Estimando las liberaciones y priorizando las fuentes de dioxinas en el Convenio de Estocolmo. Parte 2

Proyecto Internacional de Eliminación de COP
Promoviendo una activa y eficiente participación de la Sociedad Civil en
la preparación para aplicar el Convenio de Estocolmo

Pat Costner
Owltree Environmental Consulting
Eureka Springs, Arkansas, USA
[email protected]

Red de Accion sobre Plaguicidas y Alternativas en México (RAPAM)
Texcoco, México
[email protected]

3.2 Quema de residuos agrícolas al aire libre

3.2.1 Instrumental para dioxinas y furanos del PNUMA
Para la quema de residuos agrícolas al aire libre, en el campo, el Instrumental 2001 entrega un factor de emisión a la atmósfera de 30 ng TEQ/kg. Las ediciones de 2003 y 2005 del Instrumental presentan factores de emisión de 0,5 TEQ/kg cuando se queman residuos limpios en condiciones favorables, y de 30 ng TEQ/kg cuando los residuos han estado expuestos a plaguicidas y/o las condiciones de la combustión son desfavorables. ^,

El factor de emisión a la atmósfera del Instrumental, de 30 ng TEQ/kg, se atribuye a un estudio efectuado por Ikeguchi y Tanaka (1999) en el cual la combustión se realizó en un horno, bajo condiciones que buscaban simular una quema al aire libre. El factor de emisión de 0,5 ng TEQ/kg se basa en un estudio de Gullet y Touati (2002), en el cual se quemaron residuos en una parrilla metálica en una instalación cerrada destinada a simular una quema al aire libre.

Las tres versiones del Instrumental presentan un factor de emisión para liberaciones a la tierra de 10 ng TEQ/kg. No se citan estudios que respalden este valor.

3.2.2 Estudios australianos
Meyer el al. (2004; 2005) informaron sobre la obtención de un factor de emisión a la atmósfera de 0,8 ng TEQ/kg para la quema de caña de azúcar en el campo, que era aproximadamente tres veces menor que el factor de emisión a la atmósfera obtenido en una instalación destinada a simular condiciones de quema al aire libre. No se entregó información sobre el uso de plaguicidas, clorados o no. , Sin embargo, en los cultivos de caña de azúcar se usan más de 30 plaguicidas distintos. La atrazina, uno de los más utilizados, es un plaguicida que contiene cloro.³⁵

3.2.3 Estudio danés
Schleicher et al. (2002) informaron haber obtenido un factor de emisión a la atmósfera de 5,3 ng TEQ/kg al quemar paja en una caldera pequeña, mal controlada, sin limpieza de los gases de combustión. ³⁶

3.2.4 Estudios alemanes
Usando distintos sistemas de combustión, Vierle et al. (1999) y Launhardt et al. (2000) hallaron una clara relación entre el contenido de cloro de los combustibles biogénicos – entre ellos la paja – y la emisión de dioxinas. ^{37, 38}

3.2.5 Estudio Japonés
Ikeguchi y Tanaka (1999) quemaron atados de paja y cascarilla de arroz sobre una parrilla metálica en una instalación cerrada, en condiciones que buscaban simular una quema al aire libre. Sus informes muestran factores de emisión a la atmósfera de 20,2 ng TEQ/kg con la paja y de 67,4 ng TEQ/kg con la cascarilla de arroz.

3.2.6 Estudios en el Reino Unido
Guyton et al. (1986) no encontró niveles detectables de dioxinas transportadas por el aire durante la quema de caña de azúcar en campo,39 y Walsh (1994) no observó aumento alguno de los niveles de dioxinas en el suelo luego de pruebas controladas realizadas en el Reino Unido consistentes en quemas de paja en campo.40 Chaggar et al. (1998) presentaron datos que mostraban factores de emisión a la atmósfera más altos para la biomasa, como por ejemplo, la paja, que por lo general tiene un mayor contenido de cloro.⁴¹

3.2.7 Estudios en Estados Unidos
Gullett y Touati (2002) quemaron residuos agrícolas de trigo (de primavera y de invierno) y de arroz sobre una parrilla metálica en una instalación cerrada destinada a simular una quema al aire libre. Presentaron factores de emisión a la atmósfera de 0,337-0,602 ng TEQ/ kg para los residuos agrícolas de trigo de primavera y de invierno, y de 0,537 ng TEQ/kg
para los residuos agrícolas de arroz.⁴² En este estudio, al igual que en una descripción más detallada incluida en Gullett y Touati (2003), se consideró que un factor de emisión a la atmósfera de 0,5 ng TEQ/kg era apropiado para ambos residuos. Los autores especificaron que el trigo de primavera había sido tratado con herbicidas no clorados, pero no entregaron información sobre los demás residuos.⁴³

3.2.8 Resumen — Quema de residuos agrícolas en el campo
El factor de emisión a la atmósfera que aporta el Instrumental, de 0,5 ng TEQ/kg para los residuos “no impactados” es similar a los valores entregados por Gullett y Touati (2003) y Meyer et al. (2004; 2005), como se presenta en la Gráfica 3. Sin embargo no se encontraron estudios que respalden el factor de emisión de 30 ng TEQ/kg que el Instrumental asigna a la
quema de residuos agrícolas “impactados” o quemados en “condiciones inadecuadas”.

El Instrumental no cita ningún estudio que respalde un factor de emisión para liberaciones a la tierra de 10 ng TEQ/kg para la quema de residuos agrícolas. Durante la elaboración de este informe no se encontraron estudios que presenten algún factor de emisión para las liberaciones a la tierra. Sin embargo, no resulta convincente que la emisión de dioxinas a la tierra sea 20 veces más elevada que la emisión a la atmósfera, como lo indican los factores de emisión del Instrumental.

Los resultados de la quema experimental de basura y tierra de hojas realizada por Prange et al. (2003) indican que las liberaciones a la atmósfera son mucho mayores que las liberaciones en la ceniza y el suelo. ⁴⁴ Por consiguiente, resultan mucho más convincentes los factores de emisión a la tierra de 0,02 ng TEQ/kg y 0,05 ng TEQ/kg, obtenidos previamente por Martínez et al. (2003) y por Kim et al. (2003), respectivamente, para las liberaciones a la tierra en los incendios forestales. En la Gráfica 4, siguiente, se comparan estos valores con los del instrumental del PNUMA.

Es interesante observar que Bakker y Jenkins (2003) informaron que la lixiviación producida por el lavado de la lluvia en el terreno redujo el contenido de cloro de los residuos agrícolas. Observaron reducciones sustantivas del contenido de cloro y álcali de la paja de arroz, paja de trigo, pasto aguja y combustibles de madera, debidas a la lixiviación por el agua, con laconsiguiente mejoría en el funcionamiento de la combustión. También notaron que la lixiviación producida durante la extracción de azúcar es en gran parte responsable de las habitualmente bajas tasas de contaminación asociadas a la combustión del bagazo de la caña de azúcar.⁴⁵

3.3 Quema de residuos doméstico al aire libre

“La mayor parte de la basura del mundo todavía se acumula al aire libre, y en la mayoría de estos vertederos la basura también puede quemarse a cielo abierto (quemas al aire libre)”. ⁴⁶

Incluso en los países más ricos, más avanzados tecnológicamente, la gente quema sus residuos domésticos en pilas al aire libre, en barriles, chimeneas, estufas de calefacción doméstica y en incineradores primitivos. En Estados Unidos, por ejemplo, se ha identificado la quema no controlada de residuos domésticos como la mayor fuente cuantificable de emisión de
dioxinas a la atmósfera.

3.3.1 Instrumental para dioxinas y furanos del PNUMA
Las tres versiones del Instrumental entregan un factor de emisión a la atmósfera de 300 ng TEQ/kg para la quema no controlada de residuos domésticos – la incineración de este tipo de residuos en pilas al aire libre, en barriles y en chimeneas caseras – “donde puede incinerarse una amplia gama de residuos, incluyendo ítems tales como residuos y productos químicos peligrosos usados en el hogar.”5,6 6 Los estudios citados en el Instrumental como base para obtener este factor de emisión son dos investigaciones realizadas por científicos de la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos – Lemieux (1997)47 y Gullett et al. (1999)48 – y también una revisión de la literatura reciente hecha por Lemieux et al. (2003) .49 Como se observa en la Gráfica 3, más abajo, el factor de emisión a la atmósfera de 300 ng TEQ/kg, proporcionado por el Instrumental, es notoriamente más alto que los factores de emisión a la atmósfera para los residuos domésticos con una composición que es común en los países desarrollados.

El factor de emisión del Instrumental para las liberaciones en los residuos es de 600 ng TEQ/kg y se atribuye al estudio realizado por Lemieux et al. (1997). Como se observa en la Gráfica 4, este valor es más alto que el presentado por Lemieux et al. (1997) para residuos con un contenido de PVC de 0,2 por ciento, que es considerado como típico de los residuos domésticos en Estados Unidos. Incluso es mucho más alto que el factor de emisión reportado por Hedman et al. (2005) al efectuarse la quema de la porción combustible de residuos domésticos en Suecia⁵⁰

3.3.2 Estudio belga
Wevers et al. (2004) quemaron residuos domésticos y basura de patio (restos de podas y hojas caídas) en un tambor de acero galvanizado, en un barril de petróleo y en pilas al aire libre. Los residuos domésticos correspondían a la “porción combustible, una mezcla de plásticos, cajas de bebidas, papel y cartón” seleccionada entre los residuos recolectados por 15 familias durante un mes. La composición de estos residuos “se consideró representativa de la quema de basura de patio, pero con menos agua, materia orgánica y material inerte que los residuos municipales.”

Con base en sus experimentos, Wevers et al. (2004) dieron a conocer los siguientes factores de emisión a la atmósfera:⁵¹

• 4,7 – 20 ng TEQ/kg para la basura de jardín en tambores galvanizados;
• 4,4 ng TEQ/kg para la basura de jardín en una pila al aire libre, y
• 35 ng TEQ/kg para los residuos domésticos en un barril de petróleo hecho de acero.

El factor de emisión a la atmósfera más elevado, 20 ng TEQ/kg, para la basura de jardín incinerada en un tambor galvanizado, se atribuyó a una mala combustión debida al flujo restringido del aire hacia el interior del tambor. No se determinó el contenido de dioxinas de las cenizas para ninguno de los experimentos. Wevers et al. (2003) utilizaron estufas de leña destinadas a la calefacción del hogar y reportaron factores promedio de emisión a la atmósfera de 24,4 ng TEQ/kg y 350 ng TEQ/kg cuando quemaron la porción combustible de los residuos domésticos con maderas no tratadas y con maderas tratadas, respectivamente. ⁵²

3.3.3 Estudio sueco
En un estudio realizado en la Universidad de Umea, Suecia, Hedman et al. (2005) quemaron basura de jardín y combustible compuesto por desperdicios (“residuos municipales en que los componentes combustibles [e.g. papel, textiles y plásticos blandos] fueron seleccionados entre los residuos incombustibles y el material sujeto a descomposición en una planta clasificadora de residuos”) en barriles de acero abiertos y sobre una plancha de acero. Sus hallazgos sugieren que “los factores generales de emisiones [a la atmósfera] pueden estar en el rango… de 4 a 72 ng/kg, con un valor promedio de 20 ng/kg (OMS-TEQ)”. También encontraron que los niveles de dioxinas en la ceniza “eran por lo general inferiores al 5% del total” de dioxinas liberadas. Específicamente, estos investigadores obtuvieron factores de emisión de dioxinas de 16 a 18 ng O-TEQ/kg para las liberaciones a la atmósfera y de 0,3 ng O-TEQ/kg para las liberaciones en los residuos, al quemar una mezcla de basura de jardín y combustible derivado de desperdicios. El combustible formado por desperdicios tenía un contenido de cloro que variaba entre 0,13 y 0,52%. Casi un 75 por ciento de este cloro era atribuible a la porción de basura compuesta por plásticos, que se sabía que contenía PVC.⁵³

3.3.4 Estudios japoneses
Ikeguchi y Tanaka (2000) quemaron varios componentes de los residuos domésticos en pequeños “incineradores caseros” metálicos que parecen no tener más complejidad que la de un simple barril con tomas de aire y una gran chimenea. Entre los factores de emisión a la atmósfera que se obtuvieron están los siguientes:⁵⁴

• 5 a 140 ng TEQ/kg para basura de jardín;
• 400 a 420 ng TEQ/kg para periódicos;
• 6 a 420 ng TEQ/kg para cartón corrugado;
• 1.670 a 11.500 ng TEQ/kg para cartón corrugado más un 5 por ciento de PVC;
• 4.000 a 17.000 ng TEQ/kg para cartón corrugado más un 10 por ciento de PVC;
• 6.100 a 28.000 ng TEQ/kg para cartón corrugado más un 20 por ciento de PVC;
• 40 ng TEQ/kg para cartón corrugado más un 5 por ciento de poliestireno;
• 3 a 30 ng TEQ/kg para cartón corrugado más 10 por ciento de poliestireno;
• 10 ng TEQ/kg para cartón corrugado más un 10 por ciento de polietileno; y
• 3 a 40 ng TEQ/kg para cartón corrugado más un 20 por ciento de polietileno.

En este estudio, a los materiales quemados se les agregó cloro en forma de PVC y como cloruro de sodio. Se observó que las emisiones de dioxinas a la atmósfera aumentaron con los mayores niveles de cloro en los materiales incinerados.

Nakao et al. (2005) quemaron una diversidad de materiales – papel, hojas, madera natural, materiales de construcción, fibra, plásticos sin contenido de cloro, plásticos con contenido de cloro, y cable eléctrico de cobre – en un pequeño incinerador metálico, sin controles. No se obtuvieron factores de emisión. Sin embargo los investigadores encontraron que la inclusión de plásticos con contenido de cloro no tenía impacto sobre la liberación de dioxinas, pero que la adición de plásticos con contenido de cloro aumentaba las concentraciones de dioxinas en el gas de la combustión y en la ceniza residual en aproximadamente 60 veces, expresadas como TEQ. Con la inclusión adicional de alambre de cobre, las concentraciones de dioxinas en el gas de la combustión aumentaron 570 veces y las concentraciones en la ceniza residual, más de 2.000 veces. ⁵⁵

3.3.5 Estudios en Estados Unidos
En el primero de una serie de experimentos, Lemieux (1997) quemó residuos domésticos simuladosh en barriles de acero en un local cerrado. Los factores promedio de emisión a la atmósfera obtenidos para los residuos con un contenido de PVC de 0,2 y 4,5 por ciento fueron de 140 ng TEQ/kg y 2.654 ng TEQ/kg, respectivamente. Con base en los datos de ese estudio, la Agencia Estadounidense de Protección Ambiental utilizó un factor de emisión a la atmósfera de 140 ng TEQ/kg en el inventario de dioxinas de Estados Unidos, en 1998. En un estudio de seguimiento efectuado en las mismas instalaciones, Gullet et al. (1999; 2000) obtuvieron los siguientes factores de emisión a la atmósfera cuando quemaron residuos domésticos simulados en un barril de acero: ⁵⁶

• 14 ng TEQ/kg with no PVC;
• 79 ng TEQ/kg with 0.2 percent PVC;
• 201 ng TEQ/kg with 1 percent PVC;
• 4,916 ng TEQ/kg with 7.5 percent PVC; and
• 734 ng TEQ/kg with no PVC but with the addition of chlorine, as calcium chloride, in a quantity equivalent to that present with 7.5 percent PVC.

^h Los desechos se describen como “representación razonable de una corriente de desechos … conforme a los porcentajes habituales de diversos materiales caracterizados y cuantificados para los residentes del Estado de Nueva York.” Consistieron en diversos tipos de productos de papel, resinas plásticas, residuos de alimentos, textiles/cueros, madera, vidrio/cerámica, latas de hierro y aluminio, además de alambre, tubería de cobre y baterías (ver Lemieux, 1997). Esta misma composición general se uso en todas las investigaciones hechas en Estados Unidos que se describen aquí.

A partir de los resultados de experimentos efectuados con anterioridad en esas instalaciones y con variables adicionales que incluían contenido de cobre, niveles de humedad y otras condiciones de combustión, Gullet et al. (2000) reportaron factores de emisión a la atmósfera que variaban entre 1,7 y 6.433 ng TEQ/kg.

También observaron emisiones más bajas de dioxinas en un experimento en el cual los residuos se quemaron en una pila al aire libre en lugar de usar un barril de acero. ⁵⁷

En otro estudio relacionado, Lemieux et al. (2000) quemaron residuos domésticos simulados que contenían un 0,2 por ciento de PVC y un 4,5 por ciento de PVC, en un barril de acero en el local cerrado utilizado para pruebas, y reportaron factores de emisión a la atmósfera de 759 a 903 ng TEQ/kg en el primer caso, y de 1.230 a 5.400 ng TEQ/kg en el segundo.⁵⁸ Sin embargo, aparentemente estos valores fueron reportados en forma errónea, dada la gran disparidad entre ellos y los factores de emisión a la atmósfera presentados en estudios estrechamente relacionados, incluyendo una posterior revisión actualizada del tema, del mismo autor.

En la descripción más reciente de estos resultados, y de otros adicionales relacionados con estas series de experimentos, Lemieux et al. (2003) reportaron un factor promedio de emisión a la atmósfera de 76,8 ng W-TEQ/kg para los residuos domésticos que contenían un 0,2 por ciento de PVC Este factor de emisión a la atmósfera fue usado en el inventario de dioxinas más reciente de Estados Unidos. Lemieux et al. (2003) también informaron sobre un factor de emisión algo menor, 61 ng TEQ/kg, al quemar residuos domésticos en una pila al aire libre sobre una parrilla de acero, en vez de usar un barril de acero. Llegaron además a la conclusión de que “A niveles moderados de [cloro] no se observa un efecto estadísticamente significativo de concentración de los residuos [cloro], porque otras variables más importantes tienen una influencia mucho mayor en las emisiones de [dioxinas].” Sin embargo, en un reanálisis detallado de estos mismos datos, Neurath (2004) halló que el contenido de cloro, y especialmente el contenido de PVC, son los predictores más importantes de las emisiones de dioxinas generadas por la quema de los residuos domésticos al aire libre.⁵⁹

3.3.6 Resumen — Quema de residuos domésticos en barriles de acero y en pilas al aire libre
Tal como se observa en la Gráfica 5, el factor de emisión que entrega el Instrumental para la liberación de dioxinas durante la quema no controlada de residuos domésticos es considerablemente más alto que los factores de emisión reportados para los residuos domésticos con contenido de PVC en los niveles que habitualmente se encuentran en la basura doméstica de los países industrializados. El factor de emisión que presenta el Instrumental para las liberaciones en los residuos de esta basura es más elevado que los demás valores reportados, como se observa en la Gráfica 6.

La composición de los residuos domésticos y las condiciones de su combustión determinan el grado de formación de dioxinas durante la combustión. Obviamente ambos determinantes tienen un amplísimo rango de variación, de modo que no puede haber factores de emisión aplicables en forma universal, para la liberación de dioxinas a la atmósfera, a la tierra, o en los residuos, en los casos de quema de residuos domésticos al aire libre.

Para calcular la liberación de dioxinas generada por la quema de residuos domésticos al aire libre, las Partes deben estar familiarizadas con la composición de los residuos y las condiciones de combustión que prevalecen en sus respectivos países, además de elegir factores de emisión que se hayan obtenido en estudios con residuos y en condiciones muy similares a las propias. Al observar la escasez de datos del Cuadro 1 resulta obvia la necesidad de nuevos estudios sobre la quema de residuos domésticos al aire libre.

A pesar de la falta de datos el Cuadro 1 (ver pág. 24) aporta elementos potencialmente útiles para elegir el factor de emisión más apropiado entre los que se hallan disponibles:

• Pila al aire libre o contenedor metálico (barril de acero, etc.): En dos investigaciones, la quema de residuos en barriles dio como resultado emisiones más elevadas de dioxinas que la quema de residuos en pilas al aire libre. Esto no resulta sorprendente considerando que Halonen et al. (1997) descubrieron que el hierro, principal elemento constituyente de los barriles de acero y de muchos otros contenedores metálicos que podrían usarse para la quema de residuos, es “un poderoso promotor para la formación de PCDD/F [dioxinas]”.⁶⁰ El hierro de las parrillas y placas metálicas usadas como plataformas para la combustión en los experimentos de quema al aire libre puede estar promoviendo la formación de dioxinas.

• Residuos domésticos – clasificados o sin clasificar: Los residuos no clasificados que se quemaron en los estudios realizados en Estados Unidos incluían no solo combustibles sino también materiales de vidrio y cerámica, residuos de alimentos, latas de acero y de aluminio. Tal como se observó en los estudios llevados a cabo en Bélgica y Suiza, la quema de tales residuos no es una práctica común en esos países, o, con toda probabilidad, en ningún país. En consecuencia, los factores de emisión obtenidos por los estudios hechos en Estados Unidos pueden ser más útiles como indicadores de los efectos de variables tales como el contenido de PVC, que como factores para uso general en el cálculo de emisiones.
• Residuos domésticos o mezcla de residuos domésticos y basura de jardín: La porción combustible de los residuos domésticos habitualmente se quema junto con la basura del patio y el jardín. La reducción de la formación de dioxinas mediante estas “quemas conjuntas” queda respaldada por el hallazgo de 1) factores de emisión relativamente bajos en los estudios hechos en Bélgica y Suecia, en los que los residuos domésticos y la basura de jardín se quemaron juntos, y 2) factores de emisión notoriamente más altos en los estudios hechos en Estados Unidos en los que únicamente se quemaron residuos domésticos sin clasificar.

ⁱ “Los residuos domésticos fueron recolectados por 15 familias durante un mes. Se utilizó principalmente la porción combustible, una mezcla de plásticos, cajas de bebidas, papel y cartón. Esta composición se considera representativa de las quemas de residuos domésticos en el patio, pero con menos agua, materia orgánica y material inerte que los residuos municipales.”
^j “El combustible derivado de desperdicios (CDD) consistió en residuos municipales en los que la parte combustible (papel, textiles y plásticos blandos, por ejemplo) había sido seleccionada en forma mecánica entre los residuos no combustibles y el material sujeto a descomposición, en una planta de clasificación de residuos.”

En la actualidad, los factores de emisión del estudio sueco – 17 ng TEQ/kg para las emisiones a la atmósfera y 0,3 ng TEQ/kg para las emisiones en los residuos — parecen ser los factores más apropiados en los caso en que, de acuerdo a la práctica común, la porción combustible de los residuos domésticos con un contenido corriente de PVC se quema junto con la basura de patio y jardín en pilas al aire libre.

3.4 Incendios en rellenos sanitarios e incendios en vertederos

Los incendios en rellenos sanitarios y vertederos son frecuentes, incluso en las regiones más ricas del mundo. Por ejemplo, el Inventario Europeo de Dioxinas más reciente señala lo que sigue:

“Es bien sabido que en algunos países europeos aún existen vertederos ilegales y carentes de control para los residuos municipales sólidos. Con frecuencia se producen incendios en estos vertederos, ya sea por combustión espontánea o en forma intencional, con el fin de aumentar su capacidad.”

Los administradores de rellenos sanitarios del Reino Unido que fueron encuestados por Bates (2004) consideran que en aproximadamente el 80 por ciento de los rellenos sanitarios se producen en un momento dado combustiones profundas. Estos incendios resultan generalmente más difíciles de identificar y de extinguir que los incendios en la superficie. ⁶¹ En Estados Unidos se notifican incendios en rellenos sanitarios y vertederos a una tasa de 8.400 al año. De hecho, en Estados Unidos los incendios deliberados de rellenos sanitarios son una práctica aceptada para reducir el volumen de desperdicios y los costos operativos, y para aumentar la vida útil de los rellenos sanitarios, 62 pese a que los incendios en rellenos sanitarios han sido identificados como una de las mayores fuentes de dioxinas en Estados Unidos.

3.4.1 Instrumental para dioxinas y furanos del PNUMA
Todas las versiones del Instrumental presentan un factor de emisión a la atmósfera de 1.000 ng TEQ/kg para los incendios en rellenos sanitarios y vertederos. Se ha indicado que este valor está basado en un trabajo sueco mencionado por la Agencia Estadounidense de Protección Ambiental.,,6 Aunque la investigación sueca original, de Persson y Bergstrom (1991), 63 no es de fácil acceso, sus resultados han sido descritos de la siguiente forma:

• Según la Agencia Estadounidense de Protección Ambiental, el estudio informó sobre una tasa promedio de emisión de 1.000 Nordic TEQ/kg de residuos quemado.
• Según el Inventario Europeo de Dioxinas, los investigadores suecos realizaron experimentos de simulación en los cuales las concentraciones de dioxinas del gas de combustión variaban entre 66 y 518 ng N-TEQ/m3. A un volumen específico de gas de combustión de 1.700 m3/t, puede obtenerse un factor de emisión a la atmósfera de aproximadamente 100 – 900 ng TEQ/kg.64

Según la revisión hecha por Bates (2004) de las investigaciones sobre rellenos sanitarios, el estudio sueco calculó emisiones de dioxinas de 0,07 g TEQ por incendio de superficie y de 0,35 g TEQ por incendio profundo.

3.4.2 Estudios en Asia
Minh et al. (2003) examinaron los suelos de vertederos abiertos de Filipinas, Cambodia, India y Vietnam en los que se observaban quemas al aire libre, y encontraron niveles de dioxinas en los suelos que en algunos casos eran centenares de veces mas elevados que en los suelos de los sitios de control.65 En un estudio similar que se llevó a cabo en algunos de estos sitios, Hirai et al. (2003) determinaron que el factor de emisión para las emisiones totales (atmósfera y tierra) debía ser superior a 400 ng TEQ/kg para explicar los niveles de dioxinas presentes en las muestras de suelo del vertedero de la India, y superior a 4.000 ng TEQ/kg en el vertedero de Cambodia. ⁶⁶

3.4.3 Estudio japonés
En una simulación de incendio en un relleno sanitario, Hirai et al. (2005) quemaron combustible derivado de desperdicios (CDD) en un recipiente de acero lleno con tierra. El CDD estaba compuesto de papel y textiles: 51,8 por ciento; plásticos y cuero: 32 por ciento; madera y pasto: 5,3 por ciento; basura: 9,5 por ciento, elementos no combustibles: 0,4 por ciento; y otros: 1 por ciento. Los investigadores reportaron factores de emisión de 23-46 ng TEQ/kg para la liberación a la atmósfera, y de 120-170 ng TEQ/kg para la liberación en los residuos, con un 70 a un 90 por ciento de las dioxinas incorporadas en los residuos. ⁶⁷

3.4.4 Estudio suizo
En Suiza se obtuvo un factor de emisión a la atmósfera de 450 ng TEQ/kg para los incendios en rellenos sanitarios, basado en una concentración de dioxinas de 15 µg TEQ/kg en el polvo del filtro de un incinerador de residuos sólidos municipales y en una tasa de emisión de polvo de 30 kg polvo/t de residuos.

3.4.5 Estudios relacionados
Otros estudios han examinado la presencia de dioxinas durante o luego de incendios en rellenos sanitarios y vertederos, pero no han obtenido factores de emisión:

• Estonia: Roots et al. (2004) comprobaron que las dioxinas de los suelos de un relleno sanitario se hallaban presentes a nivel ambiental. ⁶⁸
• Finlandia: Ruokojarvi et al. (1995) midieron niveles elevados de dioxinas en el aire y en residuos no quemados, quemados y con fuego latente en incendios experimentales y reales en rellenos sanitarios. ⁶⁹
• Grecia: Martens et al. (1998) informaron también sobre un alto nivel de dioxinas observado en muestras de un suelo impactado directamente por una quema no controlada en un vertedero al aire libre. ⁷⁰
• Según la revisión hecha por Bates (2004) de las investigaciones sobre rellenos sanitarios, el estudio sueco calculó emisiones de dioxinas de 0,07 g TEQ por incendio de superficie y de 0,35 g TEQ por incendio profundo.

3.4.2 Estudios en Asia
Minh et al. (2003) examinaron los suelos de vertederos abiertos de Filipinas, Cambodia, India y Vietnam en los que se observaban quemas al aire libre, y encontraron niveles de dioxinas en los suelos que en algunos casos eran centenares de veces mas elevados que en los suelos de los sitios de control.65 En un estudio similar que se llevó a cabo en algunos de estos sitios, Hirai et al. (2003) determinaron que el factor de emisión para las emisiones totales (atmósfera y tierra) debía ser superior a 400 ng TEQ/kg para explicar los niveles de dioxinas presentes en las muestras de suelo del vertedero de la India, y superior a 4.000 ng TEQ/kg en el vertedero de Cambodia.⁶⁶

3.4.3 Estudio japonés
En una simulación de incendio en un relleno sanitario, Hirai et al. (2005) quemaron combustible derivado de desperdicios (CDD) en un recipiente de acero lleno con tierra. El CDD estaba compuesto de papel y textiles: 51,8 por ciento; plásticos y cuero: 32 por ciento; madera y pasto: 5,3 por ciento; basura: 9,5 por ciento, elementos no combustibles: 0,4 por ciento; y otros: 1 por ciento. Los investigadores reportaron factores de emisión de 23-46 ng TEQ/kg para la liberación a la atmósfera, y de 120-170 ng TEQ/kg para la liberación en los residuos, con un 70 a un 90 por ciento de las dioxinas incorporadas en los residuos. ⁶⁷

3.4.4 Estudio suizo
En Suiza se obtuvo un factor de emisión a la atmósfera de 450 ng TEQ/kg para los incendios en rellenos sanitarios, basado en una concentración de dioxinas de 15 µg TEQ/kg en el polvo del filtro de un incinerador de residuos sólidos municipales y en una tasa de emisión de polvo de 30 kg polvo/t de residuos.

3.4.5 Estudios relacionados
Otros estudios han examinado la presencia de dioxinas durante o luego de incendios en rellenos sanitarios y vertederos, pero no han obtenido factores de emisión:

• Estonia: Roots et al. (2004) comprobaron que las dioxinas de los suelos de un relleno sanitario se hallaban presentes a nivel ambiental. ⁶⁸
• Finlandia: Ruokojarvi et al. (1995) midieron niveles elevados de dioxinas en el aire y en residuos no quemados, quemados y con fuego latente en incendios experimentales y reales en rellenos sanitarios. ⁶⁹
• Grecia: Martens et al. (1998) informaron también sobre un alto nivel de dioxinas observado en muestras de un suelo impactado directamente por una quema no controlada en un vertedero al aire libre. ⁷⁰
• Jordania: Alwai et al. (1996) encontraron niveles de dioxinas que oscilaban entre 8,3 y 1.470 ng TEQ/kg en muestras de suelo de un relleno sanitario cerca de Amán. Se explicó que el patrón homólogo de la muestra con la mayor concentración de dioxinas era “característico de la pirólisis del PVC”. ⁷¹
• España: Abad et al. (2003) encontraron dioxinas en muestras de musgo tomadas cerca de un relleno sanitario en España – donde se estaba efectuando una quema al aire libre – a niveles 19 veces más altos que en el musgo de un sitio de control⁷²

En la Unión Europea, Mersiowsky et al. (1999) examinaron cuatro grupos de productos de PVC – tuberías, láminas rígidas, recubrimientos para pisos, y cables – y encontraron que eran responsables del 40 por ciento del PVC enviado a los rellenos sanitarios y que contribuían con el 39 por ciento del cloro presente en los residuos sólidos municipales enviados a los rellenos sanitarios. Específicamente, los residuos sólidos municipales enviados a los rellenos sanitarios tenían una concentración de cloro de 9.000 mg/kg, de la cual 3.500 mg/kg eran aportados por los cuatro grupos de productos de PVC estudiados. ⁷³ Asumiendo que el 60 por ciento restante del PVC enviado a los rellenos sanitarios tiene un contenido de cloro similar al de los cuatro grupos de productos de PVC revisados en este estudio, el 100 por ciento de los productos de PVC enviados a los rellenos sanitarios aportaría 8.750 mg/kg de cloro, o un 97 por ciento del contenido total de cloro de los residuos sólidos municipales enviados a los rellenos sanitarios. Si este el caso, el PVC es responsable de una porción abrumadoramente mayoritaria del cloro que está disponible para la formación de dioxinas durante los incendios de rellenos sanitarios.

3.4.6 Resumen — Incendios en rellenos sanitarios e incendios en vertederos
Los factores de emisión para incendios en rellenos sanitarios y vertederos al aire libre cubren un rango muy amplio, que depende de muchos factores, altamente variables, tales como la composición de los materiales quemados. Al igual que con la quema de residuos domésticos al aire libre, no hay factores de emisión que sean aplicables en forma universal. Sin embargo, el reciente estudio de Hirai et al. (2005) presenta lo que parece ser una muy rigurosa determinación de factores de emisión: 23-46 ng TEQ/kg para emisiones a la atmósfera y 120-170 ng TEQ/kg para emisiones en residuos.

3.5 Hallazgos y recomendaciones

A partir de los estudios examinados arriba y los resúmenes asociados, parece ser que los factores de emisión presentados en el Cuadro 2 (ver pág. siguiente), tienen actualmente un respaldo científico más sólido y, por consiguiente, serían los más apropiados para la elaboración de cálculos de emisiones en los inventarios de dioxinas.

Los factores de emisión para los incendios de bosques, pastizales y páramos y para las quemas de residuos agrícolas en el campo tienen valores relativamente bajos y rangos estrechos. Para los incendios de bosques, pastizales y páramos, los factores de emisión más apropiados son los que se basan en mediciones efectuadas durante incendios reales: 0,5 ng TEQ/kg para emisiones a la atmósfera y 0,05 ng TEQ/kg para emisiones a la tierra. En forma similar, los factores apropiados para la quema de residuos agrícolas en el campo son 0,8 ng TEQ/kg para emisiones a la atmósfera y 0,05 ng TEQ/kg para emisiones a la tierra.

Los factores de emisión para la quema de residuos domésticos al aire libre varían por más de mil veces, como se observa en el Cuadro 2. En esta categoría de fuentes, los factores de emisión de 17 ng TEQ/kg para emisiones a la atmósfera y de 0,3 ng TEQ/kg para emisiones a la tierra son actualmente los más apropiados para la quema no controlada de residuos domésticos, cuando existe la práctica común de quemar la porción combustible de los residuos domésticos con un contenido corriente de PVC, junto con la basura del patio y el jardín.

Las investigaciones que han desarrollado factores de emisión para los incendios en rellenos sanitarios y en vertederos al aire libre son muy limitadas. Sin embargo, cuando la composición de los desechos quemados es similar a la estudiada por Hirai et al. (2005), los promedios de los factores de emisión desarrollados en esa investigación pueden considerarse apropiados.

ANEXO
LOS INVENTARIOS DE DIOXINAS EN AMERICA LATINA

Tal como se describe en la Sección 2.0, la literatura científica y los informes oficiales, incluido el Instrumental del PNUMA para las Dioxinas y Furanos, presentan factores de emisión que difieren en tres o más órdenes de magnitud para algunas de las fuentes consideradas. En tales circunstancias no resulta fácil elegir los factores de emisión más apropiados, pero trata de una elección que debe hacerse dentro de un plazo muy limitado.

Los factores de emisión, junto con los niveles de actividad, determinan la estimación de liberaciones para cada categoría de fuentes y, por consiguiente, la prioridad – la importancia relativa – otorgada a cada categoría de fuente en el Plan Nacional de Acción que debe preparar cada Parte dentro de los dos años siguientes a la fecha de puesta en vigor del Convenio de Estocolmo para esa Parte. Para ilustrar el impacto de los factores de emisión sobre la estimación de liberaciones de dioxinas y la determinación del orden de prioridad de las fuentes, se hace aquí una comparación entre los inventarios de dioxinas para Argentina, Cuba y México, en los que se utilizaron los factores de emisión del Instrumental, con los inventarios que resultan del uso de los factores de emisión que se presentan en el Cuadro 3.

A.1 Argentina

Argentina preparó un inventario de dioxinas en 2004.74 Este inventario, que presenta estimaciones de emisión correspondientes al año 2001, se basa enteramente en la lista de fuentes y de factores de emisión entregada por el borrador del Instrumental para Dioxinas y Furanos de 2001.

¹ Es ciertamente preferible contar con un rango de valores para cada factor de emisión. Sin embargo se entregan estos valores con el fin de seguir el modelo establecido por el Instrumental para Dioxinas y Furanos del PNUMA y facilitar las comparaciones con los inventarios que usan los factores de emisión de valor único del Instrumento.

La Gráfica 7 presenta más abajo las emisiones de dioxinas, por categoría de fuente y medio receptor (atmósfera, agua, tierra, productos, residuos), preparadas por Argentina, utilizando los factores de emisión del Instrumental; la contribución porcentual de cada categoría de fuentes aparece en la Gráfica 8. Datos similares se presentan en los Gráficas 9 y 10, con la
salvedad de que las emisiones de dioxina de los incendios de bosques, praderas y páramos, la quema de residuos agrícolas en el campo y la quema de residuos domésticos al aire libre se calcularon usando los factores de emisión contemplados en el Cuadro 3, arriba.

Al comparar estos dos conjuntos de cifras, queda patente que el uso de los factores de emisión del Cuadro A.1 redujo el cálculo de la liberación total de dioxinas de 2.111 a 489 g TEQ/año y cambió en forma notable el ranking de las categorías de fuentes. Este cambio en el orden de importancia de las categorías de fuentes se ve probablemente con mayor claridad en los Gráficas 8 y 10, que muestran las contribuciones relativas de las categorías de fuentes en cada caso.

A.2 Cuba

Cuba preparó un inventario de dioxinas en 2003.75 Este inventario, que presenta estimaciones de emisión para el año 2001, se basa totalmente en la lista de fuentes y factores de emisión del Instrumental para Dioxinas y Furanos del PNUMA (2001).⁴

En la Gráfica 11 se presentan las emisiones de dioxinas, por categoría de fuentes y medio receptor (atmósfera, agua, tierra, productos, residuos), basadas en los factores de emisión del Instrumental, en tanto que la Gráfica 12 muestra la contribución porcentual de cada categoría de fuente. En los Gráficas 13 y 14 se presentan datos similares, exceptuando el hecho de que las emisiones de dioxinas de los incendios forestales, los incendios de praderas y brezos, la quema de residuos agrícolas en el campo, y quema de residuos domésticos al aire libre se calcularon usando los factores de emisión que entrega el Cuadro 3.

Como se observa en estos dos conjuntos de cifras, la emisión total de dioxinas se reduce de 319 a 151 g TEQ/año y el orden de importancia de las categorías de fuentes cambia radicalmente cuando se sustituyen los factores de emisión del Cuadro 3 por los factores de emisión relevantes del Instrumental.

A.3 México

México preparó una serie de ejercicios preliminares de inventarios de dioxinas en los que se calcularon las emisiones de dioxinas correspondientes al año 2000:

• En el primer inventario preliminar, que fue preparado por García et al. (2001),⁷⁶ las emisiones de dioxinas para cada categoría de fuentes se calcularon mediante los mismos factores de emisión que utilizó la Agencia Estadounidense de Protección Ambiental para el inventario de 1998 de Estados Unidos;
• Gutiérrez et al. (2002) prepararon una versión revisada del primer inventario, en 2002, que nuevamente se basó en los mismos factores de emisión utilizados por Estados Unidos; ⁷⁷
• Alvarado y Gutiérrez (2003) prepararon un tercer informe en el que se usaron los factores de emisión del Instrumental para calcular las liberaciones de dioxinas y luego éstas se compararon con estimaciones de liberaciones que, según se dijo, habían sido tomadas de Gutiérrez et al. (2002); ⁷⁸ y
• En una conferencia internacional en 2005, Alvarado et al. (2005) presentaron una ponencia que describiría la comparación de las estimaciones de liberación basadas en los factores de emisión del Instrumental con las estimaciones que se basaron en los factores de emisión de Estados Unidos, tal como los dieron a conocer Alvarado y Gutiérrez (2003). ⁷⁹

En lo que respecta a las liberaciones de dioxinas de los incendios forestales, estos informes resultan inconsistentes con las estimaciones basadas en los factores de emisión de Estados Unidos y con los factores de emisión del Instrumental. Como se observa en el Cuadro 4, más abajo, el informe de Alvarado y Gutiérrez (2003) presenta dos cálculos de emisiones distintos – 1,85 g TEQ/año y 57,91 g TEQ/año – atribuidos a los factores de emisión de Estados Unidos y dos cálculos distintos para las emisiones totales – 49,23 g TEQ/año y 260,59 g TEQ/año – atribuidos a los factores de emisión del Instrumental.

No se encontró un valor absoluto para el nivel de actividad — las toneladas de biomasa que se queman al año — para los incendios de bosques en ninguno de los informes. Sin embargo, este valor puede determinarse con cálculos retroactivos del total de liberaciones y de los factores de emisión asociados a ellos.

• Con el factor de emisión a la atmósfera de 2 ng TEQ/kg, de Estados Unidos, y una liberación total de 1,8 g TEQ/año, puede estimarse que la masa de materiales quemados es de 925.000 toneladas/año. Si a este valor se le aplican los factores de emisión del Instrumental — 5 ng TEQ/kg (aire) y 4 ng TEQ/kg (tierra) — el resultado es una liberación a la atmósfera de 4,6 g TEQ/año y una liberación a la tierra de 3,7 g TEQ/año para un total de emisiones de dioxinas de 8,3 g TEQ/año. Como se observa en el Cuadro 4, no aparece un valor similar para el total de emisiones de dioxinas en los incendios forestales en ninguno de los cuatro informes
• Con el factor de emisión a la atmósfera de 2 ng TEQ/kg, de Estados Unidos, y una liberación total de 57,91 g /TEQ/año, puede estimarse que la masa de materiales quemados es de 28.955.000 toneladas/año. Si a este valor se le aplican los factores de emisión del Instrumental — 5 ng TEQ/kg (aire) y 4 ng TEQ/kg (tierra) — el resultado es una liberación a la atmósfera de 144,8 g TEQ/año y una liberación a la tierra de 115,8 g TEQ/año para un total de emisiones de dioxinas de 260,6 g TEQ/año. Este valor para el total de emisiones es idéntico a uno de los valores de emisión total presentados por Alvarado y Gutiérrez (2003).
• El valor mayor – 28.955.000 toneladas/año – para la cantidad de biomasa que se quema en los incendios forestales en México está acorde con los valores reportados por otros países. Por ejemplo, Argentina reportó la quema de 22.901.192 toneladas/año de biomasa en incendios forestales.

Es evidente que algunos de los valores para el cálculo de emisión de dioxinas en los incendios forestales que aparecen en los cuatro informes se deben a errores tipoGráficas o de otro tipo. Aún más, tal como se explicó más arriba, en este informe se parte de la base de que la cantidad de biomasa quemada durante los incendios forestales en México es de 28.955.000 toneladas/año.^r Suponiendo esto, se estima que la emisión total de dioxinas debida a los incendios forestales es de 57,91 g TEQ/año, usando el factor de emisión a la atmósfera de Estados Unidos, y de 260,6 g TEQ/año, usando los factores de emisión del Instrumental.

^rSe agradecerá la corrección y/o confirmación de este valor.

Los informes también resultan inconsistentes con relación a la emisión de dioxinas de los residuos agrícolas. Por ejemplo, Alvarado y Gutiérrez (2003) y Alvarado et al. (2005) presentan una estimación de alrededor de 222 g TEQ/año, basada en el factor de emisión de Estados Unidos. Sin embargo, para la liberación basada en factores de emisión del Instrumental, Alvarado y Gutiérrez (2003) presentan una estimación de 442,98 g TEQ/año, en tanto que Alvarado et al. (2005) presentan una estimación de 1.163 g TEQ/año., De acuerdo con el nivel de actividad reportado para la quema de residuos agrícolas, correspondiente a 110.750.000 toneladas/año, el valor correcto para la emisión de dioxinas desde esta fuente es de 1.163 g TEQ/año.

La Gráfica 15 presenta las emisiones de dioxinas, por categoría de fuente y medio receptor (atmósfera, agua, tierra, productos o residuos), calculadas según los factores de emisión del Instrumental, en tanto que la Gráfica 16 muestra la contribución porcentual de cada categoría de fuente. Los Gráficas 17 y 18 aportan datos similar es, exceptuando el hecho de que las emisiones de dioxinas de los incendios de bosques, incendios de pastizales y páramos, quema de residuos agrícolas en el campo, y quemas no controlada de residuos domésticos se calcularon de acuerdo con los factores de emisión que entrega el Cuadro 3.

Tal como se muestra en estos dos conjuntos de cifras, la emisión total de dioxinas se reduce de 2.864 a 1.897 g TEQ/año y el orden de importancia de las categorías de fuentes cambia en forma notoria cuando se sustituyen los factores de emisión del Cuadro 3 por los factores de emisión pertinentes del Instrumental.

Tal como se indica más arriba, Alvarado y Gutiérrez (2003) y Alvarado et al. (2005) compararon también las emisiones de dioxinas de las principales categorías de fuentes, utilizando los factores de emisión de Estados Unidos y las emisiones basadas en los factores de emisión del Instrumental.,⁷⁹ Sin embargo ninguna de estas comparaciones es útil. Para las fuentes consideradas, los factores de emisión de Estados Unidos están limitados a las emisiones a la atmósfera, de modo que no se incluyen las emisiones a otros medios, tales como la tierra y los residuos, en tanto que el Instrumental también presenta factores de emisión para las liberaciones a esos otros medios. Por añadidura, aunque se señala que la comparación hecha por Alvarado et al. (2005) está tomada de la comparación anterior de Alvarado y Gutiérrez (2003), existen obvias diferencias, no explicadas, en la estimación de emisiones atribuidas a incendios forestales y quema de residuos agrícolas.

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Por: Pat Costner
Fuente: Salud sin daño

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