acumulación de las sustancias químicas en los niveles superiores de la cadena.
(Incluye recomendaciones de la IUPAC en la versión facilitada por la Asociación Española de Toxicología)
Aerobio. Organismo que necesita oxígeno molecular para respirar y, por tanto, para crecer y vivir. Anaerobio. Organismo que no necesita oxígeno molecular para vivir. Los anaerobios estrictos sólo crecen en ausencia de oxígeno; los anaerobios facultativos pueden vivir con o sin oxígeno molecular. Anoxia. En sentido estricto: total ausencia de oxígeno; ordinariamente, insuficiente suministro de oxígeno a los tejidos. Bioacumulación. Procesos por los que se produce la acumulación de sustancias químicas en los seres vivos. Biodegradación. Destrucción in vivo o in vitro de una sustancia, por acción enzimática. Biodisponibilidad. Proporción de la dosis que una sustancia absorbida por cualquier vía alcanza en la circulación sistémica. Biodisponibilidad. Valoración de la fracción de contaminante que esta disponible para entrar en contacto con los seres vivos. Bioensayo. Procedimiento para evaluar la actividad biológica, la presencia o la cantidad de una sustancia (tóxico, toxina, hormona, antibiótico, etc.) mediante la medida de sus efectos sobre un organismo o cultivo celular en comparación con una preparación estandar apropiada.
Caracterización de riesgos. Parte final del proceso de evaluación de riesgos en la que se combinan los resultados de las evaluaciones de la exposición y de los efectos para establecer, de forma cualitativa o cuantitativa, la probabilidad de que una determina actividad o actuación origine efectos adversos. Compartimiento. Parte del cuerpo (o de un ecosistema) considerado como un espacio definido con fines del estudio de la distribución y eliminación (cinética) de una sustancia. Cada uno de los órganos, tejidos, células, orgánulos y fluidos podría ser tomado como un compartimiento. Concentración efectiva (CE). Proporción de una sustancia en un medio que causa un determinado efecto en un sistema dado; la CE50 es la concentración que causa el 50% del efecto máximo. Concentración inhibitoria (CI). Proporción de una sustancia en un medio que origina una inhibición determinada (p. ej. de crecimiento, de movimiento, etc.), en un sistema de ensayo; la CI-50 causa el 50% de la inhibición máxima. Concentración letal (CL). Proporción de una sustancia tóxica en un medio, que causa la muerte después de un cierto período de exposición. Concentración máxima tolerable (MTC, en inglés). Máxima concentración de una sustancia en el medio que no causa la muerte en animales de experimentación.
De izquierda a derecha: Prof. Ovelleiro, Dr. Santolaria (Gobierno de Arag贸n), Ilmo. Sr. Decano Prof. Vera, Dr. Tarazona y Dra. Carbonell.
P煤blico asistente en una sesi贸n de la Jornada.
Información sobre las actividades de la Fundación Los textos de las Jornadas del Programa «Genética, Medio Ambiente y Sociedad» (actividades financiadas por el Departamento de Medio Ambiente del Gobierno de Aragón) pueden ser consultados por los interesados en: www.fundaciongenesygentes.es Mencionar las fuentes al extraer y citar la información
Para conocer otros Programas de la Fundación Genes y Gentes («animal amigo», «SER SOL» —Responsabilidad Social de las Empresas—, «Grupos de Ayuda Mutua» ,GAM´s, Información, Divulgación e Investigación Genética), o colaborar con las actividades de la misma, contactar con: De izquierda a derecha: Prof. Gaspar San Martín, Dra. Begoña Jiménez, Dr. Tarazona, Prof. Ovelleiro y Dra Carbonell.
Sede Central: Sanclemente 25, 4 planta. 50.001 Zaragoza info@fundaciongenesygentes.es Teléfono. 976232100 ó tambien Centro de Protección Social CAI-Fundación Genes y Gentes Isla Graciosa 7, bajos. 50.015 Zaragoza info@fundaciongenesygentes.es Teléfono. 976525598 La Fundación Genes y Gentes, desarrolla sus actividades desde el año 1999. Es una Entidad sin ánimo de lucro y declarada de «Interés Social» por el Gobierno de Aragón. Pionera en España por su interés y preocupación social sobre temas genéticos nace con vocación de «apoyar permanentemente a cualquier miembro de la sociedad, persona natural o jurídica, en la formación, educación, investigación y protección genético-social, desde el reconocimiento de la dignidad, derechos y libertades fundamentales de las personas».
Dr. Tarazona, Ilmo. Sr. Decano Prof. Vera, Prof. Ovelleiro y Prof. Zarazaga, Presidente de la Fundación.
Clausura de la Jornada. Prof. Zarazaga, Presidente de la Fundación, Prof. Mercedes Díez, Patrona de la Fundación, Dr. José Luis Marqués, Presidente del Consejo Social de la Universidad de Zaragoza y Dr. Tarazona, Coordinador de la Jornada.
Noticia publicada en el «Periódico de Aragón».
Noticia publicada en el 芦Peri贸dico de Arag贸n禄.
REPERCUSIÓN EN LOS «MEDIA»
Noticia publicada en la contraportada de periódico «Heraldo de Aragón».
Noticia publicada en «Aragón Press».
Libro I Jornada Residuos en Suelo y Agua
I Jornada. Ciclo sobre Residuos. Jornada declarada de Interés Sanitario para la Comunidad Autónoma de Aragón. Salón de Grados de la Facultad...

References: Real Decreto 
 artículo 10
 Real Decreto 
 artículo 1
 Real Decreto 
 Artículo 3
 artículo 7
 ARTÍCULO 4
 ARTÍCULO 5