53. Riesgos ambientales para la salud
Editores de capítulos: Annalee Yassi y Tord Kjellström
Vínculos entre la salud ambiental y ocupacional
Annalee Yassi y Tord Kjellström
Agricultura y la Alimentación
Friedrich K. Kaferstein
Contaminación industrial en los países en desarrollo
Niu Shiru
Países en desarrollo y contaminación
Tee L. Guidotti
Contaminación del Aire
isabel romieu
Contaminación de la tierra
Tee L. Guidotti y Chen Weiping
Contaminación del agua
Ivanildo Hespanhol y Richard Helmer
Energía y Salud
hamilton
Urbanización
Edmundo Werna
Cambio climático global y agotamiento del ozono
Jonathan Patz
Extinción de especies, pérdida de biodiversidad y salud humana
Eric Chivián
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1. Principales brotes seleccionados de "enfermedades ambientales"
2. Agentes de enfermedades transmitidas por los alimentos: características epidemiológicas
3. Principales fuentes de contaminantes del aire exterior
4. Relación exposición-respuesta de PM10
5. Cambios en la concentración de ozono: resultados para la salud
6. Morbilidad y mortalidad: enfermedades relacionadas con el agua
7. Generación de electricidad a base de combustible: efectos sobre la salud
8. Generación de electricidad renovable: efectos sobre la salud
9. Generación de electricidad nuclear: efectos sobre la salud
10. Vivienda y salud
11. Infraestructura urbana y salud
12. Situación mundial de las principales enfermedades transmitidas por vectores
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54. Política Medioambiental
Redactor del capítulo: Larry R Kohler
Resumen Seguridad y salud en el trabajo y medio ambiente: dos caras de la misma moneda
Larry R Kohler
Ley y Reglamentos
Françoise Burhenne-Guilmin
Convenciones Ambientales Internacionales
David Freestone
Evaluaciones de impacto ambiental
Ron Bissett
Evaluación del ciclo de vida (de la cuna a la tumba)
Sven Olof Ryding
Evaluación y comunicación de riesgos
Adrian V. Gheorghe y Hansjörg Seiler
Auditoría Ambiental - Definición y Metodología
Roberto Coyle
Estrategias de Gestión Ambiental y Protección de los Trabajadores
Cecilia Brighi
Control de la Contaminación Ambiental: Hacer de la Prevención de la Contaminación una Prioridad Corporativa
Robert P. Bringer y Tom Zosel
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1. Alcance de una auditoría ambiental
2. Pasos básicos en la auditoría ambiental
3. Acuerdos voluntarios relevantes para el medio ambiente
4. Medidas de protección del medio ambiente y convenios colectivos
5. Convenios colectivos sobre protección del medio ambiente
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55. Control de la contaminación ambiental
Editores de capítulos: Jerry Spiegel y Lucien Y. Maystre
Control y Prevención de la Contaminación Ambiental
Jerry Spiegel y Lucien Y. Maystre
Gestión de la contaminación del aire
Dietrich Schwela y Berenice Goelzer
Contaminación del aire: modelado de la dispersión de contaminantes del aire
Marion Wichmann-Fiebig
Monitoreo de Calidad del Aire
Hans-Ulrich Pfeffer y Peter Bruckmann
Control de polución de aire
Juan Elías
Control de la contaminación del agua.
Herbert C. Preul
Proyecto de recuperación de aguas residuales de la región de Dan: un estudio de caso
Alejandro Donagui
Principios de la Gestión de Residuos
Lucien Y. Maystre
Manejo y Reciclaje de Residuos Sólidos
Niels Jorn Hahn y Poul S. Lauridsen
Estudio de caso: Prevención y control de la contaminación multimedia canadiense en los Grandes Lagos
Thomas Tseng, Victor Shantora e Ian R. Smith
Tecnologías de producción más limpia
David Bennet
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1. Contaminantes atmosféricos comunes y sus fuentes
2. Parámetros de planificación de la medición
3. Procedimientos de medición manual para gases inorgánicos
4. Procedimientos de medición automatizados para gases inorgánicos
5. Procedimientos de medición de partículas en suspensión
6. Procedimientos de medición de larga distancia
7. Procedimientos cromatográficos de medición de la calidad del aire.
8. Monitoreo sistemático de la calidad del aire en Alemania
9. Pasos en la selección de controles de contaminación
10. Normas de calidad del aire para el dióxido de azufre
11. Normas de calidad del aire para el benceno
12. Ejemplos de la mejor tecnología de control disponible
13. Gases industriales: métodos de limpieza
14. Ejemplos de tasas de emisión para procesos industriales
15. Operaciones y procesos de tratamiento de aguas residuales
16. Lista de parámetros investigados
17. Parámetros investigados en los pozos de recuperación
18. Fuentes de desperdicio
19. Criterios para la selección de sustancias
20. Reducciones en las emisiones de dioxinas y furanos en Canadá
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La publicidad que rodeó a la Conferencia de las Naciones Unidas sobre el Medio Ambiente y el Desarrollo (CNUMAD), que tuvo lugar en Río de Janeiro en junio de 1992, confirmó el lugar central que las preocupaciones ambientales globales sobre temas como el calentamiento global y la pérdida de diversidad biológica tienen en la agenda política mundial. . De hecho, en los veinte años transcurridos entre la Conferencia de Estocolmo sobre el Medio Humano de 1972 y la CNUMAD de 1992, no solo ha habido un aumento importante en la concienciación sobre las amenazas al medio ambiente derivadas de las actividades humanas tanto a escala local como mundial, sino también una mayor aumento masivo del número de instrumentos jurídicos internacionales que rigen las cuestiones ambientales. (Hay un gran número de colecciones de tratados ambientales: ver, por ejemplo, Burhenne 1974a, 1974b, 1974c; Hohmann 1992; Molitor 1991. Para una evaluación cualitativa contemporánea ver Sand 1992.)
Se recordará que las dos fuentes principales del derecho internacional (como se define en el Estatuto de la Corte Internacional de Justicia de 1945) son las convenciones internacionales y el derecho internacional consuetudinario (artículo 38(1) del Estatuto). El derecho consuetudinario internacional se deriva de la práctica estatal repetida a lo largo del tiempo en la creencia de que representa una obligación legal. Aunque es posible que surjan nuevas normas consuetudinarias con relativa rapidez, la velocidad con la que la conciencia de los problemas ambientales globales ha llegado a la agenda política internacional ha significado que el derecho consuetudinario haya tendido a ocupar un segundo lugar frente al tratado o el derecho convencional en la evolución de los derechos legales. normas Aunque ciertos principios básicos, como la utilización equitativa de los recursos compartidos (Lac Lanoux Arbitration 1957) o la obligación de no permitir actividades que dañen el medio ambiente de los estados vecinos (Trail Smelter Arbitration 1939, 1941) pueden atribuirse a decisiones judiciales derivadas de la costumbre derecho, los tratados han sido sin duda el principal método por el cual la comunidad internacional ha respondido a la necesidad de regular las actividades que amenazan el medio ambiente. Otro aspecto importante de la regulación ambiental internacional es el desarrollo del “soft law”: instrumentos no vinculantes que establecen lineamientos o desiderata para acciones futuras, o mediante los cuales los estados se comprometen políticamente a alcanzar ciertos objetivos. Estos instrumentos de derecho indicativo a veces se convierten en instrumentos jurídicos formales o se vinculan a instrumentos vinculantes como, por ejemplo, a través de decisiones de las partes en un convenio. (Sobre la importancia del derecho indicativo en relación con el derecho ambiental internacional, véase Freestone 1994). Muchas de las colecciones de documentos de derecho ambiental internacional citados anteriormente incluyen instrumentos de derecho indicativo.
Este artículo dará una breve descripción de las principales convenciones ambientales internacionales. Si bien dicha revisión inevitablemente se concentra en las principales convenciones mundiales, también debe tenerse en cuenta la importante y creciente red de acuerdos regionales y bilaterales. (Para una exposición sistemática de todo el cuerpo del derecho ambiental internacional, ver Kiss y Shelton 1991; Birnie y Boyle 1992. Ver también Churchill y Freestone 1991).
Pre-Estocolmo
Antes de la Conferencia de Estocolmo de 1972, la mayoría de las convenciones ambientales estaban relacionadas con la conservación de la vida silvestre. Sólo de interés histórico son las convenciones de protección de aves muy tempranas (p. ej., la Convención de 1902 para la Protección de Aves Útiles para la Agricultura; véase más Lyster 1985). Más importantes a largo plazo son las convenciones generales de conservación de la naturaleza, aunque la Convención de Washington para la Regulación de la Caza de Ballenas de 1946 (y su Protocolo de 1956) es particularmente notable en este período; con el tiempo, por supuesto, ha cambiado su enfoque de explotación a conservación. Una convención pionera en términos de conservación fue la Convención Africana sobre la Conservación de la Naturaleza y los Recursos Naturales de Argel de 1968, que a pesar de su enfoque integral e innovador de la conservación cometió el error de muchas otras convenciones al no establecer una estructura administrativa para supervisar su supervisión. También notable y considerablemente más exitosa es la Convención Ramsar de 1971 sobre Humedales de Importancia Internacional, especialmente como Hábitat de Aves Acuáticas, que establece una red de áreas protegidas de humedales en los territorios de los estados miembros.
Otros acontecimientos dignos de mención en este período son los primeros convenios mundiales sobre contaminación por hidrocarburos. El Convenio Internacional para la Prevención de la Contaminación del Mar por Petróleo (OILPOL) de 1954 (enmendado en 1962 y 1969) abrió nuevos caminos al desarrollar un marco regulatorio para el transporte de petróleo por mar, pero los primeros convenios en prever medidas de emergencia y La compensación por daños causados por la contaminación del petróleo se desarrolló directamente en respuesta a la primera gran víctima de un petrolero en el mundo: el naufragio del petrolero de Liberia. Cañón Torrey frente a las costas del suroeste de Inglaterra en 1967. El Convenio internacional relativo a la intervención en alta mar en casos de daños por contaminación por hidrocarburos de 1969 autorizó la acción de emergencia por parte de los estados ribereños fuera de las aguas territoriales, y sus asociados, el Convenio internacional de 1969 sobre responsabilidad civil por contaminación por hidrocarburos daños y perjuicios y el Convenio internacional de 1971 sobre el establecimiento de un fondo internacional de indemnización de daños debidos a la contaminación por hidrocarburos de Bruselas, sirvieron de base para las reclamaciones de indemnización contra los propietarios y operadores de petroleros complementados por un fondo internacional de indemnización. (Nótense también los importantes esquemas de compensación voluntaria de la industria, como TOVALOP y CRISTAL; véase más Abecassis y Jarashow 1985.)
De Estocolmo a Río
Los años 1972 a 1992 fueron testigos de un aumento asombroso en el número y variedad de instrumentos de derecho ambiental internacional. Gran parte de esta actividad es directamente atribuible a la Conferencia de Estocolmo. La famosa Declaración de la Conferencia (Declaración de la Conferencia de las Naciones Unidas sobre el Medio Humano de 1972) no sólo sentó ciertos principios, la mayoría de los cuales fueron de lege ferenda (es decir, establecieron lo que la ley debería ser en lugar de lo que era), pero también desarrolló un Plan de Acción Ambiental de 109 puntos y una Resolución que recomendaba la implementación institucional y financiera por parte de la ONU. El resultado de estas recomendaciones fue el establecimiento del Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA), establecido por Resolución de la Asamblea General de la ONU (UNGA 1972) y con sede finalmente en Nairobi. El PNUMA fue directamente responsable del patrocinio de una serie de tratados ambientales mundiales clave y del desarrollo del importante Programa de Mares Regionales, que ha resultado en una red de unas ocho convenciones marco regionales que protegen el medio ambiente marino, cada una con protocolos desarrollados para cumplir con los requerimientos especiales de la región. Todavía hay varios programas regionales nuevos en preparación.
Con el fin de proporcionar una visión general de la gran cantidad de convenciones ambientales desarrolladas durante este período, se dividen en varios grupos: conservación de la naturaleza; protección del medio ambiente marino; y regulación de los impactos ambientales transfronterizos.
Conservación de la naturaleza y los recursos naturales
Este período vio la conclusión de una serie de tratados de conservación de la naturaleza tanto a nivel mundial como regional. A nivel mundial, destacan la Convención de la UNESCO sobre la Protección del Patrimonio Mundial Cultural y Natural de 1972, la Convención de Washington sobre el Comercio Internacional de Especies Amenazadas (CITES) de 1973 y la Convención de Bonn sobre la Conservación de las Especies Migratorias de Animales Silvestres de 1979. . A nivel regional, el gran número de tratados incluye la Convención Nórdica sobre la Protección del Medio Ambiente de 1974, la Convención sobre la Conservación de la Naturaleza en el Pacífico Sur de 1976 (Convención de Apia, en Burhenne 1974a) y la Convención de Berna de 1979 sobre la Conservación de la Naturaleza Europea. Vida Silvestre y Hábitats Naturales (Serie de Tratados Europeos). Nótese también la Directiva 1979/79 de la CE de 409 sobre la conservación de las aves silvestres (DO 1979), ahora modificada y complementada por la Directiva 92/43 sobre la conservación de los hábitats naturales y de la flora y la fauna silvestres (DO 1992), el Convenio de 1979 para la la Conservación y Manejo de la Vicuña y el Acuerdo de la ASEAN sobre la Conservación de la Naturaleza y los Recursos Naturales de 1985 (reproducido en Kiss y Shelton 1991). (También cabe destacar los tratados relacionados con la Antártida, un área de dominio público global fuera de la jurisdicción de cualquier estado: la Convención de Canberra de 1980 sobre la conservación de los recursos vivos marinos antárticos, la Convención de Wellington de 1988 sobre la regulación de las actividades de recursos minerales antárticos y el Protocolo de 1991 al Tratado Antártico sobre Protección del Medio Ambiente, firmado en Madrid).
Protección del medio marino
En 1973 comenzaron las negociaciones de la Tercera Conferencia de las Naciones Unidas sobre el Derecho del Mar (UNCLOS III). Los nueve años de negociaciones de la UNCLOS culminaron en la Convención de Montego Bay sobre el Derecho del Mar (LOSC) de 1982, que incluyó en su Parte XII un marco general para la regulación de los problemas ambientales marinos, incluidos los buques y las fuentes terrestres de contaminación y vertido. , así como establecer determinados deberes generales en materia de protección del medio marino.
A un nivel más detallado, la Organización Marítima Internacional (OMI) fue responsable del desarrollo de dos importantes convenios mundiales: el Convenio de Londres de 1972 sobre la prevención de la contaminación del mar por vertimiento de desechos y otras materias y el Convenio internacional de 1973 para la prevención de Contaminación de los buques, en su forma enmendada en 1978 (MARPOL 1973/78), y un tercero relacionado con los derrames de petróleo titulado Convenio internacional sobre preparación, respuesta y cooperación en caso de contaminación por hidrocarburos en 1990, establece un marco legal global para la colaboración y asistencia en respuesta a los principales derrames de petróleo. (Otros convenios marítimos que no son principalmente ambientales pero que son relevantes incluyen el Convenio de 1972 sobre el Reglamento internacional para prevenir los abordajes en el mar (COLREG); el Convenio internacional para la seguridad de la vida humana en el mar (SOLAS) de 1974); el Convenio sobre la marina mercante de 1976 de la OIT (Normas mínimas) (núm. 147) y el Convenio de 1978 sobre normas de formación, titulación y guardia para la gente de mar).
El Convenio de Londres de 1972 adoptó lo que ahora se ha convertido en un enfoque común al enumerar las sustancias (Anexo I) que no se pueden verter en el océano; En el anexo II se enumeran las sustancias que sólo pueden verterse con un permiso. La estructura regulatoria, que requiere que los estados signatarios hagan cumplir estas obligaciones contra cualquier embarcación que cargue en sus puertos o naves de su bandera en cualquier parte del mundo, ha endurecido progresivamente su régimen hasta el punto de que las partes ahora han terminado efectivamente con el vertido de desechos industriales en el océano. El Convenio MARPOL de 1973/78 reemplaza al Convenio OILPOL de 1954 (arriba) y proporciona el principal régimen regulatorio para la contaminación de buques de todo tipo, incluidos los petroleros. MARPOL requiere que los estados del pabellón impongan controles sobre las "descargas operativas" de todas las sustancias controladas. El régimen MARPOL fue enmendado en 1978 para que extendiera progresivamente su régimen a las diferentes formas de contaminación provenientes de embarcaciones contenidas en los cinco Anexos. Todos los Anexos están ahora en vigor y cubren el petróleo (Anexo I), las sustancias líquidas nocivas (Anexo II), los residuos envasados (Anexo III), las aguas residuales (Anexo IV) y la basura (Anexo V). Se aplican estándares más estrictos dentro de las Áreas Especiales acordadas por las Partes.
A nivel regional, el Programa de Mares Regionales del PNUMA proporciona una red amplia, aunque no exhaustiva, de tratados de protección marina que abarcan: el Mediterráneo (Convención para la Protección del Mar Mediterráneo contra la Contaminación, Barcelona, 16 de febrero de 1976; protocolos en 1976 ( 2), 1980 y 1982); Golfo (Convención Regional de Cooperación para la Protección del Medio Marino contra la Contaminación de Kuwait, Kuwait, 24 de abril de 1978; protocolos en 1978, 1989 y 1990); África Occidental (Convenio para la Cooperación en la Protección y el Desarrollo del Medio Ambiente Marino y Costero de la Región de África Occidental y Central (Abidjan, 23 de marzo de 1981), con un protocolo de 1981); Pacífico Sudeste (Convención para la Protección del Medio Marino y las Áreas Costeras del Pacífico Sudeste (Lima, 12 de noviembre de 1981); protocolos en 1981, 1983 (2) y 1989); Mar Rojo (Convención Regional para la Conservación del Medio Ambiente del Mar Rojo y el Golfo de Adén (Jeddah, 14 de febrero de 1982); protocolo en 1982); Caribe (Convención para la Protección y el Desarrollo del Medio Marino de la Región del Gran Caribe, (Cartagena des Indias, 24 de marzo de 1983); protocolos en 1983 y 1990); África Oriental (Convención para la Protección, Gestión y Desarrollo del Medio Ambiente Marino y Costero de la Región de África Oriental (Nairobi, 21 de junio de 1985); 2 protocolos en 1985); y el Pacífico Sur (Convención para la Protección de los Recursos Naturales y el Medio Ambiente de la Región del Pacífico Sur, (Noumea, 24 de noviembre de 1986); 2 protocolos en 1986), con otros seis más o menos en diversas etapas de planificación. (Para los textos de todos los Convenios anteriores y sus protocolos, así como los detalles de los programas en desarrollo, consulte Sand 1987). contaminación de (y desmantelamiento de) plataformas petroleras en alta mar, áreas especialmente protegidas y protección de la vida silvestre.
Se han desarrollado otros regímenes regionales fuera del marco del PNUMA, en particular en el Atlántico nororiental, donde una red muy completa de instrumentos regionales abarca la regulación de los vertidos en los océanos (Convenio de Oslo para la prevención de la contaminación del mar por vertimientos desde buques y aeronaves de 1972; protocolos en 1983 y 1989), fuentes terrestres de contaminación (Convenio de París para la Prevención de la Contaminación del Mar Proveniente de Fuentes Terrestres, 1974; protocolo de 1986), vigilancia y cooperación en materia de contaminación por hidrocarburos (Acuerdo de Bonn de 1983 para la Cooperación en el Tratamiento de la Contaminación del Mar del Norte por el petróleo y otras sustancias nocivas: Decisión de enmienda de 1989), inspección de buques para la seguridad y la protección del medio ambiente marino (Memorándum de entendimiento de París de 1982 sobre el control del estado del puerto en la implementación de acuerdos sobre seguridad marítima y protección del medio ambiente marino, así como como la conservación de la naturaleza y la pesca (Ver en general Freestone y IJlstra 1991. Nótese también el nuevo Convento de París de 1992 Convenio para la Protección del Medio Marino del Atlántico Nororiental, que sustituirá a los Convenios de Oslo y París; texto y análisis en Hey, IJlstra y Nollkaemper 1993.) En el Báltico, la Convención de Helsinki de 1974 sobre la protección del medio ambiente marino de la zona del mar Báltico ha sido revisada recientemente (para el texto y el análisis de la Convención de 1992, véase Ehlers 1993)), y un nuevo Convenio desarrollado para la Región del Mar Negro (Convenio de Bucarest de 1992 sobre la Protección del Mar Negro; véase también la Declaración Ministerial de Odessa de 1993 sobre la Protección del Mar Negro).
Impactos transfronterizos
El Principio 21 de la Declaración de Estocolmo establece que los Estados tienen “la responsabilidad de asegurar que las actividades bajo su jurisdicción y control no causen daños al medio ambiente de otros Estados o de áreas fuera de la jurisdicción nacional”. Aunque ahora se considera ampliamente que este principio se ha convertido en parte del derecho internacional consuetudinario, el principio aproximadamente requiere un ajuste fino considerable para proporcionar la base para la regulación de tales actividades. Para abordar estos problemas, y en gran medida en respuesta a crisis bien publicitadas, se han desarrollado convenios internacionales para abordar cuestiones como la contaminación del aire transfronteriza a larga distancia, la protección de la capa de ozono, la notificación y la cooperación en respuesta a accidentes nucleares, el movimiento transfronterizo de desechos peligrosos. y el cambio climático global.
Contaminación atmosférica transfronteriza a larga distancia
La contaminación del aire a larga distancia en Europa fue abordada por primera vez por la Convención de Ginebra de 1979 (Convención sobre la contaminación atmosférica transfronteriza a larga distancia). Sin embargo, se trataba de una convención marco cuyos objetivos modestamente expresados eran “limitar y, en la medida de lo posible, reducir y prevenir gradualmente la contaminación del aire, incluida la contaminación transfronteriza de largo alcance”. Solo se lograron avances sustantivos en la regulación de las emisiones de sustancias específicas con el desarrollo de los protocolos, de los cuales ahora hay cuatro: el Protocolo de Ginebra de 1984 (Protocolo de Ginebra sobre Financiamiento a Largo Plazo del Programa Cooperativo para el Monitoreo y Evaluación de la -Range Transmission of Air Pollution in Europe) estableció una red de estaciones de control de la calidad del aire; el Protocolo de Helsinki de 1985 (sobre la Reducción de las Emisiones de Azufre) destinado a reducir las emisiones de azufre en un 30% para 1993; el Protocolo de Sofía de 1988 (Concerniente al control de las emisiones de óxidos de nitrógeno o sus flujos transfronterizos), ahora reemplazado por el Segundo Protocolo de azufre, Oslo, 1994, dispuso congelar las emisiones nacionales de óxidos de nitrógeno a los niveles de 1987 para 1994; y el Protocolo de Ginebra de 1991 (Relativo al control de las emisiones de compuestos orgánicos volátiles o sus flujos transfronterizos) proporcionó una variedad de opciones para reducir las emisiones de compuestos orgánicos volátiles y flujos.
Implicaciones transfronterizas de los accidentes nucleares
Las consecuencias transfronterizas de los accidentes nucleares se habían centrado en todo el mundo después del accidente de Chernobyl de 1986, pero incluso antes de eso, las convenciones anteriores habían abordado una serie de cuestiones relacionadas con los riesgos de los dispositivos nucleares, incluida la Convención de 1961 sobre la responsabilidad de terceros en el Campo de la Energía Nuclear (1960), y la Convención de Viena sobre Responsabilidad Civil por Daños Nucleares (1963). Nótese también el Tratado de 1963 que prohíbe los ensayos con armas nucleares en la atmósfera, en el espacio ultraterrestre y bajo el agua. La Convención de Viena sobre la protección física de los materiales nucleares de 1980 había intentado establecer normas para la protección de los materiales nucleares frente a una serie de amenazas, incluido el terrorismo. A raíz de Chernobyl se acordaron otros dos convenios en 1986, sobre la pronta notificación de accidentes (Convenio de Viena sobre la pronta notificación de accidentes nucleares) y la cooperación internacional en caso de tales accidentes (Convenio de Viena sobre asistencia en caso de accidente nuclear). Accidente Nuclear o Emergencia Radiológica).
Protección de la capa de ozono
El Convenio de Viena para la Protección de la Capa de Ozono de 1985 impone obligaciones generales a cada parte “de conformidad con los medios a su disposición y sus capacidades” para:
a) cooperar mediante la observación sistemática, la investigación y el intercambio de información para comprender y evaluar mejor los efectos de las actividades humanas en la capa de ozono y los efectos en la salud humana y el medio ambiente a partir de la modificación de la capa de ozono; (b) adoptar medidas legislativas o administrativas apropiadas y cooperar en la armonización de políticas apropiadas para controlar, limitar, reducir o prevenir las actividades humanas bajo su jurisdicción o control si se determina que estas actividades tienen o es probable que tengan efectos adversos resultantes de la modificación o probable modificación de la capa de ozono; c) cooperar en la formulación de medidas, procedimientos y normas convenidos para la aplicación del Convenio, con miras a la adopción de protocolos y anexos; (d) cooperar con los organismos internacionales competentes para implementar de manera efectiva el Convenio y los protocolos de los que son parte.
El Convenio de Viena fue complementado por el Protocolo de Montreal relativo a las sustancias que agotan la capa de ozono de 1987, ajustado y enmendado por la Reunión de Londres de 1990 y, más recientemente, por la Reunión de Copenhague de noviembre de 1992. El artículo 2 del Protocolo requiere que las partes impongan controles sobre productos químicos que agotan la capa de ozono, a saber, CFC, halones, otros CFC completamente halogenados, tetracloruro de carbono y 1,1,1-tricloroetano (metilcloroformo).
El Artículo 5 establece una exención de las restricciones de emisiones para ciertos países en desarrollo, “para satisfacer (Sus) necesidades domésticas básicas” por hasta diez años, sujeto a ciertas condiciones establecidas en el Artículo 5(2) (3). El Protocolo también prevé la cooperación técnica y financiera para las Partes de países en desarrollo que soliciten la exención en virtud del Artículo 5. Se acordó un Fondo Multilateral para ayudar a dichas Partes a investigar y cumplir con sus obligaciones (Artículo 10). En Copenhague, en noviembre de 1992, a la luz de la Evaluación científica del agotamiento del ozono de 1991, que encontró que había nuevas pruebas de disminución del ozono en ambos hemisferios en latitudes medias y altas, se acordaron varias medidas nuevas, sujetas, por supuesto, a el régimen general esbozado anteriormente; los retrasos en virtud del Artículo 5 todavía son posibles para los estados en desarrollo. Todas las partes debían dejar de usar halones para 1994 y CFC, HBFC, tetracloruro de carbono y metilcloroformo para 1996. El uso de HCFC debería congelarse para 1996, reducirse en un 90 % para 2015 y eliminarse para 2030. El bromuro de metilo, que aún se usa como un conservante de frutas y cereales, fue objeto de controles voluntarios. Las partes contratantes acordaron “hacer todo lo posible” para congelar su uso para 1995 a los niveles de 1991. El objetivo general era estabilizar la carga de cloro atmosférico para el año 2000 y luego reducirla por debajo de los niveles críticos para el año 2060.
Movimiento transfronterizo de desechos peligrosos
Luego de una serie de incidentes notorios en los que se encontraron cargamentos de desechos peligrosos de países desarrollados en condiciones peligrosas e incontroladas en países en desarrollo, el movimiento transfronterizo de desechos peligrosos fue objeto de regulación internacional por el Convenio de Basilea de 1989 sobre el Control de Movimientos Transfronterizos. de Residuos Peligrosos y su Eliminación (ver también Kummer 1992). Este Convenio se basa en el principio del consentimiento fundamentado previo de un estado a otro antes de que pueda tener lugar el movimiento de dichos desechos. Sin embargo, la Organización para la Unidad Africana ha ido más allá con su Convención de Bamako de 1991 sobre la prohibición de la importación a África y el control del movimiento transfronterizo y la gestión de desechos peligrosos dentro de África, que busca prohibir por completo la importación de desechos peligrosos a África. .
Evaluación de impacto ambiental (EIA) en un contexto transfronterizo
La Convención de Espoo de 1991 sobre Evaluación de Impacto Ambiental en un Contexto Transfronterizo establece un marco para las relaciones de vecindad. Extiende el concepto de EIA, desarrollado hasta la fecha exclusivamente en el contexto de las leyes y procedimientos de planificación nacional, a los impactos transfronterizos de los proyectos de desarrollo y los procedimientos y decisiones relacionados.
Convenciones de 1992 y posteriores a Río
La CNUMAD de Río impulsó, o coincidió con, un gran número de nuevas convenciones ambientales globales y regionales, así como una importante declaración de principios para el futuro en la Declaración de Río sobre Medio Ambiente y Desarrollo. Además de las dos convenciones concluidas en Río, la Convención Marco sobre el Cambio Climático y la Convención sobre la Diversidad Biológica, las nuevas convenciones ambientales firmadas en 1992 incluyeron las que regulan el uso de los cursos de agua internacionales, así como los efectos transfronterizos de los accidentes industriales. A nivel regional, 1992 vio la Convención de Helsinki sobre la Protección y Uso del Área del Mar Báltico (texto y análisis en Ehlers 1993) y la Convención de Bucarest sobre la Protección del Mar Negro contra la Contaminación. Nótese también la Declaración Ministerial sobre la Protección del Mar Negro de 1993, que aboga por un enfoque preventivo y holístico, y el Convenio de París para la Protección del Medio Marino del Atlántico Nororiental (texto y análisis en Hey, IJlstra y Nollkaemper 1993). .
La Convención Marco de las Naciones Unidas sobre el Cambio Climático (CMNUCC)
La CMNUCC, firmada en Río de Janeiro en junio de 1992 por unos 155 estados, sigue vagamente el modelo de la Convención de Viena de 1985. Como sugiere su nombre, proporciona un marco dentro del cual se negociarán obligaciones más detalladas por medio de protocolos detallados. El objetivo básico de la Convención es lograr
estabilización de las concentraciones de gases de efecto invernadero en la atmósfera a un nivel que impida interferencias antropógenas peligrosas en el sistema climático... en un plazo suficiente para permitir que los ecosistemas se adapten naturalmente al cambio climático, garantizar que la producción de alimentos no se vea amenazada y permitir el desarrollo económico proceda de manera sostenible. (Artículo 2)
El artículo 4 impone dos deberes principales a todas las Partes: (a) desarrollar, actualizar periódicamente, publicar y poner a disposición un inventario nacional de emisiones antropógenas por fuentes y absorciones por sumideros de todos los gases de efecto invernadero usando comparables (y aún por acordar) ) metodologías; y (b) formular, implementar, publicar y actualizar periódicamente programas nacionales y regionales de medidas para mitigar el cambio climático abordando las emisiones antropógenas por las fuentes y la absorción por los sumideros de todos los gases de efecto invernadero y medidas para facilitar una adaptación adecuada al cambio climático. Además, los países desarrollados acuerdan una serie de obligaciones generales que se especificarán en protocolos más detallados.
Por ejemplo, comprometerse a promover y cooperar en el desarrollo de tecnologías; controlar, prevenir o reducir las emisiones antropogénicas de gases de efecto invernadero; promover el desarrollo sostenible y la conservación y mejora de sumideros y embalses, incluida la biomasa, los bosques, los océanos y otros ecosistemas terrestres, costeros y marinos; cooperar en la adaptación a los impactos del cambio climático, mediante la elaboración de planes para la gestión integrada de las zonas costeras, los recursos hídricos y la agricultura y para la protección y rehabilitación de áreas afectadas, entre otras cosas, por inundaciones; promover y cooperar en el intercambio de información científica, tecnológica, socioeconómica y legal relevante para el clima, el cambio climático y las estrategias de respuesta; y promover y cooperar en la educación, la formación y la sensibilización del público pertinentes.
El Convenio sobre la Diversidad Biológica
Los objetivos del Convenio sobre la Diversidad Biológica, también aprobado en la CNUMAD de 1992 en Río de Janeiro, son la conservación de la diversidad biológica, el uso sostenible de sus componentes y la distribución justa y equitativa de los beneficios derivados de la utilización de los recursos genéticos ( Artículo 1) (para una crítica útil, véase Boyle 1993). Al igual que la CMNUCC, esta convención también se complementará con protocolos, pero establece obligaciones generales en materia de conservación y uso sostenible de los recursos naturales, para la identificación y seguimiento de la diversidad biológica, para in situ y ex situ conservación, investigación y capacitación, así como educación y conciencia pública y EIA de actividades que puedan afectar la biodiversidad. También hay disposiciones generales relacionadas con el acceso a los recursos genéticos y el acceso y la transferencia de tecnología pertinente, incluida la biotecnología, así como el intercambio internacional de información y la cooperación.
Regulación del uso de los cursos de agua internacionales
La Convención de Helsinki de 1992 sobre la Protección y el Uso de los Cursos de Agua Transfronterizos y los Lagos Internacionales busca establecer marcos de cooperación para el monitoreo y la evaluación conjuntos, la investigación y el desarrollo comunes y el intercambio de información entre los estados ribereños. Impone deberes básicos a dichos estados para prevenir el control y reducir los impactos transfronterizos en dichos recursos compartidos, particularmente en lo que respecta a la contaminación del agua, a través de técnicas de gestión adecuadas, incluida la EIA y la planificación de contingencia, así como a través de la adopción de tecnología de bajo o nulo desperdicio y reducción de la contaminación de fuentes puntuales y difusas.
Los efectos transfronterizos de los accidentes industriales
El Convenio sobre los Efectos Transfronterizos de los Accidentes Industriales, también firmado en Helsinki en marzo de 1992, cubre la prevención, la preparación y la respuesta a los accidentes industriales que puedan tener un efecto transfronterizo. Las obligaciones principales son cooperar e intercambiar información con otras partes. El sistema detallado de trece anexos establece sistemas para identificar actividades peligrosas con implicaciones transfronterizas, para el desarrollo de EIA con una dimensión transfronteriza (de acuerdo con la Convención de Espoo de 1991, arriba) para decisiones sobre la ubicación de actividades potencialmente peligrosas. También prevé la preparación para emergencias y el acceso a la información para el público y las demás partes.
Conclusión
Como debería haber demostrado esta breve revisión, en las últimas dos décadas ha habido un cambio importante en la actitud de la comunidad mundial hacia la conservación y el manejo del medio ambiente. Parte de ese cambio ha sido un aumento sustancial en el número y el alcance de los instrumentos internacionales que abordan las preocupaciones ambientales. El gran número de instrumentos ha sido acompañado por nuevos principios e instituciones. El principio de quien contamina paga, el principio de precaución (Churchill y Freestone 1991; Freestone y Hey 1996) y la preocupación por los derechos de las generaciones futuras (Kiss, en Freestone y Hey 1996) se reflejan en las convenciones internacionales reseñadas anteriormente. El papel del Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente y las secretarías de tratados establecidas para dar servicio y monitorear el creciente número de regímenes de tratados lleva a los comentaristas a sugerir que el derecho ambiental internacional, como, por ejemplo, el derecho internacional de los derechos humanos, ha surgido como una nueva rama discreta. del derecho internacional (Freestone 1994). La CNUMAD desempeñó un papel importante en esto, ha establecido una agenda importante, gran parte de la cual sigue sin terminar. Todavía se necesitan protocolos detallados para agregar sustancia al marco de la Convención sobre el Cambio Climático y, posiblemente, también a la Convención sobre la Diversidad Biológica. La preocupación por el impacto ambiental de la pesca en alta mar llevó a la conclusión del Acuerdo de las Naciones Unidas sobre Poblaciones de Peces Transzonales y Poblaciones de Peces Altamente Migratorios en 1995. También se celebró en 1995 otra Conferencia de las Naciones Unidas sobre Fuentes Terrestres de Contaminación Marina, ahora acordada ser la causa de más del 70% de toda la contaminación de los océanos. Las dimensiones ambientales del comercio mundial, así como la deforestación y la desertificación, también son temas que deben abordarse en el futuro a nivel mundial mientras el progreso continúa aumentando nuestra conciencia sobre los impactos de las actividades humanas en los ecosistemas mundiales. El desafío para este derecho ambiental internacional emergente no es simplemente responder con un aumento en el número de instrumentos ambientales, sino también mejorar su impacto y efectividad.
El término utilizado como título de este artículo, evaluaciones de impacto ambiental, ahora se ha reemplazado cada vez más, pero no universalmente, con el término evaluaciones ambientales. Una revisión rápida del motivo de este cambio de nombre nos ayudará a definir la naturaleza esencial de la actividad descrita por estos nombres, y uno de los factores importantes detrás de la oposición o renuencia a usar la palabra impacto.
En 1970, la Ley de Política Ambiental Nacional (NEPA) se convirtió en ley en los Estados Unidos, estableciendo objetivos de política ambiental para el gobierno federal, centrándose en la necesidad de tener en cuenta los factores ambientales en la toma de decisiones. Por supuesto, es fácil establecer un objetivo de política, pero es más difícil lograrlo. Para asegurar que la Ley tuviera “fuerza”, los legisladores incorporaron una disposición que exige que el gobierno federal prepare una “Declaración de Impacto Ambiental” (EIS) para cualquier acción propuesta “que pueda afectar significativamente la calidad del medio ambiente humano”. El contenido de este documento debía ser considerado antes de tomar una decisión sobre si se debe iniciar la acción propuesta. El trabajo realizado para preparar el EIA se conoció como evaluación de impacto ambiental (EIA), porque involucró la identificación, predicción y evaluación de los impactos de la acción federal propuesta.
La palabra “impacto”, en inglés, lamentablemente no es un término positivo. Se piensa que un impacto es dañino (casi por definición). Por lo tanto, a medida que la práctica de la EIA se extendió más allá de los Estados Unidos a Canadá, Europa, el Sudeste Asiático y Australasia, muchos gobiernos y sus asesores querían alejarse de los aspectos negativos del impacto, y así nació el término evaluación ambiental (EA). EIA y EA son idénticos (excepto en los Estados Unidos y en los pocos países que han adoptado el sistema estadounidense, donde EIA y EA tienen significados precisos y diferentes). En este artículo solo se hará referencia a EIA, aunque debe recordarse que todos los comentarios se aplican por igual a EA, y ambos términos se usan internacionalmente.
Además del uso de la palabra impacto, el contexto en el que se aplicó la EIA (particularmente en los Estados Unidos y Canadá) también influyó en las percepciones de la EIA que eran (y en algunos casos aún son) comunes entre políticos, altos funcionarios gubernamentales funcionarios y “desarrolladores” del sector público y privado. Tanto en los Estados Unidos como en Canadá, la planificación del uso de la tierra era débil y la preparación de los EIS o los informes de EIA a menudo eran "secuestrados" por las partes interesadas y casi se convirtieron en actividades de elaboración de planes. Esto fomentó la producción de documentos grandes y de varios volúmenes que requerían mucho tiempo y eran costosos de producir y, por supuesto, ¡prácticamente imposibles de leer y actuar! A veces, los proyectos se retrasaron mientras toda esta actividad estaba en curso, lo que provocó irritación y costos financieros para los proponentes e inversores.
Además, en los primeros cinco a seis años de su funcionamiento, la NEPA dio lugar a muchos casos judiciales en los que los opositores del proyecto pudieron impugnar la idoneidad de los EIS por motivos técnicos y, a veces, de procedimiento. Una vez más, esto provocó muchos retrasos en los proyectos. Sin embargo, a medida que se ganó experiencia y se emitieron orientaciones más claras y estrictas, el número de casos que llegaron a los tribunales disminuyó significativamente.
Desafortunadamente, el efecto combinado de estas experiencias fue dar la clara impresión a muchos observadores externos de que la EIA era una actividad bien intencionada que, lamentablemente, salió mal y terminó siendo más un obstáculo que una ayuda para el desarrollo. Para muchas personas, parecía una actividad apropiada, si no del todo necesaria, para los países desarrollados autocomplacientes, pero para las naciones en vías de industrialización era un lujo costoso que en realidad no podían permitirse.
A pesar de la reacción adversa en algunos lugares, a nivel mundial la propagación de EIA ha resultado irresistible. A partir de 1970 en los Estados Unidos, EIA se extendió a Canadá, Australia y Europa. Varios países en desarrollo, por ejemplo, Filipinas, Indonesia y Tailandia, introdujeron procedimientos de EIA antes que muchos países de Europa occidental. Curiosamente, los diversos bancos de desarrollo, como el Banco Mundial, estuvieron entre las organizaciones más lentas en introducir la EIA en sus sistemas de toma de decisiones. De hecho, fue solo a fines de la década de 1980 y principios de la de 1990 cuando se pudo decir que los bancos y las agencias de ayuda bilateral alcanzaron al resto del mundo. No hay indicios de que el ritmo al que se están introduciendo leyes y reglamentos de EIA en los sistemas nacionales de toma de decisiones sea cada vez más lento. De hecho, luego de la “Cumbre de la Tierra” celebrada en Río de Janeiro en 1992, la EIA se ha utilizado cada vez más a medida que las agencias internacionales y los gobiernos nacionales intentan cumplir con las recomendaciones hechas en Río con respecto a la necesidad de un desarrollo sostenible.
¿Qué es EIA?
¿Cómo podemos explicar la creciente popularidad de la EIA? ¿Qué puede hacer por los gobiernos, los desarrolladores del sector público y privado, los trabajadores, sus familias y las comunidades en las que viven?
Antes de la EIA, los proyectos de desarrollo tales como carreteras, represas hidroeléctricas, puertos e instalaciones industriales se evaluaban sobre bases técnicas, económicas y, por supuesto, políticas. Dichos proyectos tienen ciertos objetivos económicos y sociales que alcanzar, y los decisores involucrados en la emisión de permisos, licencias u otro tipo de autorizaciones estaban interesados en saber si los proyectos los alcanzarían (dejando de lado aquellos proyectos concebidos y construidos con fines políticos como como prestigio). Esto requirió un estudio económico (generalmente un análisis de costo-beneficio) e investigaciones técnicas. Desafortunadamente, estos estudios no tuvieron en cuenta los efectos ambientales y, a medida que pasaba el tiempo, más y más personas se dieron cuenta del creciente daño causado al medio ambiente por tales proyectos de desarrollo. En muchos casos, los impactos ambientales y sociales no deseados generaron costos económicos; por ejemplo, la represa de Kariba en África (en la frontera entre Zambia y Zimbabue) resultó en el reasentamiento de muchas aldeas en áreas que no eran adecuadas para la agricultura tradicional practicada por la gente. En las áreas de reasentamiento, los alimentos escasearon y el gobierno tuvo que iniciar operaciones de suministro de alimentos de emergencia. Otros ejemplos de costos "adicionales" inesperados, así como daños ambientales, llevaron a una comprensión cada vez mayor de que las técnicas tradicionales de evaluación de proyectos necesitaban una dimensión adicional para reducir las posibilidades de impactos inesperados y no deseados.
La creciente concienciación entre gobiernos, organizaciones no gubernamentales (ONG) y miembros del público sobre las sanciones económicas inesperadas que podrían surgir de los grandes proyectos de desarrollo coincidió con un crecimiento paralelo en la comprensión global de la importancia del medio ambiente. En particular, la preocupación se centró en las implicaciones del aumento del crecimiento de la población y la consiguiente expansión de las actividades económicas, y si podría haber restricciones ambientales para dicho crecimiento. Se reconoció cada vez más la importancia de los procesos biogeoquímicos globales y de otro tipo para el mantenimiento del aire y el agua limpios, así como de los recursos renovables, como los alimentos y la madera. Como resultado, muchos estaban convencidos de que el medio ambiente ya no podía ser visto como un proveedor pasivo e incesante de bienes y un receptor de desechos humanos. Debe verse como una parte activa del proceso de desarrollo que, si se trata mal, puede reducir las posibilidades de alcanzar los objetivos de desarrollo. Esta comprensión ha llevado al desarrollo e implementación de una serie de procedimientos o prácticas para incorporar el medio ambiente en el proceso de desarrollo al considerar la medida en que podría dañarse o mejorarse. Uno de estos procedimientos es la EIA. El objetivo general es reducir el riesgo, para el homo sapiens en general y los grupos locales en particular, de que el daño ambiental tenga consecuencias potencialmente mortales, como hambrunas e inundaciones.
Básicamente, la EIA es un medio para identificar, predecir y evaluar los impactos ambientales de una acción de desarrollo propuesta y sus alternativas, antes de que se tome la decisión de implementarla. El objetivo es integrar la EIA en las actividades de estándar, prefactibilidad, factibilidad, evaluación y diseño que se llevan a cabo para probar si una propuesta cumplirá con sus objetivos. Al emprender el trabajo de EIA en paralelo con estos estudios, debería ser posible identificar, de manera temprana, los impactos adversos significativos (y aquellos que son beneficiosos) y “diseñar”, en la medida de lo posible, los impactos dañinos. Además, los beneficios pueden ser mejorados. El resultado de cualquier EIA debe ser una propuesta que, en su ubicación, diseño y método de construcción u operación, sea “amigable con el medio ambiente” en la medida en que sus implicaciones ambientales sean aceptables y es poco probable que cualquier deterioro ambiental cause dificultades. La EIA es, por tanto, una herramienta preventiva, y la medicina proporciona una analogía apropiada. En el campo de la medicina comunitaria es mejor, y económicamente más barato, prevenir la enfermedad que curarla. En el proceso de desarrollo, es mejor minimizar el daño ambiental (al mismo tiempo que se logran los objetivos económicos) que financiar costosas acciones de limpieza o rehabilitación después de que se haya producido el daño.
Aplicación de EIA
¿A qué tipos de actividades de desarrollo se aplica la EIA? No hay una respuesta estándar o correcta. Cada país decide el tipo y la escala de actividades que serán objeto de EIA; por ejemplo, un camino propuesto de 10 km en una pequeña isla tropical puede causar impactos significativos, pero un camino similar en un país grande, semiárido con baja densidad de población probablemente sería ambientalmente neutral. En todos los países, la EIA se aplica a proyectos de desarrollo “físico” según criterios nacionales; en algunos países, la EIA se aplica también a los planes, programas y políticas de desarrollo (como los programas de desarrollo sectorial para el suministro de energía y los planes nacionales de desarrollo) que pueden causar impactos ambientales significativos. Entre los países que aplican EIA a este tipo de actuaciones se encuentran Estados Unidos, Holanda y China. Sin embargo, tales países son la excepción a la práctica normal. La mayoría de las EIA se preparan para proyectos de desarrollo físico, aunque no hay duda de que las EIA “estratégicas” aumentarán en importancia en el futuro.
¿Qué tipos de impactos se analizan en los EIA? Una vez más, esto varía de un país a otro, pero en menor medida que en el caso de los tipos de actividades propuestas sujetas a EIA. La respuesta habitual que se da es impactos "ambientales", a lo que es probable que la respuesta inevitable sea: "Sí, pero ¿qué es 'ambiental'?" En general, la mayoría de las EIA se enfocan en el entorno biofísico, es decir, los impactos en factores tales como:
En algunos casos no se consideran otros impactos. Sin embargo, se han cuestionado las limitaciones de restringir la EIA a los impactos biofísicos y, cada vez más, las EIA se basan en un concepto amplio del medio ambiente e incluyen, cuando corresponde, impactos sobre:
Hay dos razones que ayudan a explicar esta definición más amplia de impactos “ambientales”. Primero, se ha encontrado que es social y políticamente inaceptable considerar los impactos de una propuesta en el ambiente biofísico y, al mismo tiempo, ignorar los efectos sociales, de salud y económicos en las comunidades y habitantes locales. Este tema ha sido dominante en los países desarrollados, especialmente aquellos que tienen sistemas débiles de planificación del uso de la tierra en los que se incorporan objetivos sociales y económicos.
En los países en desarrollo, este factor también existe y se le suma una explicación adicional y complementaria. La mayoría de la población de los países en desarrollo tiene un conjunto de relaciones directas con su entorno más estrechas y, en muchos sentidos, más complejas que en el caso de los países desarrollados. Esto significa que la forma en que las comunidades locales y sus miembros interactúan con su entorno puede cambiar debido a impactos ambientales, sociales y económicos. Por ejemplo, en localidades pobres, un proyecto nuevo e importante, como una central eléctrica de 2,400 MW, introducirá una fuente de nuevas oportunidades laborales e infraestructura social (escuelas, clínicas) para proporcionar la gran cantidad de mano de obra necesaria. Básicamente, los ingresos inyectados en la economía local hacen de la localidad de la central una isla de prosperidad en un mar de pobreza. Esto atrae a la gente pobre a la zona para tratar de mejorar su nivel de vida tratando de obtener un trabajo y utilizar las nuevas instalaciones. No todos tendrán éxito. Los que no lo consigan intentarán ofrecer servicios a los empleados, por ejemplo, suministrando leña o carbón. Esto causará estrés ambiental, a menudo en lugares distantes de la central eléctrica. Dichos impactos ocurrirán además de los impactos causados por la afluencia de trabajadores y sus familias que están empleados directamente en el sitio de la estación. Así, el principal efecto social inducido de un proyecto, la inmigración, provoca impactos ambientales. Si no se analizaran estas implicaciones socioeconómicas, los EIA correrían el riesgo de no lograr uno de sus objetivos principales, es decir, identificar, predecir, evaluar y mitigar los impactos ambientales biofísicos.
Prácticamente todas las EIA relacionadas con proyectos se centran en el entorno externo, es decir, el entorno fuera de los límites del sitio. Esto refleja la historia de EIA. Como se señaló anteriormente, tuvo sus orígenes en el mundo desarrollado. En estos países existe un marco legal sólido para la protección de la salud ocupacional y no era apropiado que la EIA se concentrara en el entorno laboral interno, así como en el entorno externo, ya que esto sería una duplicación de esfuerzos y un mal uso de los escasos recursos.
En muchos países en desarrollo, la situación opuesta suele ser la realidad. En tal contexto, parecería apropiado que las EIA, particularmente para las instalaciones industriales, consideren los impactos en el medio ambiente interno. El enfoque principal de considerar impactos tales como cambios en la calidad del aire interno y niveles de ruido es la salud de los trabajadores. Hay otros dos aspectos que son importantes aquí. En primer lugar, en los países pobres, la pérdida del sostén de la familia por enfermedad, lesión o muerte puede obligar a los demás miembros de la familia a explotar los recursos naturales para mantener los niveles de ingresos. Si varias familias se ven afectadas, los impactos acumulativos pueden ser localmente significativos. En segundo lugar, la salud de los miembros de la familia puede verse afectada, directamente, por los productos químicos que se introducen en el hogar en la ropa de los trabajadores. Por lo tanto, existe un vínculo directo entre los entornos interno y externo. La inclusión del ambiente interno en la EIA ha recibido poca atención en la literatura de la EIA y se destaca por su ausencia en las leyes, reglamentos y lineamientos de la EIA. Sin embargo, no existe una razón lógica o práctica por la cual, si las circunstancias locales son apropiadas, las EIA no deberían tratar los importantes temas de la salud de los trabajadores y las posibles implicaciones externas de un deterioro en el bienestar físico y mental de los trabajadores.
Costos y beneficios de las EIA
Quizás el problema más frecuente planteado por quienes se oponen a la EIA o son neutrales con respecto a ella se refiere al costo. La preparación de los EIS requiere tiempo y recursos y, al final, esto significa dinero. Por lo tanto, es importante considerar los aspectos económicos de la EIA.
Los costos principales de introducir procedimientos de EIA en un país recaen sobre los inversionistas o proponentes del proyecto y el gobierno central o local (dependiendo de la naturaleza de los procedimientos). En prácticamente todos los países, los inversionistas o proponentes de proyectos pagan por la preparación de las EIA para sus proyectos. De manera similar, los iniciadores (generalmente agencias gubernamentales) de estrategias de inversión sectorial y planes de desarrollo regional pagan por sus EIA. La evidencia de los países desarrollados y en vías de desarrollo indica que el costo de preparar EIA oscila entre el 0.1 % y el 1 % del costo de capital de un proyecto. Esta proporción puede aumentar cuando se toman en cuenta las medidas de mitigación recomendadas en los EIA. El costo depende del tipo de mitigación recomendada. Obviamente, el reasentamiento de 5,000 familias de manera que se mantenga su nivel de vida es un ejercicio relativamente costoso. En tales casos, los costos del EIA y las medidas de mitigación pueden aumentar entre el 15 y el 20 % del costo de capital. En otros casos puede estar entre el 1 y el 5%. Tales cifras pueden parecer excesivas e indicar que la EIA es una carga financiera. No hay duda de que la EIA cuesta dinero, pero según la experiencia del autor, ningún proyecto importante se ha detenido debido a los costos de preparación de la EIA, y solo en unos pocos casos los proyectos se han vuelto antieconómicos debido a los costos de las medidas de mitigación necesarias.
Los procedimientos de EIA también imponen costos a los gobiernos centrales o locales que surgen del personal y otros recursos que deben destinarse a administrar el sistema y procesar y revisar los EIA. Nuevamente, el costo depende de la naturaleza del procedimiento y de cuántos EIS se producen por año. El autor no tiene conocimiento de ningún cálculo que intente proporcionar una cifra promedio para este costo.
Volviendo a nuestra analogía médica, la prevención de enfermedades requiere una inversión inicial significativa para garantizar beneficios dispersos futuros y posiblemente a largo plazo en términos de salud de la población, y la EIA no es diferente. Los beneficios financieros pueden examinarse desde la perspectiva del proponente, así como del gobierno y la sociedad en general. El proponente puede beneficiarse de varias maneras:
No todos estos funcionarán en todos los casos, pero es útil considerar las formas en que los ahorros pueden acumularse para el proponente.
En todos los países se necesitan varios permisos, permisos y autorizaciones antes de que se pueda implementar y operar un proyecto. Los procedimientos de autorización toman tiempo, y esto puede extenderse si hay oposición a un proyecto y no existe un mecanismo formal mediante el cual se puedan identificar, considerar e investigar las inquietudes. Parece haber pocas dudas de que los días en que las poblaciones pasivas daban la bienvenida a todo desarrollo como signos de inevitable progreso económico y social están casi terminados. Todos los proyectos están sujetos a un creciente escrutinio local, nacional e internacional; por ejemplo, la continua oposición en la India al complejo de represas Sardar Sarovar (Narmada).
En este contexto, la EIA proporciona un mecanismo para abordar, si no eliminar, las preocupaciones del público. Los estudios en países desarrollados (como el Reino Unido) han demostrado el potencial de la EIA para reducir la probabilidad de demoras en la obtención de autorizaciones, ¡y el tiempo es oro! De hecho, un estudio realizado por British Gas a fines de la década de 1970 mostró que el tiempo promedio necesario para obtener la autorización era más corto con EIA que para proyectos similares sin EIA.
Se han mencionado los costos adicionales de la mitigación, pero vale la pena considerar la situación opuesta. Para las instalaciones que producen uno o más flujos de desechos, la EIA puede identificar medidas de mitigación que reduzcan la carga de desechos mediante el uso de procesos de recuperación o reciclaje. En el primer caso, la recuperación de un componente de un flujo de desechos podría permitir al proponente venderlo (si hay un mercado disponible) y cubrir los costos del proceso de recuperación o incluso obtener una ganancia. El reciclaje de un elemento como el agua puede reducir el consumo, abaratando así el gasto en insumos de materia prima.
Si una EIA se ha centrado en el entorno interno, entonces las condiciones de trabajo deberían ser mejores que las que hubieran sido sin la EIA. Un lugar de trabajo más limpio y seguro reduce el descontento, las enfermedades y las ausencias de los trabajadores. Es probable que el efecto general sea una fuerza laboral más productiva, lo que nuevamente es un beneficio financiero para el proponente u operador.
Finalmente, la opción preferida seleccionada únicamente con criterios técnicos y económicos puede, de hecho, no ser la mejor alternativa. En Botswana, se seleccionó un sitio para almacenar agua antes de transportarla a Gaborone (la capital). Se implementó una EIA y se encontró, al principio del trabajo de la EIA, que los impactos ambientales serían significativamente adversos. Durante el trabajo de inspección, el equipo de EIA identificó un sitio alternativo que se les dio permiso para incluir en la EIA. La comparación del sitio alternativo mostró que los impactos ambientales de la segunda opción fueron mucho menos severos. Los estudios técnicos y económicos demostraron que el sitio cumplía con los criterios técnicos y económicos. De hecho, se encontró que el segundo sitio podría cumplir con los objetivos de desarrollo originales con menos daño ambiental y costar un 50% menos para construir (UICN y Gobierno de la República de Botswana, sin fecha). Como era de esperar, se ha implementado la segunda opción, en beneficio no solo del proponente (una organización paraestatal) sino de toda la población contribuyente de Botswana. Es probable que tales ejemplos sean poco comunes, pero indican la oportunidad que brinda el trabajo de EIA para "probar" varias opciones de desarrollo.
Los principales beneficios de los procedimientos de EIA están dispersos entre los componentes de la sociedad, como el gobierno, las comunidades y los individuos. Al prevenir el deterioro ambiental inaceptable, la EIA ayuda a mantener los “procesos vitales” esenciales de los que dependen todas las vidas y actividades humanas. Este es un beneficio a largo plazo y disperso. En casos específicos, la EIA puede evitar daños ambientales localizados que requerirían medidas correctivas (generalmente costosas) en una fecha posterior. El costo de las medidas correctivas generalmente recae en el gobierno local o central y no en el proponente u operador de la instalación que causó el daño.
Los acontecimientos recientes, especialmente desde la “Cumbre de la Tierra” de Río, están cambiando lentamente los objetivos de las actividades de desarrollo. Hasta hace poco, los objetivos del desarrollo eran mejorar las condiciones económicas y sociales en un área específica. Cada vez más, el logro de criterios u objetivos de “sostenibilidad” está ocupando un lugar central en la jerarquía tradicional de objetivos (que aún siguen siendo relevantes). La introducción de la sustentabilidad como un objetivo importante, si aún no primario, en el proceso de desarrollo tendrá una profunda influencia en la existencia futura del debate estéril de “empleos versus medio ambiente” que ha sufrido la EIA. Este debate tenía algún significado cuando el medio ambiente estaba fuera del proceso de desarrollo y mirando hacia adentro. Ahora el medio ambiente se está volviendo central y el debate se centra en los mecanismos para vincular empleos y un medio ambiente saludable de manera sostenible. La EIA todavía tiene una contribución crucial y creciente que hacer como uno de los mecanismos importantes para avanzar hacia la sostenibilidad y lograrla.
La necesidad de salvaguardar el medio ambiente para las generaciones futuras hace necesario no solo discutir los problemas ambientales emergentes, sino avanzar en la identificación de estrategias que sean rentables y ambientalmente racionales para resolverlos y tomar acciones para hacer cumplir las medidas que resulten de ellos. tal discusión. Existe amplia evidencia de que mejorar el estado del medio ambiente, así como establecer políticas para sostener el medio ambiente, debe tener una mayor prioridad dentro de esta generación y las siguientes. Si bien los gobiernos, los grupos ambientalistas, la industria, los académicos y el público en general sostienen comúnmente esta creencia, existe un debate considerable sobre cómo lograr mejores condiciones ambientales sin sacrificar los beneficios económicos actuales. Además, la protección del medio ambiente se ha convertido en un tema de gran importancia política, y garantizar la estabilidad ecológica se ha colocado en la cima de muchas agendas políticas.
Los esfuerzos pasados y presentes para proteger el medio ambiente se caracterizan en gran medida como enfoques de un solo tema. Cada problema se ha tratado caso por caso. Con respecto a los problemas causados por la contaminación puntual de emisiones fácilmente identificables, esta fue una forma efectiva de reducir los impactos ambientales. Hoy en día, la situación es más compleja. Gran parte de la contaminación ahora se origina en una gran cantidad de fuentes difusas que se transportan fácilmente de un país a otro. Además, cada uno de nosotros contribuye a esta carga total de contaminación ambiental a través de nuestros patrones de vida diarios. Las diferentes fuentes no puntuales son difíciles de identificar y la forma en que interactúan para impactar el medio ambiente no se conoce bien.
Es muy probable que los crecientes problemas ambientales de carácter más complejo y global impliquen grandes implicaciones para varios sectores de la sociedad en la aplicación de acciones correctivas. Para poder desempeñar un papel en la protección del medio ambiente, todos los actores que participan en el proceso: científicos, sindicatos, organizaciones no gubernamentales, empresas y organismos de autoridad a nivel nacional y gubernamental, así como los medios de comunicación. Por lo tanto, es importante que todas las áreas de interés sectorial se coordinen en sus ambiciones ambientales, para lograr las interacciones y respuestas necesarias a las soluciones propuestas. Es probable que pueda haber una opinión unánime con respecto a los objetivos últimos de una mejor calidad ambiental. Sin embargo, es igualmente probable que exista desacuerdo sobre el ritmo, los medios y el tiempo necesarios para alcanzarlos.
La protección del medio ambiente se ha convertido en un tema estratégico de creciente importancia para la industria y el sector empresarial, tanto en el emplazamiento de plantas como en el desempeño técnico de procesos y productos. Los industriales están cada vez más interesados en poder observar de manera integral las consecuencias ambientales de sus operaciones. La legislación ya no es el único factor de dimensionamiento tras la creciente importancia de las cuestiones ambientales relacionadas con los productos. Los conceptos de desarrollo de productos ambientalmente racionales y productos ecológicos o “verdes” están adquiriendo una mayor aceptación entre productores y consumidores.
De hecho, este es un gran desafío para la industria; sin embargo, los criterios ambientales a menudo no se consideran al comienzo del diseño de un producto, cuando puede ser más fácil evitar impactos adversos. Hasta hace poco, la mayoría de los impactos ambientales se reducían a través de controles finales y diseño de procesos en lugar de diseño de productos. Como resultado, muchas empresas dedican demasiado tiempo a solucionar problemas en lugar de prevenirlos. Sin embargo, se necesita mucho trabajo para desarrollar un enfoque adecuado y aceptado para incorporar los impactos ambientales en las diversas etapas de producción y actividades industriales, desde la adquisición y fabricación de la materia prima hasta el uso y la eliminación final del producto.
El único concepto conocido para hacer frente a todos estos nuevos problemas complejos parece ser un enfoque del ciclo de vida del problema. Las evaluaciones del ciclo de vida (LCA) han sido ampliamente reconocidas como una herramienta de gestión ambiental para el futuro, ya que los problemas relacionados con los productos asumen un papel más central en el debate público. Aunque las LCA prometen ser una herramienta valiosa para los programas sobre estrategias de producción más limpia y diseño para el medio ambiente, el concepto es relativamente nuevo y requerirá refinamiento futuro para ser aceptado como una herramienta general para el desarrollo de procesos y productos ambientalmente racionales.
El marco empresarial para la evaluación del ciclo de vida
El necesario nuevo enfoque de la protección ambiental en el sector empresarial, para mirar los productos y servicios en su totalidad, debe estar ligado al desarrollo de un enfoque común, sistemático y estructurado que permita tomar decisiones relevantes y establecer prioridades. Dicho enfoque debe ser flexible y ampliable para cubrir diversas situaciones de toma de decisiones en la industria, así como nuevos aportes a medida que avanza la ciencia y la tecnología. Sin embargo, debe basarse en algunos principios y cuestiones básicos, por ejemplo: identificación de problemas, estudio de medidas correctivas, análisis de costo/beneficio y valoración y evaluación final (figura 1).
Figura 1. Esquema de pasos consecutivos para establecer prioridades en las decisiones sobre medidas de protección ambiental en la industria
La identificación del problema debe resaltar los diferentes tipos de problemas ambientales y sus causas. Estos juicios son multidimensionales, teniendo en cuenta varias condiciones de fondo. De hecho, existe una estrecha relación entre el entorno de trabajo y el entorno externo. Por lo tanto, la ambición de salvaguardar el medio ambiente debe incluir dos dimensiones: minimizar la carga sobre el entorno externo resultante de todo tipo de actividades humanas y promover el bienestar de los empleados en términos de un entorno de trabajo bien planificado y seguro.
Un estudio de posibles medidas correctivas debe incluir todas las alternativas prácticas disponibles para minimizar tanto las emisiones contaminantes como el uso de recursos naturales no renovables. Las soluciones técnicas deben describirse, si es posible, dando su valor esperado tanto en la reducción del uso de recursos y cargas de contaminación como en términos monetarios. El análisis de costo/beneficio tiene como objetivo producir una lista de prioridades comparando los diferentes enfoques identificados de medidas correctivas desde la perspectiva de las especificaciones del producto y los requisitos que deben cumplirse, la viabilidad económica y la eficiencia ecológica. Sin embargo, la experiencia ha demostrado que a menudo surgen grandes dificultades cuando se trata de expresar los activos ambientales en términos monetarios.
La fase de valoración y evaluación debe considerarse como una parte integral del procedimiento de establecimiento de prioridades para dar la información necesaria para el juicio final de la eficacia de las medidas correctivas sugeridas. El ejercicio continuo de valoración y evaluación posterior a cualquier medida que se implemente o se haga cumplir brindará retroalimentación adicional para la optimización de un modelo de decisión general para las estrategias ambientales prioritarias para la decisión del producto. El valor estratégico de tal modelo probablemente aumentará en la industria cuando se haga gradualmente evidente que las prioridades ambientales podrían ser una parte igualmente importante del procedimiento de planificación futura para nuevos procesos o productos. Dado que el LCA es una herramienta para identificar las emisiones al medio ambiente y evaluar los impactos asociados causados por un proceso, producto o actividad, probablemente sirva como el principal vehículo para la industria en su búsqueda de modelos prácticos y fáciles de usar para la toma de decisiones ambientalmente racionales. desarrollo de productos.
Concepto de evaluación del ciclo de vida
El concepto de LCA es evaluar los efectos ambientales asociados con cualquier actividad determinada desde la recolección inicial de materia prima de la tierra hasta el punto en el que todos los residuos se devuelven a la tierra. Por lo tanto, el concepto se refiere a menudo como una evaluación "de la cuna a la tumba". Si bien la práctica de realizar estudios del ciclo de vida ha existido desde principios de la década de 1970, ha habido pocos intentos completos de describir el procedimiento completo de una manera que facilite la comprensión del proceso general, los requisitos de datos subyacentes, las suposiciones inherentes y las posibilidades de hacer un uso práctico de la metodología. Sin embargo, desde 1992 se han publicado varios informes centrados en la descripción de las distintas partes de un ACV desde un punto de vista teórico (Heijungs 1992; Vigon et al. 1992; Keoleian y Menerey 1993; Canadian Standards Association 1993; Society of Environmental Toxicology and Chemistry). 1993). Se han publicado algunas guías y manuales prácticos que abordan las perspectivas específicas de los diseñadores de productos para hacer un uso práctico de un LCA completo en el desarrollo de productos ambientalmente racionales (Ryding 1996).
El LCA se ha definido como un proceso objetivo para evaluar las cargas ambientales asociadas con un proceso, producto, actividad o sistema de servicio al identificar y cuantificar la energía y los materiales utilizados y liberados al medio ambiente para evaluar el impacto de esos usos de energía y materiales y liberaciones al medio ambiente, y evaluar e implementar oportunidades para efectuar mejoras ambientales. La evaluación incluye todo el ciclo de vida del proceso, producto, actividad o sistema de servicio, abarcando la extracción y procesamiento de materias primas, fabricación, transporte y distribución, uso, reutilización, mantenimiento, reciclaje y disposición final.
Los principales objetivos de llevar a cabo el ACV son proporcionar una imagen lo más completa posible de las interacciones de una actividad con el medio ambiente, contribuir a la comprensión de la naturaleza general e interdependiente de las consecuencias ambientales de las actividades humanas y proporcionar a los responsables de la toma de decisiones información que identifica oportunidades de mejora ambiental.
El marco metodológico del LCA es un ejercicio de cálculo por etapas que consta de cuatro componentes: definición y alcance de la meta, análisis de inventario, evaluación e interpretación del impacto. Como un componente de una metodología más amplia, ninguno de estos componentes por sí solo puede describirse como un LCA. LCA debe incluir los cuatro. En muchos casos, los estudios de ciclo de vida se centran en el análisis de inventario y generalmente se denominan LCI (inventario de ciclo de vida).
La definición de objetivos y el alcance consisten en una definición del propósito y el sistema del estudio: su alcance, la definición de la unidad funcional (la medida del rendimiento que ofrece el sistema) y el establecimiento de un procedimiento para garantizar la calidad de los resultados.
Al iniciar un estudio de LCA, es de vital importancia definir claramente el objetivo del estudio, preferiblemente en términos de una declaración clara e inequívoca de la razón para llevar a cabo el LCA y el uso previsto de los resultados. Una consideración clave es decidir si los resultados deben usarse para aplicaciones internas de la empresa para mejorar el desempeño ambiental de un proceso industrial o un producto, o si los resultados deben usarse externamente, por ejemplo, para influir en las políticas públicas o las elecciones de compra de los consumidores. .
Si no se establece de antemano una meta y un propósito claros para el estudio de ACV, el análisis de inventario y la evaluación de impacto pueden ser exagerados, y los resultados finales pueden no usarse adecuadamente para tomar decisiones prácticas. Definir si los resultados deben centrarse en las cargas ambientales, un problema ambiental específico o una evaluación de impacto ambiental holística aclarará directamente si se debe realizar un análisis de inventario, una clasificación/caracterización o una valoración (figura 2). Es importante hacer que todos los componentes LCA consecutivos sean "visibles" para que sea más fácil para cualquier usuario elegir el nivel de complejidad que desea usar.
Figura 2. Propósitos y completitud de la evaluación del ciclo de vida
En muchos programas generales de estrategias de producción más limpia, diseño para el medio ambiente o desarrollo de productos ambientalmente racionales, el objetivo principal suele ser reducir el impacto ambiental general durante el ciclo de vida de un producto. Para cumplir con estas demandas, a veces es necesario llegar a una forma altamente agregada de evaluación de impacto ambiental que a su vez enfatiza la necesidad de identificar un enfoque de valoración generalmente aceptado para un sistema de puntuación para sopesar los diferentes efectos ambientales entre sí.
El alcance de un LCA define el sistema, los límites, los requisitos de datos, los supuestos y las limitaciones. El alcance debe definirse lo suficientemente bien como para garantizar que la amplitud y la profundidad del análisis sean compatibles y suficientes para abordar el propósito declarado y todos los límites, y que los supuestos se establezcan claramente, sean comprensibles y visibles. Sin embargo, dado que un LCA es un proceso iterativo, puede ser recomendable en algunos casos no fijar permanentemente todos los aspectos incluidos en el alcance. Se recomienda el uso de análisis de sensibilidad y error para posibilitar las sucesivas pruebas y validaciones del propósito y alcance del estudio ACV versus los resultados obtenidos, con el fin de realizar correcciones y establecer nuevos supuestos.
El análisis de inventario es un proceso objetivo basado en datos para cuantificar los requisitos de energía y materia prima, las emisiones al aire, los efluentes transportados por el agua, los desechos sólidos y otras liberaciones ambientales a lo largo del ciclo de vida de un proceso, producto, actividad o sistema de servicio (figura 3).
Figura 3. Elementos paso a paso en un análisis de inventario de ciclo de vida.
El cálculo de entradas y salidas en el análisis de inventario se refiere al sistema definido. En muchos casos, las operaciones de procesamiento producen más de un resultado y es importante dividir un sistema tan complejo en una serie de subprocesos separados, cada uno de los cuales produce un solo producto. Durante la producción de un material de construcción, se producen emisiones contaminantes en cada subproceso, desde la adquisición de la materia prima hasta el producto final. El proceso de producción total puede ilustrarse mediante un “árbol de procesos” donde el tallo puede verse como la cadena principal de flujo de materiales y energía, mientras que las ramas pueden ilustrar subprocesos y las hojas las cifras específicas sobre emisiones contaminantes, etc. . Cuando se suman, estos subprocesos tienen las características totales del sistema único original de coproductos.
Para estimar la precisión de los datos obtenidos en el análisis de inventario, se recomienda un análisis de sensibilidad y error. Por lo tanto, todos los datos utilizados deben estar "etiquetados" con información relevante no solo en cuanto a confiabilidad sino también fuente, origen, etc., para facilitar la futura actualización y refinamiento de los datos (los llamados metadatos). El uso de un análisis de sensibilidad y error identificará los datos clave de gran importancia para el resultado del estudio LCA que pueden necesitar más esfuerzos para aumentar su confiabilidad.
La evaluación de impacto es un proceso técnico, cualitativo y/o cuantitativo para caracterizar y evaluar los efectos de la carga ambiental identificada en el componente del inventario. La evaluación debe abordar las consideraciones ecológicas y de salud humana, así como otros efectos, como las modificaciones del hábitat y la contaminación acústica. El componente de evaluación de impacto podría caracterizarse como tres pasos consecutivos: clasificación, caracterización y valoración, todos los cuales interpretan los efectos de las cargas ambientales identificadas en el análisis del inventario, en diferentes niveles agregados (figura 4). La clasificación es el paso en el que los análisis del inventario se agrupan en varias categorías de impacto; la caracterización es el paso en el que se lleva a cabo el análisis y la cuantificación y, cuando es posible, se lleva a cabo la agregación de los impactos dentro de las categorías de impacto dadas; la valoración es el paso en el que se ponderan los datos de las diferentes categorías de impacto específicas para que puedan compararse entre sí para llegar a una mayor interpretación y agregación de los datos de la evaluación de impacto.
Figura 4. Marco conceptual para el nivel sucesivo de agregación de datos en el componente de evaluación de impacto
En el paso de clasificación, los impactos pueden agruparse en las áreas de protección general de agotamiento de recursos, salud ecológica y salud humana. Estas áreas pueden dividirse además en categorías de impacto específicas, centrándose preferiblemente en el proceso ambiental involucrado, para permitir una perspectiva consistente con el conocimiento científico actual sobre estos procesos.
Hay varios enfoques para la caracterización: para relacionar los datos con concentraciones sin efecto observable o con estándares ambientales, para modelar tanto la exposición como los efectos y aplicar estos modelos en un lugar específico, o para usar factores de equivalencia para las diferentes categorías de impacto. Otro enfoque es normalizar los datos agregados para cada categoría de impacto a la magnitud real de los impactos en un área determinada, para aumentar la comparabilidad de los datos de las diferentes categorías de impacto.
La valoración, con el objetivo de agregar aún más los datos de la evaluación de impacto, es el componente del ACV que probablemente ha generado los debates más acalorados. Se afirma que algunos enfoques, a menudo denominados técnicas de teoría de la decisión, tienen el potencial de hacer de la valoración un método explícito y racional. Los principios de valoración pueden basarse en juicios científicos, políticos o sociales, y actualmente existen enfoques disponibles que cubren las tres perspectivas. De especial importancia es el uso de análisis de sensibilidad y error. El análisis de sensibilidad permite la identificación de aquellos criterios de valoración seleccionados que pueden cambiar la prioridad resultante entre dos alternativas de proceso o producto debido a las incertidumbres en los datos. El análisis de errores se puede utilizar para indicar la probabilidad de que un producto alternativo sea más benigno para el medio ambiente que un producto de la competencia.
Muchos opinan que las valoraciones deben basarse en gran medida en información sobre valores y preferencias sociales. Sin embargo, nadie ha definido todavía los requisitos específicos que debe cumplir un método de valoración fiable y generalmente aceptado. La figura 5 enumera algunos de estos requisitos específicos de valor potencial. Sin embargo, debe enfatizarse claramente que cualquier sistema de valoración para evaluar la “gravedad” de los impactos ambientales de cualquier actividad humana debe basarse en gran medida en juicios de valor subjetivos. Para tales valoraciones, probablemente no sea posible establecer criterios que sean sostenibles en todas las situaciones en todo el mundo.
Figura 5. Lista de requisitos sugeridos que se deben cumplir para un método de valoración LCA
La interpretación de los resultados es una evaluación sistemática de las necesidades y oportunidades para reducir la carga ambiental asociada con el uso de energía y materias primas y las emisiones de desechos a lo largo de todo el ciclo de vida de un producto, proceso o actividad. Esta evaluación puede incluir medidas cuantitativas y cualitativas de mejoras, como cambios en el diseño del producto, uso de materias primas, procesamiento industrial, demandas de los consumidores y gestión de residuos.
La interpretación de los resultados es el componente de un LCA en el que se identifican y evalúan las opciones para reducir los impactos ambientales o las cargas de los procesos o productos en estudio. Se ocupa de la identificación, evaluación y selección de opciones para mejorar los procesos y el diseño de productos, es decir, el rediseño técnico de un proceso o producto para minimizar la carga ambiental asociada mientras cumple la función prevista y las características de desempeño. Es importante orientar al tomador de decisiones sobre los efectos de las incertidumbres existentes en los antecedentes y los criterios utilizados para lograr los resultados, para disminuir el riesgo de sacar conclusiones falsas sobre los procesos y productos en estudio. Nuevamente, se necesita un análisis de sensibilidad y error para ganar credibilidad para la metodología LCA, ya que proporciona al tomador de decisiones información sobre (1) parámetros y suposiciones clave, que pueden necesitar ser considerados y refinados más a fondo para fortalecer las conclusiones, y ( 2) la significación estadística de la diferencia calculada en la carga ambiental total entre las alternativas de proceso o producto.
El componente de interpretación ha sido identificado como la parte de un LCA que está menos documentada. Sin embargo, los resultados preliminares de algunos grandes estudios de LCA llevados a cabo como esfuerzos integrales por parte de académicos, firmas de consultoría y muchas empresas indicaron que, desde una perspectiva general, las cargas ambientales significativas de los productos parecen estar relacionadas con el uso del producto (figura 6) . Por lo tanto, parece existir potencial para que las iniciativas motivadas por la industria minimicen los impactos ambientales a través del desarrollo de productos.
Figura 6. Resumen de algunas experiencias generales sobre en qué parte del ciclo de vida de los productos se producen las principales cargas ambientales
Un estudio sobre experiencias internacionales de desarrollo de productos ambientalmente racionales basado en LCA (Ryding 1994) indicó que las aplicaciones generales prometedoras de LCA parecen ser (1) para uso interno de las corporaciones para formar la base para brindar orientación en la planificación estratégica a largo plazo con respecto al producto diseño, sino también (2) hasta cierto punto para uso de las agencias y autoridades reguladoras para adaptarse a los propósitos generales de la planificación social y la toma de decisiones. Mediante el desarrollo y el uso de la información de LCA sobre los efectos ambientales que son tanto "aguas arriba" como "aguas abajo" de la actividad particular bajo escrutinio, se puede crear un nuevo paradigma para basar las decisiones tanto en la gestión corporativa como en la formulación de políticas regulatorias.
Conclusión
El conocimiento sobre las amenazas humanas al medio ambiente parece crecer más rápido que nuestra capacidad para resolverlas. Por lo tanto, las decisiones en el ámbito ambiental a menudo deben tomarse con mayor incertidumbre que en otras áreas. Además, suelen existir márgenes de seguridad muy reducidos. El conocimiento ecológico y técnico actual no siempre es suficiente para ofrecer una estrategia completa e infalible para salvaguardar el medio ambiente. No es posible obtener una comprensión completa de todas las respuestas ecológicas al estrés ambiental antes de tomar medidas. Sin embargo, la ausencia de evidencia científica completa e irrefutable no debe desalentar la toma de decisiones y la implementación de programas de reducción de la contaminación. No es posible esperar hasta que todas las cuestiones ecológicas estén fundamentadas científicamente antes de tomar medidas; el daño que puede resultar de tales demoras podría ser irreversible. Por lo tanto, el significado y el alcance de la mayoría de los problemas ya se conocen lo suficiente como para justificar la acción y, en muchos casos, se dispone de conocimientos suficientes para iniciar medidas correctivas eficaces para la mayoría de los problemas ambientales.
La evaluación del ciclo de vida ofrece un nuevo concepto para hacer frente a los complejos problemas ambientales del futuro. Sin embargo, no hay atajos ni respuestas sencillas a todas las preguntas planteadas. La rápida adopción de un enfoque holístico para combatir los problemas ambientales probablemente identificará muchas lagunas en nuestro conocimiento sobre los nuevos aspectos que deben abordarse. Además, los datos disponibles que pueden utilizarse están destinados en muchos casos a otros fines. A pesar de todas las dificultades, no hay argumento para esperar a usar LCA hasta que mejore. De ninguna manera es difícil encontrar dificultades e incertidumbres en el concepto actual de LCA, si uno quiere usar tales argumentos para justificar la falta de voluntad para realizar un LCA. Uno tiene que decidir si vale la pena buscar un enfoque holístico del ciclo de vida de los aspectos ambientales a pesar de todas las dificultades. Cuanto más se utilice el ACV, más conocimiento se obtendrá sobre su estructura, función y aplicabilidad, lo que será la mejor garantía de retroalimentación para asegurar su sucesiva mejora.
Hacer uso de LCA hoy puede ser más una cuestión de voluntad y ambición que de conocimiento indiscutible. La idea general de LCA debería ser hacer el mejor uso del conocimiento científico y técnico actual y hacer uso del resultado de una manera inteligente y humilde. Lo más probable es que este enfoque gane credibilidad.
El gobierno, la industria y la comunidad reconocen la necesidad de identificar, evaluar y controlar los riesgos industriales (ocupacionales y públicos) para las personas y el medio ambiente. La conciencia de los peligros y de los accidentes que pueden resultar en una pérdida significativa de vidas y propiedades ha llevado al desarrollo y aplicación de enfoques, métodos y herramientas sistemáticos para la evaluación y comunicación de riesgos.
El proceso de evaluación de riesgos implica: la descripción del sistema, la identificación de peligros y el desarrollo de escenarios de accidentes y resultados para eventos asociados con una operación de proceso o una instalación de almacenamiento; la estimación de los efectos o consecuencias de tales eventos peligrosos en las personas, la propiedad y el medio ambiente; la estimación de la probabilidad o posibilidad de que tales eventos peligrosos ocurran en la práctica y de sus efectos, teniendo en cuenta los diferentes controles y prácticas de riesgos operativos y organizacionales; la cuantificación de los niveles de riesgo resultantes fuera de los límites de la planta, tanto en términos de consecuencias como de probabilidades; y la evaluación de dichos niveles de riesgo por referencia a criterios de riesgo cuantificados.
El proceso de evaluación del riesgo cuantificado es de naturaleza probabilística. Debido a que los accidentes mayores pueden ocurrir o no durante toda la vida útil de una planta o un proceso, no es apropiado basar el proceso de evaluación en las consecuencias de los accidentes de forma aislada. Debería tenerse en cuenta la posibilidad o probabilidad de que tales accidentes ocurran realmente. Tales probabilidades y los niveles de riesgo resultantes deberían reflejar el nivel de control de diseño, operativo y organizativo disponible en la planta. Hay una serie de incertidumbres asociadas con la cuantificación del riesgo (p. ej., modelos matemáticos para la estimación de consecuencias, establecimiento de probabilidades para diferentes escenarios de accidentes, efectos de probabilidad de tales accidentes). El proceso de evaluación de riesgos debe, en todos los casos, exponer y reconocer dichas incertidumbres.
El principal valor del proceso de evaluación de riesgos cuantificados no debe residir en el valor numérico de los resultados (en forma aislada). El proceso de evaluación en sí brinda importantes oportunidades para la identificación sistemática de peligros y la evaluación de riesgos. El proceso de evaluación de riesgos proporciona la identificación y el reconocimiento de peligros y permite la asignación de recursos pertinentes y apropiados para el proceso de control de peligros.
Los objetivos y usos del proceso de identificación de peligros (HIP) determinarán a su vez el alcance del análisis, los procedimientos y métodos apropiados, y el personal, la experiencia, la financiación y el tiempo necesarios para el análisis, así como la documentación asociada necesaria. La identificación de peligros es un procedimiento eficiente y necesario para ayudar a los analistas de riesgos y la toma de decisiones para la evaluación de riesgos y la gestión de la seguridad y salud en el trabajo. Se pueden identificar varios objetivos principales:
El primer objetivo general apunta a ampliar la comprensión general de los problemas y situaciones importantes que pueden afectar el proceso de análisis de riesgos para plantas y procesos individuales; la sinergia de los peligros individuales al nivel de estudio del área tiene un significado especial. Se pueden identificar problemas de diseño y operativos y se puede considerar un esquema de clasificación de peligros.
El segundo objetivo contiene elementos de evaluación de riesgos y se ocupa del desarrollo de escenarios de accidentes y la interpretación de los resultados. La evaluación de las consecuencias de varios accidentes y la propagación de su impacto en el tiempo y el espacio tiene especial importancia en la fase de identificación de peligros.
El tercer objetivo tiene como objetivo proporcionar información que luego pueda ayudar en los pasos posteriores en la evaluación de riesgos y la gestión de la seguridad de las operaciones de la planta. Esto puede tomar la forma de mejorar las especificaciones del escenario para el análisis de riesgos o identificar las medidas de seguridad apropiadas para cumplir con los criterios de riesgo dados (p. ej., individual o social), o asesoramiento para la preparación para emergencias y la gestión de accidentes.
Después de definir los objetivos, la definición del alcance del estudio del PAI es el segundo elemento más relevante en la gestión, organización e implementación del PAI. El alcance del HIP en un estudio complejo de evaluación de riesgos se puede describir principalmente en términos de los siguientes parámetros: (1) fuentes potenciales de peligros (por ejemplo, emisiones radiactivas, sustancias tóxicas, incendios, explosiones); (2) estados de daño de la planta o del proceso; (3) eventos iniciadores; (4) posibles consecuencias; y (5) priorización de peligros. Los factores relevantes que determinan la medida en que estos parámetros se incluyen en el HIP son: (a) los objetivos y usos previstos del HIP; (b) la disponibilidad de información y datos apropiados; yc) los recursos y la experiencia disponibles. La identificación de peligros requiere la consideración de toda la información relevante sobre la instalación (p. ej., planta, proceso). Esto podría incluir típicamente: diseño del sitio y de la planta; información detallada del proceso en forma de diagramas de ingeniería y condiciones de operación y mantenimiento; la naturaleza y cantidades de los materiales que se manejan; salvaguardias operativas, organizativas y físicas; y estándares de diseño.
Al lidiar con las consecuencias externas de un accidente, pueden resultar varias de tales consecuencias (por ejemplo, número de muertes, número de personas hospitalizadas, varios tipos de daños al ecosistema, pérdidas financieras, etc.). Las consecuencias externas de un accidente causado por la sustancia i para una actividad identificada j, se puede calcular a partir de la relación:
Cij = Aa fa fm, donde Cij = número de muertes por accidente causado por la sustancia i para una actividad identificada j; A = área afectada (ha); a = densidad de población en áreas pobladas dentro de la zona afectada (personas/ha); Fa ym son factores de corrección.
Las consecuencias de los accidentes (grandes) para el medio ambiente son más difíciles de estimar debido a la variedad de sustancias que pueden estar involucradas, así como al número de indicadores de impacto ambiental relevantes en una situación de accidente dada. Por lo general, una escala de servicios públicos se asocia con varias consecuencias ambientales; la escala de utilidad relevante podría incluir eventos relacionados con incidentes, accidentes o resultados catastróficos.
La evaluación de las consecuencias monetarias de los accidentes (potenciales) requiere una estimación detallada de las posibles consecuencias y sus costos asociados. No siempre se acepta a priori un valor monetario para clases especiales de consecuencias (p. ej., pérdida de vidas o hábitats biológicos especiales). La evaluación monetaria de las consecuencias también debería incluir los costos externos, que muy a menudo son difíciles de evaluar.
Los procedimientos para la identificación de situaciones peligrosas que pueden presentarse en las plantas y equipos de proceso se consideran generalmente como el elemento más desarrollado y consolidado en el proceso de evaluación de instalaciones peligrosas. Debe reconocerse que (1) los procedimientos y técnicas varían en términos de exhaustividad y nivel de detalle, desde listas de verificación comparativas hasta diagramas lógicos estructurados detallados, y (2) los procedimientos pueden aplicarse en diversas etapas de la formulación e implementación del proyecto (desde el proceso temprano de toma de decisiones para determinar la ubicación de una planta, hasta su diseño, construcción y operación).
Las técnicas para la identificación de peligros se dividen esencialmente en tres categorías. A continuación se indican las técnicas más utilizadas dentro de cada categoría.
Análisis Causa Consecuencia; Análisis de confiabilidad humana
La idoneidad y relevancia de cualquier técnica particular de identificación de peligros depende en gran medida del propósito para el cual se realiza la evaluación de riesgos. Cuando se dispone de más detalles técnicos, se pueden combinar en el proceso general para la evaluación de riesgos de varios peligros. Los juicios de expertos y de ingeniería a menudo se pueden emplear para una evaluación adicional del riesgo para instalaciones o procesos. El principio principal es examinar primero la planta o las operaciones desde el punto de vista más amplio posible e identificar sistemáticamente los posibles peligros. Las técnicas elaboradas como herramienta principal pueden causar problemas y hacer que se pasen por alto algunos peligros evidentes. A veces puede ser necesario adoptar más de una técnica, según el nivel de detalle requerido y si la instalación es una nueva instalación propuesta o una operación existente.
Los criterios probabilísticos de seguridad (PSC) están asociados con un proceso racional de toma de decisiones que requiere el establecimiento de un marco coherente con estándares para expresar el nivel de seguridad deseado. Los riesgos sociales o grupales deben tenerse en cuenta al evaluar la aceptabilidad de cualquier instalación industrial peligrosa. Se debe tener en cuenta una serie de factores al desarrollar PSC basados en el riesgo social, incluida la aversión pública a los accidentes con consecuencias graves (es decir, el nivel de riesgo elegido debe disminuir a medida que aumentan las consecuencias). Si bien los niveles de riesgo de fatalidad individuales incluyen todos los componentes del riesgo (es decir, incendios, explosiones y toxicidad), puede haber incertidumbres al correlacionar las concentraciones tóxicas con los niveles de riesgo de fatalidad. La interpretación de "mortal" no debe basarse en ninguna relación dosis-efecto, sino que debe implicar una revisión de los datos disponibles. El concepto de riesgo social implica que el riesgo de mayores consecuencias, con menor frecuencia, se percibe como más importante que aquellos de menores consecuencias con mayores probabilidades.
Independientemente del valor numérico de cualquier nivel de criterio de riesgo para fines de evaluación de riesgos, es esencial que se adopten ciertos principios cualitativos como criterios para la evaluación de riesgos y la gestión de la seguridad: (1) se deben evitar todos los riesgos “evitables”; (2) el riesgo de un peligro mayor debe reducirse siempre que sea posible; (3) las consecuencias de los eventos peligrosos más probables deberían, siempre que sea posible, estar contenidas dentro de los límites de la instalación; y (4) donde exista un alto riesgo existente de una instalación peligrosa, no se deben permitir desarrollos peligrosos adicionales si se suman significativamente a ese riesgo existente.
En la década de 1990 se le ha dado una importancia creciente a la comunicación de riesgos, que se ha convertido en una rama separada de la ciencia del riesgo.
Las principales tareas en la comunicación de riesgos son:
El alcance y los objetivos de la comunicación de riesgos pueden diferir, dependiendo de los actores involucrados en el proceso de comunicación, así como de las funciones y expectativas que estos atribuyen al proceso de comunicación y su entorno.
Los actores individuales y corporativos en la comunicación de riesgos utilizan múltiples medios y canales comunicativos. Los temas principales son la protección de la salud y el medio ambiente, la mejora de la seguridad y la aceptabilidad del riesgo.
Según la teoría general de la comunicación, la comunicación puede tener las siguientes funciones:
Para el proceso de comunicación de riesgos en particular, puede ser útil distinguir entre estas funciones. Dependiendo de la función, se deben considerar diferentes condiciones para un proceso de comunicación exitoso.
La comunicación de riesgos a veces puede desempeñar el papel de una simple presentación de hechos. La información es una necesidad general en una sociedad moderna. En materia ambiental en particular existen leyes que, por un lado, otorgan a las autoridades el deber de informar al público y, por otro lado, otorgan al público el derecho a saber sobre la situación ambiental y de riesgo (p. llamada Directiva Seveso de la Comunidad Europea y legislación de “Community Right-to-Know” en los Estados Unidos). También se puede determinar información para un segmento público especial; por ejemplo, los empleados de una fábrica deben estar informados sobre los riesgos a los que se enfrentan en su lugar de trabajo. En este sentido la comunicación de riesgos debe ser:
Las apelaciones tienden a incitar a alguien a hacer algo. En materia de riesgos se pueden distinguir las siguientes funciones de apelación:
La comunicación de apelación debe ser:
La autopresentación no imparte información neutral, sino que es principalmente parte de una estrategia de persuasión o marketing para mejorar la imagen pública de un individuo o para lograr la aceptación pública de una determinada actividad o para obtener el apoyo público para algún tipo de puesto. El criterio para el éxito de la comunicación es si el público cree en la presentación. Desde un punto de vista normativo, aunque la autopresentación tiene como objetivo convencer a alguien, debe ser honesta y sincera.
Estas formas de comunicación son principalmente de tipo unidireccional. La comunicación dirigida a llegar a una decisión o acuerdo es de tipo bidireccional o multidireccional: no hay un solo lado que da información, varios actores están involucrados en un proceso de comunicación de riesgos y se comunican entre sí. Esta es la situación habitual en una sociedad democrática. Especialmente en temas relacionados con el riesgo y el medio ambiente, la comunicación se considera como un instrumento normativo alternativo en situaciones complejas, donde las soluciones fáciles no son posibles o accesibles. Por lo tanto, las decisiones arriesgadas con una trascendencia política relevante deben tomarse en un clima comunicativo. La comunicación de riesgos, en este sentido, puede incluir, entre otros, la comunicación sobre temas de riesgo muy politizados, pero también puede significar, por ejemplo, la comunicación entre un operador, los empleados y los servicios de emergencia para que el operador esté mejor preparado en caso de accidente. Así, dependiendo del alcance y objetivo de la comunicación de riesgos, diferentes actores pueden participar en el proceso de comunicación. Los principales actores potenciales en un entorno de comunicación de riesgos son:
En un enfoque de teoría de sistemas, todas estas categorías de actores corresponden a un determinado sistema social y, por lo tanto, tienen diferentes códigos de comunicación, diferentes valores e intereses para ser comunicados. Muy a menudo no es fácil encontrar una base común para un diálogo sobre riesgos. Se deben encontrar estructuras para combinar estos diferentes puntos de vista y lograr un resultado práctico. Los temas para este tipo de comunicación de riesgos son, por ejemplo, una decisión consensuada sobre la ubicación o no ubicación de una planta peligrosa en una determinada región.
En todas las sociedades existen procedimientos legales y políticos para tratar asuntos relacionados con el riesgo (por ejemplo, legislación parlamentaria, decisiones gubernamentales o administrativas, procedimientos legales ante un tribunal, etc.). En muchos casos estos procedimientos existentes no resultan en soluciones totalmente satisfactorias para la solución pacífica de controversias de riesgo. Se ha encontrado que las propuestas alcanzadas mediante la integración de elementos de comunicación de riesgos en los procedimientos existentes mejoran el proceso de decisión política.
Dos cuestiones principales deben ser discutidas al proponer procedimientos de comunicación de riesgos:
Para la organización formal de la comunicación de riesgos existen varias posibilidades:
En cualquier caso, debe aclararse la relación entre estas estructuras de comunicación y los órganos de toma de decisiones legales y políticos existentes. Normalmente, el resultado de un proceso de comunicación de riesgos tiene el efecto de una recomendación no vinculante para los órganos de decisión.
En cuanto a la estructura del proceso comunicativo, bajo las reglas generales del discurso práctico, se admite cualquier argumentación si cumple las siguientes condiciones:
En el proceso de comunicación de riesgos se han desarrollado diversas normas y propuestas especiales con el fin de concretar dichas normas. Entre estas, vale la pena mencionar las siguientes reglas:
En el proceso de comunicación de riesgos se debe distinguir entre:
En consecuencia, las diferencias de opinión pueden tener varias razones, a saber:
Puede ser útil aclarar a través del proceso de comunicación de riesgos el nivel de las diferencias y su importancia. Se han hecho varias propuestas estructurales para mejorar las condiciones de dicho discurso y, al mismo tiempo, para ayudar a los tomadores de decisiones a encontrar soluciones justas y competentes, por ejemplo:
La eficacia de la comunicación de riesgos se puede definir como el grado en que una situación inicial (no deseada) cambia hacia un estado previsto, según lo definido por los objetivos iniciales. Los aspectos procedimentales deben incluirse en la evaluación de los programas de comunicación de riesgos. Dichos criterios incluyen la practicabilidad (por ejemplo, flexibilidad, adaptabilidad, implementabilidad) y los costos (en términos de dinero, personal y tiempo) del programa.
Orígenes de la Auditoría Ambiental
Las auditorías de salud y seguridad ambiental se desarrollaron a principios de la década de 1970, en gran parte entre las empresas que operan en sectores ambientalmente intensivos, como los aceites y los productos químicos. Desde entonces, la auditoría ambiental se ha extendido rápidamente con el correspondiente desarrollo de los enfoques y técnicas adoptados. Varios factores han influido en este crecimiento.
¿Qué es una Auditoría Ambiental?
Es importante establecer la distinción entre la auditoría y técnicas como la evaluación del impacto ambiental (EIA). Este último evalúa los efectos ambientales potenciales de una instalación propuesta. El propósito esencial de una auditoría ambiental es el escrutinio sistemático del desempeño ambiental en todas las operaciones existentes de una empresa. En el mejor de los casos, una auditoría es un examen completo de los sistemas e instalaciones de gestión; en el peor de los casos, es una revisión superficial.
El término auditoría ambiental significa diferentes cosas para diferentes personas. Términos como evaluación, encuesta y revisión se utilizan para describir el mismo tipo de actividad. Además, algunas organizaciones consideran que una “auditoría ambiental” se refiere únicamente a asuntos ambientales, mientras que otras utilizan el término para referirse a una auditoría de salud, seguridad y asuntos ambientales. Aunque no existe una definición universal, la auditoría, tal como la practican muchas empresas líderes, sigue la misma filosofía y enfoque básicos resumidos en la definición amplia adoptada por la Cámara de Comercio Internacional (ICC) en su publicación Auditoría Ambiental (1989). La ICC define la auditoría ambiental como:
una herramienta de gestión que comprende una evaluación sistemática, documentada, periódica y objetiva del desempeño de la organización, la gestión y los equipos ambientales, con el objetivo de ayudar a salvaguardar el medio ambiente mediante:
(i) facilitar el control de gestión de las prácticas ambientales y
(ii) evaluar el cumplimiento de las políticas de la empresa, lo que incluiría el cumplimiento de los requisitos reglamentarios.
La Comisión Europea en su reglamento propuesto sobre auditoría ambiental también adopta la definición ICC de auditoría ambiental.
Objetivos de la Auditoría Ambiental
El objetivo general de la auditoría ambiental es ayudar a salvaguardar el medio ambiente y minimizar los riesgos para la salud humana. Claramente, la auditación por sí sola no logrará este objetivo (de ahí el uso de la palabra ayuda); es una herramienta de gestión. Por lo tanto, los objetivos clave de una auditoría ambiental son:
Alcance de la auditoría
Dado que el objetivo principal de las auditorías es probar la adecuación de los sistemas de gestión existentes, cumplen un papel fundamentalmente diferente al de la supervisión del desempeño ambiental. Las auditorías pueden abordar un tema o una amplia gama de cuestiones. Cuanto mayor sea el alcance de la auditoría, mayor será el tamaño del equipo de auditoría, el tiempo in situ y la profundidad de la investigación. Cuando las auditorías internacionales deben ser realizadas por un equipo central, puede haber buenas razones para cubrir más de un área en el sitio para minimizar los costos.
Además, el alcance de una auditoría puede variar desde una simple prueba de cumplimiento hasta un examen más riguroso, según las necesidades percibidas por la gerencia. La técnica se aplica no solo a la gestión operativa del medio ambiente, la salud y la seguridad, sino también cada vez más a la gestión de la seguridad y la calidad del producto, y a áreas como la prevención de pérdidas. Si la intención de la auditoría es ayudar a asegurar que estas áreas amplias se manejen adecuadamente, entonces se deben revisar todos estos temas individuales. Los elementos que pueden abordarse en las auditorías, incluidos el medio ambiente, la salud, la seguridad y la seguridad del producto, se muestran en la tabla 1.
Tabla 1. Alcance de la auditoría ambiental
Aplicaciones Medioambientales |
Safety |
Salud ocupacional |
Seguridad del producto |
-Historial del sitio |
-Política/procedimientos de seguridad |
-Exposición de los empleados a contaminantes del aire. |
-Programa de seguridad del producto |
Aunque algunas empresas tienen un ciclo de auditoría regular (a menudo anual), las auditorías están determinadas principalmente por la necesidad y la prioridad. Por lo tanto, no todas las instalaciones o aspectos de una empresa se evaluarán con la misma frecuencia o en la misma medida.
El Proceso de Auditoría Típico
Por lo general, una auditoría la realiza un equipo de personas que reunirán información fáctica antes y durante una visita al sitio, analizarán los hechos y los compararán con los criterios de la auditoría, sacarán conclusiones e informarán sobre sus hallazgos. Estos pasos generalmente se llevan a cabo dentro de algún tipo de estructura formal (un protocolo de auditoría), de modo que el proceso se pueda repetir de manera confiable en otras instalaciones y se pueda mantener la calidad. Para garantizar que una auditoría sea efectiva, se deben incluir una serie de pasos clave. Estos se resumen y explican en la tabla 2.
Tabla 2. Pasos básicos en la auditoría ambiental
Pasos básicos en la auditoría ambiental
Criterios: ¿contra qué audita?
Un paso esencial para establecer un programa de auditoría es decidir los criterios contra los cuales se realizará la auditoría y asegurarse de que la gerencia de toda la organización sepa cuáles son estos criterios. Los criterios típicos utilizados para las auditorías son:
Pasos previos a la auditoría
Los pasos previos a la auditoría incluyen las cuestiones administrativas asociadas con la planificación de la auditoría, la selección del personal para el equipo de auditoría (a menudo de diferentes partes de la empresa o de una unidad especializada), la preparación del protocolo de auditoría utilizado por la organización y la obtención de información de antecedentes sobre el instalación.
Si la auditoría es nueva, no se debe subestimar la necesidad de educación de quienes participan en el proceso de auditoría (los auditores o los que están siendo auditados). Esto también se aplica a una empresa multinacional que extiende un programa de auditoría en su país de origen a filiales en el extranjero. En estas situaciones, el tiempo dedicado a la explicación y la educación pagará dividendos al garantizar que las auditorías se aborden con un espíritu de cooperación y que la administración local no las vea como una amenaza.
Cuando una importante empresa de EE. UU. propuso ampliar su programa de auditoría a sus operaciones en Europa, se preocupó especialmente por garantizar que las plantas estuvieran debidamente informadas, que los protocolos de auditoría fueran apropiados para las operaciones europeas y que los equipos de auditoría entendieran las reglamentaciones pertinentes. Se realizaron auditorías piloto en plantas seleccionadas. Además, el proceso de auditoría se introdujo de una manera que enfatizaba los beneficios de una cooperativa en lugar de un enfoque de “vigilancia”.
La obtención de antecedentes sobre un sitio y sus procesos puede ayudar a minimizar el tiempo que el equipo de auditoría pasa en el sitio y a enfocar sus actividades, ahorrando así recursos.
La composición del equipo de auditoría dependerá del enfoque adoptado por una organización en particular. Cuando hay una falta de experiencia interna, o cuando los recursos no se pueden dedicar a la actividad de auditoría, las empresas suelen utilizar consultores independientes para realizar las auditorías por ellos. Otras empresas emplean una combinación de personal interno y consultores externos en cada equipo para garantizar una visión "independiente". Algunas grandes empresas utilizan solo personal interno para las auditorías y tienen grupos de auditoría ambiental para esta función específica. Muchas empresas importantes tienen su propio personal de auditoría dedicado, pero también incluyen un consultor independiente en muchas de las auditorías que llevan a cabo.
Pasos en el sitio
Informar sobre los resultados de la auditoría. Esto generalmente se hace en una reunión con la gerencia de la planta al final de la visita del equipo. Cada hallazgo y su importancia se pueden discutir con el personal de la planta. Antes de abandonar el sitio, el equipo de auditoría a menudo proporcionará un resumen por escrito de los hallazgos para la gerencia de la planta, para garantizar que no haya sorpresas en el informe final.
Pasos posteriores a la auditoría
Luego del trabajo en el sitio, el siguiente paso es preparar un informe preliminar, que es revisado por la gerencia de la planta para confirmar su precisión. Luego se distribuye a la alta gerencia de acuerdo con los requisitos de la empresa.
El otro paso clave es desarrollar un plan de acción para abordar las deficiencias. Algunas empresas solicitan que se incluyan recomendaciones de acciones correctivas en el informe de auditoría formal. La planta luego basará su plan en la implementación de estas recomendaciones. Otras empresas requieren que el informe de auditoría exponga los hechos y las deficiencias, sin referencia a cómo deben corregirse. Entonces es responsabilidad de la dirección de la planta idear los medios para remediar las fallas.
Una vez que se implemente un programa de auditoría, las auditorías futuras incluirán informes anteriores, y el progreso en la implementación de cualquier recomendación hecha en ellos, como parte de su evidencia.
Ampliación del proceso de auditoría: otros tipos de auditoría
Aunque el uso más generalizado de la auditoría ambiental es evaluar el desempeño ambiental de las operaciones de una empresa, existen variaciones sobre el tema. Otros tipos de auditoría utilizados en circunstancias particulares incluyen los siguientes:
Emite auditorías. Algunas organizaciones aplican la técnica de auditoría a un tema específico que puede tener implicaciones para toda la empresa, como los desechos. La multinacional petrolera BP, con sede en el Reino Unido, ha llevado a cabo auditorías que examinan el impacto del agotamiento del ozono y las implicaciones de la preocupación pública por la deforestación tropical.
Beneficios de la Auditoría Ambiental
Si la auditoría ambiental se implementa de manera constructiva, se obtendrán muchos beneficios del proceso. El enfoque de auditoría descrito en este documento ayudará a:
La evolución de las estrategias de respuesta ambiental
En los últimos treinta años ha habido un aumento dramático en los problemas ambientales debido a muchos factores diferentes: expansión demográfica (este ritmo continúa, con un estimado de 8 mil millones de personas para el año 2030), pobreza, modelos económicos dominantes basados en el crecimiento y la cantidad. en lugar de calidad, alto consumo de recursos naturales impulsado particularmente por la expansión industrial, reducción de la diversidad biológica especialmente como resultado del aumento de la producción agrícola a través del monocultivo, la erosión del suelo, el cambio climático, el uso insostenible de los recursos naturales y la contaminación del aire, suelos y Recursos hídricos. Sin embargo, los efectos negativos de la actividad humana sobre el medio ambiente también han acelerado la conciencia y la percepción social de las personas en muchos países, provocando cambios en los enfoques y modelos de respuesta tradicionales.
Las estrategias de respuesta han ido evolucionando: desde no reconocer el problema, pasando por ignorar el problema, hasta diluir y controlar la contaminación a través de un enfoque de arriba hacia abajo, es decir, las llamadas estrategias de final de proceso. La década de 1970 marcó las primeras crisis ambientales locales de gran relevancia y el desarrollo de una nueva conciencia sobre la contaminación ambiental. Esto condujo a la adopción de la primera serie importante de legislación nacional, reglamentos y convenios internacionales destinados al control y regulación de la contaminación. Esta estrategia end-of-pipe pronto demostró su fracaso, pues se dirigió de manera autoritaria a intervenciones relacionadas con los síntomas y no con las causas de los problemas ambientales. Al mismo tiempo, la contaminación industrial también llamó la atención sobre las crecientes contradicciones en la filosofía entre empleadores, trabajadores y grupos ambientalistas.
La década de 1980 fue el período de problemas ambientales globales como el desastre de Chernobyl, la lluvia ácida, el agotamiento de la capa de ozono y el agujero de ozono, el efecto invernadero y el cambio climático, y el crecimiento de los desechos tóxicos y su exportación. Estos eventos y los problemas resultantes aumentaron la conciencia pública y ayudaron a generar apoyo para nuevos enfoques y soluciones centrados en herramientas de gestión ambiental y estrategias de producción más limpia. Organizaciones como el PNUMA, la OCDE, la Unión Europea y muchas instituciones nacionales comenzaron a definir el tema y trabajar juntos dentro de un marco más global basado en principios de prevención, innovación, información, educación y la participación de las partes interesadas relevantes. Cuando entramos en la década de 1990 hubo otro aumento dramático en la conciencia de que la crisis ambiental se estaba profundizando, particularmente en el mundo en desarrollo y en Europa Central y Oriental. Esto alcanzó un umbral crítico en la Conferencia de las Naciones Unidas sobre el Medio Ambiente y el Desarrollo (CNUMAD) en Río de Janeiro en 1992.
Hoy en día, el enfoque de precaución se ha convertido en uno de los factores más importantes a tener en cuenta al evaluar las políticas y soluciones ambientales. El enfoque de precaución sugiere que incluso cuando exista incertidumbre científica o controversia sobre problemas y políticas ambientales, las decisiones deben reflejar la necesidad de tomar precauciones para evitar futuras implicaciones negativas siempre que sea económica, social y técnicamente factible. Se debe aplicar el enfoque de precaución al desarrollar políticas y reglamentos, y al planificar e implementar proyectos y programas.
En efecto, tanto el enfoque preventivo como el precautorio buscan un enfoque más integrado de la acción ambiental, pasando de un enfoque casi exclusivo en el proceso productivo al desarrollo de herramientas y técnicas de gestión ambiental aplicables a todas las formas de actividad económica humana y procesos de toma de decisiones. . A diferencia del control de la contaminación, que implicó un enfoque limitado de reacción y retirada, el enfoque de gestión ambiental y producción más limpia tiene como objetivo la integración de un enfoque de precaución dentro de estrategias más amplias para crear un proceso que será evaluado, monitoreado y mejorado continuamente. Sin embargo, para que sean eficaces, las estrategias de gestión ambiental y producción más limpia deben implementarse cuidadosamente mediante la participación de todas las partes interesadas y en todos los niveles de intervención.
Estos nuevos enfoques no deben considerarse simplemente instrumentos técnicos relacionados con el medio ambiente, sino que deben verse como enfoques holísticos integradores que ayudarán a definir nuevos modelos de una economía de mercado ambiental y socialmente sólida. Para ser completamente efectivos, estos nuevos enfoques también requerirán un marco regulatorio, instrumentos de incentivo y consenso social definido a través de la participación de instituciones, interlocutores sociales y organizaciones ambientales y de consumidores interesadas. Si el alcance de las estrategias de gestión ambiental y producción más limpia conduce a escenarios de desarrollo socioeconómico más sostenibles, será necesario tener en cuenta varios factores en el establecimiento de políticas, en el desarrollo y aplicación de normas y reglamentos, y en los convenios colectivos. y planes de acción, no solo a nivel de empresa o empresa, sino también a nivel local, nacional e internacional. Dadas las amplias disparidades en las condiciones económicas y sociales en todo el mundo, las oportunidades de éxito también dependerán de las condiciones políticas, económicas y sociales locales.
La globalización, la liberalización de los mercados y las políticas de ajuste estructural también crearán nuevos desafíos a nuestra capacidad de analizar de manera integrada las implicaciones económicas, sociales y ambientales de estos cambios complejos dentro de nuestras sociedades, entre los cuales no será el menor el riesgo de que estos cambios pueden conducir a relaciones de poder y responsabilidades bastante diferentes, tal vez incluso a la propiedad y el control. Será necesario prestar atención para garantizar que estos cambios no generen el riesgo de impotencia y parálisis en el desarrollo de tecnologías de gestión ambiental y producción más limpia. Por otro lado, esta situación cambiante, además de sus riesgos, también ofrece nuevas oportunidades para promover mejoras en nuestras actuales condiciones sociales, económicas, culturales, políticas y ambientales. Sin embargo, tales cambios positivos requerirán un enfoque colaborativo, participativo y flexible para gestionar el cambio dentro de nuestras sociedades y nuestras empresas. Para evitar la parálisis, necesitaremos tomar medidas que generen confianza y enfatizar un enfoque gradual, parcial y gradual que genere un apoyo y una capacidad crecientes para facilitar cambios más sustanciales en nuestras condiciones de vida y trabajo en el futuro.
Principales Implicaciones Internacionales
Como se mencionó anteriormente, la nueva situación internacional se caracteriza por la liberalización de los mercados, la eliminación de las barreras comerciales, las nuevas tecnologías de la información, las rápidas y enormes transferencias diarias de capital y la globalización de la producción, especialmente a través de empresas multinacionales. La desregulación y la competitividad son los criterios dominantes para las estrategias de inversión. Sin embargo, estos cambios también facilitan la deslocalización de plantas, la fragmentación de los procesos productivos y el establecimiento de Zonas Procesadoras de Exportación especiales, que eximen a las industrias de regulaciones laborales y ambientales y otras obligaciones. Dichos efectos pueden promover costos laborales excesivamente bajos y, en consecuencia, mayores ganancias para la industria, pero esto suele ir acompañado de situaciones deplorables de explotación humana y ambiental. Además, en ausencia de regulaciones y controles, se exportan plantas, tecnologías y equipos obsoletos al igual que se exportan sustancias y productos químicos peligrosos que han sido prohibidos, retirados o severamente restringidos en un país por razones ambientales o de seguridad, en particular a países en desarrollo.
Para responder a estos problemas, es de particular importancia que las nuevas reglas de la Organización Mundial del Comercio (OMC) se definan de manera que promuevan un comercio social y ambientalmente aceptable. Esto significa que la OMC, para garantizar una competencia justa, debe exigir a todos los países que cumplan las normas laborales internacionales básicas (por ejemplo, los convenios básicos de la OIT) y los convenios y reglamentos ambientales. Además, se deben implementar de manera efectiva lineamientos como los elaborados por la OCDE sobre transferencia de tecnología y regulaciones para evitar la exportación de sistemas de producción altamente contaminantes e inseguros.
Los factores internacionales a considerar incluyen:
Los países en desarrollo y otros países que necesitan asistencia deben recibir asistencia financiera especial, reducción de impuestos, incentivos y asistencia técnica para ayudarlos a implementar las normas laborales y ambientales básicas antes mencionadas e introducir tecnologías y productos de producción más limpios. Un enfoque innovador que merece mayor atención en el futuro es el desarrollo de códigos de conducta negociados por ciertas empresas y sus sindicatos con miras a promover el respeto de los derechos sociales básicos y las normas ambientales. La OIT está desempeñando un papel singular en la evaluación del proceso a nivel internacional, dada su estructura tripartita y en estricta coordinación con otros organismos de las Naciones Unidas e instituciones financieras internacionales responsables de la ayuda y la asistencia financiera internacionales.
Principales Implicaciones Nacionales y Locales
También se debe definir un marco regulatorio general apropiado tanto a nivel nacional como local para desarrollar procedimientos de gestión ambiental apropiados. Esto requerirá un proceso de toma de decisiones que vincule las políticas presupuestarias, fiscales, industriales, económicas, laborales y ambientales, y que también prevea la plena consulta y participación de los actores sociales más interesados (es decir, empleadores, organizaciones sindicales, organizaciones ambientales y de consumidores). grupos). Tal enfoque sistemático incluiría vínculos entre diferentes programas y políticas, por ejemplo:
Las políticas industriales nacionales y locales deben diseñarse e implementarse en plena consulta con las organizaciones sindicales para que las políticas comerciales y laborales puedan coincidir con las necesidades sociales y ambientales. Las negociaciones y consultas directas a nivel nacional con los sindicatos pueden ayudar a prevenir posibles conflictos derivados de las implicaciones de las nuevas políticas industriales en la seguridad, la salud y el medio ambiente. Tales negociaciones a nivel nacional, sin embargo, deben ir acompañadas de negociaciones y consultas a nivel de compañías y empresas individuales para garantizar que también se disponga de controles, incentivos y asistencia adecuados en el lugar de trabajo.
En resumen, los factores nacionales y locales a considerar incluyen:
Gestión Ambiental a Nivel de Empresa
La gestión ambiental dentro de una determinada empresa, empresa u otra estructura económica requiere una evaluación y consideración continuas de los efectos ambientales, en el lugar de trabajo (es decir, el entorno de trabajo) y fuera de las puertas de la planta (es decir, el entorno externo), con respecto a la gama completa de actividades y decisiones relacionadas con las operaciones. Implica, además, la consiguiente modificación de la organización del trabajo y de los procesos productivos para responder con eficiencia y eficacia a esos efectos ambientales.
Es necesario que las empresas prevean las posibles consecuencias ambientales de una determinada actividad, proceso o producto desde las primeras etapas de planificación para garantizar la implementación de estrategias de respuesta adecuadas, oportunas y participativas. El objetivo es hacer que la industria y otros sectores económicos sean económica, social y ambientalmente sostenibles. Sin duda, en muchos casos todavía será necesario un período de transición que requerirá actividades de control y remediación de la contaminación. Por lo tanto, la gestión ambiental debe verse como un proceso compuesto de prevención y control que tiene como objetivo alinear las estrategias de la empresa con la sostenibilidad ambiental. Para hacer esto, las empresas deberán desarrollar e implementar procedimientos dentro de su estrategia de gestión general para evaluar los procesos de producción más limpia y auditar el desempeño ambiental.
La gestión ambiental y la producción más limpia generarán una variedad de beneficios que no solo afectarán el desempeño ambiental, sino que también pueden conducir a mejoras en:
Las empresas no deberían centrarse simplemente en evaluar la conformidad de la empresa con la legislación y las reglamentaciones existentes, sino que deberían definir los posibles objetivos medioambientales que se alcanzarán mediante un proceso paso a paso con plazos determinados que incluiría:
Hay muchos enfoques diferentes para evaluar las actividades, y los siguientes son componentes potenciales importantes de cualquier programa de este tipo:
Relaciones Laborales y Gestión Ambiental
Mientras que en algunos países todavía no se reconocen los derechos sindicales básicos y se impide a los trabajadores proteger su salud y seguridad y sus condiciones de trabajo y mejorar el desempeño ambiental, en varios otros países se ha probado con buenos resultados el enfoque participativo de la sostenibilidad ambiental de las empresas. En los últimos diez años, el enfoque tradicional de las relaciones laborales ha cambiado cada vez más para incluir no solo temas y programas de salud y seguridad que reflejan las normas nacionales e internacionales en esta área, sino que también ha comenzado a integrar los temas ambientales en los mecanismos de relaciones laborales. Las alianzas entre empresarios y representantes sindicales a nivel de empresa, sector y país han sido definidas, según diferentes situaciones, a través de convenios colectivos y en ocasiones también han sido contempladas en reglamentos y procedimientos de consulta establecidos por autoridades locales o nacionales para gestionar conflictos ambientales. Ver tabla 1, tabla 2 y tabla 3.
Tabla 1. Actores involucrados en acuerdos voluntarios relevantes para el medio ambiente
País |
Empleador/ |
Empleador/ |
Empleador/ |
Empleador/ |
Países Bajos |
X |
X |
X |
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Bélgica |
X |
X |
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Dinamarca |
X |
X |
X |
X |
Austria |
X |
|||
Alemania |
X |
X |
X |
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Reino Unido |
X |
X |
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Italia |
X |
X |
X |
X |
Francia |
X |
X |
||
España |
X |
X |
||
Grecia |
X |
X |
Fuente: Hildebrandt y Schmidt 1994.
Tabla 2. Ámbito de aplicación acuerdos voluntarios sobre medidas de protección del medio ambiente entre partes de convenios colectivos
País |
Nacional |
Sucursal (regional) |
Planta |
Países Bajos |
X |
X |
X |
Bélgica |
X |
X |
|
Dinamarca |
X |
X |
X |
Austria |
X |
||
Alemania |
X |
X |
|
Reino Unido |
X |
||
Italia |
X |
X |
X |
Francia |
|||
España |
X |
X |
|
Grecia |
X |
Fuente: Hildebrandt y Schmidt 1994.
Tabla 3. Naturaleza de los acuerdos sobre medidas de protección ambiental entre las partes de los convenios colectivos
País |
declaraciones conjuntas, |
Nivel de sucursal |
Acuerdos en planta |
Países Bajos |
X |
X |
X |
Bélgica |
X |
X |
|
Dinamarca |
X |
X |
X |
Austria |
X |
||
Alemania |
X |
X |
X |
Reino Unido |
X |
||
Italia |
X |
X |
X |
Francia |
X |
X |
|
España |
X |
||
Grecia |
X |
Fuente: Hildebrandt y Schmidt 1994.
Remediación de la contaminación: limpieza
La limpieza de sitios contaminados es un procedimiento que se ha vuelto cada vez más evidente y costoso desde la década de 1970, cuando se tomó conciencia sobre los casos graves de contaminación de suelos y aguas por desechos químicos acumulados, sitios industriales abandonados, etc. Estos sitios contaminados se han generado a partir de actividades como las siguientes:
El diseño de un plan de remediación/limpieza requiere actividades y procedimientos técnicos complejos que deben ir acompañados de la definición de responsabilidades de gestión claras y la consiguiente responsabilidad. Tales iniciativas deben llevarse a cabo en el marco de una legislación nacional armonizada, y prever la participación de las poblaciones interesadas, para la definición de procedimientos claros de resolución de conflictos y para evitar posibles efectos de dumping socioambiental. Dichos reglamentos, acuerdos y planes deben abarcar claramente no solo los recursos bióticos y abióticos naturales como el agua, el aire, el suelo o la flora y la fauna, sino que también deben incluir el patrimonio cultural, otros aspectos visuales de los paisajes y los daños a las personas y propiedades físicas. En consecuencia, una definición restrictiva de medio ambiente reducirá la definición de daño ambiental y, por lo tanto, limitará la remediación real de los sitios. Al mismo tiempo, también debería ser posible no sólo otorgar ciertos derechos y protección a los sujetos directamente afectados por los daños, sino que también debería ser posible emprender acciones colectivas de grupo para proteger los intereses colectivos a fin de garantizar la restauración de condiciones anteriores.
Conclusión
Se requerirá una acción significativa para responder a nuestra situación ambiental que cambia rápidamente. El enfoque de este artículo ha estado en la necesidad de tomar acción para mejorar el desempeño ambiental de la industria y otras actividades económicas. Para hacer esto de manera eficiente y eficaz, los trabajadores y sus sindicatos deben desempeñar un papel activo no solo a nivel de empresa, sino también dentro de sus comunidades locales y a nivel nacional. Los trabajadores deben ser vistos y activamente movilizados como socios clave para alcanzar los futuros objetivos ambientales y de desarrollo sostenible. La capacidad de los trabajadores y sus sindicatos para contribuir como socios en este proceso de gestión ambiental no depende simplemente de su propia capacidad y conciencia, aunque se necesitan y se están realizando esfuerzos para aumentar su capacidad, sino que también dependerá del compromiso de la gestión y las comunidades para crear un entorno propicio que promueva el desarrollo de nuevas formas de colaboración y participación en el futuro.
Ver las posibilidades y hacer que sucedan es de lo que se trata la prevención de la contaminación. Es una apuesta por productos y procesos que tengan un mínimo impacto en el medio ambiente.
La prevención de la contaminación no es una idea nueva. Es la manifestación de una ética ambiental que fue practicada por los habitantes originales de muchas culturas, incluidos los nativos americanos. Vivían en armonía con su entorno. Era la fuente de su refugio, su alimento y el fundamento mismo de su religión. Aunque su entorno era extremadamente duro, se lo trataba con honor y respeto.
A medida que se desarrollaban las naciones y avanzaba la Revolución Industrial, surgió una actitud muy diferente hacia el medio ambiente. La sociedad llegó a ver el medio ambiente como una fuente inagotable de materias primas y un vertedero conveniente para los desechos.
Esfuerzos iniciales para reducir los desechos
Aun así, algunas industrias han practicado un tipo de prevención de la contaminación desde que se desarrollaron los primeros procesos químicos. Inicialmente, la industria se centró en la eficiencia o en aumentar el rendimiento del proceso a través de la reducción de desechos, en lugar de prevenir específicamente la contaminación evitando que los desechos ingresen al medio ambiente. Sin embargo, el resultado final de ambas actividades es el mismo: se liberan menos desechos materiales al medio ambiente.
Un ejemplo temprano de prevención de la contaminación bajo otra apariencia se practicó en una planta de producción de ácido sulfúrico alemana durante el siglo XIX. Las mejoras de proceso en la planta redujeron la cantidad de dióxido de azufre emitido por libra de producto producido. Estas acciones probablemente fueron etiquetadas como mejoras en la eficiencia o la calidad. Solo recientemente se ha asociado directamente el concepto de prevención de la contaminación con este tipo de cambio de proceso.
La prevención de la contaminación, tal como la conocemos hoy, comenzó a surgir a mediados de la década de 1970 en respuesta al creciente volumen y complejidad de los requisitos ambientales. Entonces se creó la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (EPA). Los primeros esfuerzos para reducir la contaminación fueron en su mayoría instalaciones de equipos de control de la contaminación al final del proceso o costosos complementos. Eliminar la fuente de un problema de contaminación no era una prioridad. Cuando ocurrió, fue más una cuestión de ganancias o eficiencia que un esfuerzo organizado para proteger el medio ambiente.
Solo recientemente las empresas han adoptado un punto de vista ambiental más específico y han realizado un seguimiento del progreso. Sin embargo, los procesos mediante los cuales las empresas abordan la prevención de la contaminación pueden diferir significativamente.
Prevención versus Control
Con el tiempo, el enfoque comenzó a cambiar del control de la contaminación a la prevención de la contaminación. Se hizo evidente que los científicos que inventan los productos, los ingenieros que diseñan el equipo, los expertos en procesos que operan las instalaciones de fabricación, los vendedores que trabajan con los clientes para mejorar el desempeño ambiental del producto, los representantes de ventas que llevan las preocupaciones ambientales de los clientes al laboratorio en busca de soluciones. y los empleados de oficina que trabajan para reducir el uso de papel pueden ayudar a reducir el impacto ambiental de las operaciones o actividades bajo su control.
Desarrollar programas efectivos de prevención de la contaminación.
En la prevención de la contaminación de última generación, se deben examinar los programas de prevención de la contaminación, así como las tecnologías específicas de prevención de la contaminación. Tanto el programa general de prevención de la contaminación como las tecnologías individuales de prevención de la contaminación son igualmente importantes para lograr un beneficio ambiental. Si bien el desarrollo de tecnologías es un requisito absoluto, sin la estructura organizacional para respaldar e implementar esas tecnologías, los beneficios ambientales nunca se lograrán por completo.
El desafío es lograr la participación empresarial total en la prevención de la contaminación. Algunas empresas han implementado la prevención de la contaminación en todos los niveles de su organización a través de programas bien organizados y detallados. Quizás los tres más ampliamente reconocidos en los Estados Unidos son el programa Pollution Prevention Pays (3P) de 3M, el programa Save Money and Reduce Toxics (SMART) de Chevron y el programa Waste Reduction Always Pays (WRAP) de Dow Chemical.
El objetivo de tales programas es reducir los desechos tanto como sea tecnológicamente posible. Pero depender únicamente de la reducción en la fuente no siempre es técnicamente factible. El reciclaje y la reutilización también deben ser parte del esfuerzo de prevención de la contaminación, como lo son en los programas anteriores. Cuando se le pide a cada empleado no solo que haga que los procesos sean lo más eficientes posible, sino también que encuentre un uso productivo para cada subproducto o flujo residual, la prevención de la contaminación se convierte en una parte integral de la cultura corporativa.
A fines de 1993, The Business Roundtable en los EE. UU. publicó los resultados de un estudio comparativo de prevención de la contaminación de esfuerzos exitosos. El estudio identificó los mejores programas de prevención de la contaminación en las instalaciones y destacó los elementos necesarios para integrar completamente la prevención de la contaminación en las operaciones de la empresa. Se incluyeron instalaciones de Procter & Gamble (P&G), Intel, DuPont, Monsanto, Martin Marietta y 3M.
Iniciativas de prevención de la contaminación
El estudio encontró que los programas exitosos de prevención de la contaminación en estas empresas compartían los siguientes elementos:
Además, el estudio encontró que cada una de las instalaciones había pasado de concentrarse en la prevención de la contaminación en el proceso de fabricación a integrar la prevención de la contaminación en las decisiones previas a la fabricación. La prevención de la contaminación se había convertido en un valor corporativo central.
El apoyo de la alta dirección es una necesidad para un programa de prevención de la contaminación plenamente operativo. Los altos funcionarios tanto a nivel corporativo como de las instalaciones deben enviar un fuerte mensaje a todos los empleados de que la prevención de la contaminación es una parte integral de sus trabajos. Esto debe comenzar en el nivel de director ejecutivo (CEO) porque esa persona marca la pauta para todas las actividades corporativas. Hablar en público y dentro de la empresa hace que se escuche el mensaje.
La segunda razón del éxito es la participación de los empleados. Las personas técnicas y de fabricación están más involucradas en el desarrollo de nuevos procesos o formulaciones de productos. Pero los empleados de todos los puestos pueden participar en la reducción de desechos mediante la reutilización, la recuperación y el reciclaje como parte de la prevención de la contaminación. Los empleados conocen las posibilidades de su área de responsabilidad mucho mejor que los profesionales del medio ambiente. Para estimular la participación de los empleados, la empresa debe educar a los empleados sobre el desafío que enfrenta la empresa. Por ejemplo, los artículos sobre temas ambientales en el boletín corporativo pueden aumentar la conciencia de los empleados.
El reconocimiento de los logros se puede hacer de muchas maneras. El CEO de 3M presenta un premio especial de liderazgo ambiental no solo a los empleados que contribuyen a los objetivos de la empresa, sino también a aquellos que contribuyen a los esfuerzos ambientales de la comunidad. Además, los logros ambientales se reconocen en las revisiones anuales de desempeño.
Medir los resultados es extremadamente importante porque esa es la fuerza impulsora para la acción de los empleados. Algunas instalaciones y programas corporativos miden todos los desechos, mientras que otros se enfocan en las emisiones del Inventario de Emisiones Tóxicas (TRI) o en otras mediciones que mejor se ajustan a su cultura corporativa y sus programas específicos de prevención de la contaminación.
Ejemplos de programas ambientales
En el transcurso de 20 años, la prevención de la contaminación se ha integrado en la cultura de 3M. La gerencia de 3M se comprometió a ir más allá de las regulaciones gubernamentales, en parte mediante el desarrollo de planes de gestión ambiental que fusionen los objetivos ambientales con la estrategia comercial. El programa 3P se centró en la prevención de la contaminación, no en el control.
La idea es detener la contaminación antes de que comience y buscar oportunidades de prevención en todas las etapas de la vida de un producto, no solo al final. Las empresas exitosas reconocen que la prevención es más efectiva ambientalmente, más sólida técnicamente y menos costosa que los procedimientos de control convencionales, que no eliminan el problema. La prevención de la contaminación es económica, porque si se evita la contaminación en primer lugar, no es necesario tratarla más tarde.
Los empleados de 3M han desarrollado e implementado más de 4,200 proyectos de prevención de la contaminación desde el inicio del programa 3P. Durante los últimos 20 años, estos proyectos han resultado en la eliminación de más de 1.3 millones de libras de contaminantes y le han ahorrado a la compañía $750 millones.
Entre 1975 y 1993, 3M redujo la cantidad de energía necesaria por unidad de producción en 3,900 BTU, o 58%. Los ahorros anuales de energía de 3M en los Estados Unidos ascienden a un total de 22 billones de BTU cada año. Esta es suficiente energía para calentar, enfriar e iluminar más de 200,000 hogares en los Estados Unidos y elimina más de 2 millones de toneladas de dióxido de carbono. Y en 1993, las instalaciones de 3M en los Estados Unidos recuperaron y reciclaron más desechos sólidos (199 millones de libras) de los que enviaron a vertederos (198 millones de libras).
Tecnologías de prevención de la contaminación
El concepto de diseñar para el medio ambiente está cobrando importancia, pero las tecnologías utilizadas para la prevención de la contaminación son tan diversas como las propias empresas. En general, este concepto se puede realizar a través de la innovación técnica en cuatro áreas:
Los esfuerzos concentrados en cada una de estas áreas pueden significar productos nuevos y más seguros, ahorro de costos y mayor satisfacción del cliente.
La reformulación del producto puede ser la más difícil. Muchos de los atributos que hacen que los materiales sean ideales para los usos previstos también pueden contribuir a generar problemas para el medio ambiente. Un ejemplo de reformulación de productos llevó a un equipo de científicos a eliminar el metilcloroformo, una sustancia química que agota la capa de ozono, de un producto protector de telas. Este nuevo producto a base de agua reduce en gran medida el uso de solventes y brinda a la empresa una ventaja competitiva en el mercado.
Al fabricar tabletas de medicamentos para la industria farmacéutica, los empleados desarrollaron una nueva solución de recubrimiento a base de agua para la solución de recubrimiento a base de solvente que se había utilizado para recubrir las tabletas. El cambio costó $60,000, pero eliminó la necesidad de gastar $180,000 en equipos de control de la contaminación, ahorra $150,000 en costos de materiales y evita 24 toneladas al año de contaminación del aire.
Un ejemplo de modificación del proceso dio como resultado el alejamiento de los productos químicos peligrosos para limpiar a fondo las láminas de cobre antes de usarlas para fabricar productos eléctricos. En el pasado, la lámina se limpiaba rociándola con persulfato de amonio, ácido fosfórico y ácido sulfúrico, todos ellos productos químicos peligrosos. Este procedimiento ha sido reemplazado por uno que emplea una solución ligera de ácido cítrico, un químico no peligroso. El cambio de proceso eliminó la generación de 40,000 15,000 libras de residuos peligrosos por año y le ahorra a la compañía alrededor de $XNUMX XNUMX por año en costos de materia prima y eliminación.
El rediseño de los equipos también reduce los residuos. En el área de productos de resina, una empresa tomaba muestras regularmente de una resina fenólica líquida en particular usando un grifo en la línea de flujo del proceso. Parte del producto se desperdició antes y después de recolectar la muestra. Al instalar un embudo simple debajo de la cinta de muestra y una tubería que regresa al proceso, la empresa ahora toma muestras sin pérdida de producto. Esto evita alrededor de 9 toneladas de desechos por año, ahorra alrededor de $22,000, aumenta el rendimiento y disminuye el costo de eliminación, todo por un costo de capital de alrededor de $1,000.
La recuperación de recursos, el uso productivo del material de desecho, es extremadamente importante en la prevención de la contaminación. Una marca de almohadillas de jabón de lana ahora está hecha completamente de botellas de refrescos de plástico recicladas posconsumo. En los dos primeros años de este nuevo producto, la empresa utilizó más de un millón de libras de este material reciclado para fabricar almohadillas de jabón. Esto es el equivalente a más de 10 millones de botellas de refresco de dos litros. Además, el caucho de desecho cortado de las alfombras del piso en Brasil se usa para hacer sandalias. Sólo en 1994, la planta recuperó unas 30 toneladas de material, suficiente para fabricar más de 120,000 pares de sandalias.
En otro ejemplo, Post-it(T) Los billetes de papel reciclado utilizan papel 100 % reciclado. Tan solo una tonelada de papel reciclado ahorra 3 yardas cúbicas de vertedero, 17 árboles, 7,000 galones de agua y 4,100 kilovatios hora de energía, suficiente para calentar una casa promedio durante seis meses.
Análisis del ciclo de vida
El análisis del ciclo de vida o un proceso similar se lleva a cabo en todas las empresas exitosas. Esto significa que cada fase del ciclo de vida de un producto, desde el desarrollo hasta la fabricación, el uso y la eliminación, ofrece oportunidades para la mejora ambiental. La respuesta a tales desafíos ambientales ha dado lugar a productos con fuertes reclamos ambientales en toda la industria.
Por ejemplo, P&G fue el primer fabricante de productos comerciales en desarrollar detergentes concentrados que requieren un empaque entre un 50 y un 60 % más pequeño que la fórmula anterior. P&G también fabrica recargas para más de 57 marcas en 22 países. Las recargas suelen costar menos y ahorran hasta un 70 % en residuos sólidos.
Dow ha desarrollado un nuevo herbicida altamente efectivo que no es tóxico. Es menos riesgoso para las personas y los animales y se aplica en onzas en lugar de libras por acre. Usando biotecnología, Monsanto desarrolló una planta de papa que es resistente a los insectos, por lo que redujo la necesidad de insecticidas químicos. Otro herbicida de Monsanto ayuda a restaurar el hábitat natural de los humedales al controlar las malezas de una manera más segura.
Compromiso con un Medio Ambiente más Limpio
Es fundamental que abordemos la prevención de la contaminación a una escala integral, incluido el compromiso con las mejoras programáticas y tecnológicas. El aumento de la eficiencia o el rendimiento del proceso y la reducción de la producción de residuos ha sido durante mucho tiempo una práctica de la industria manufacturera. Sin embargo, solo en la última década estas actividades se han centrado más directamente en la prevención de la contaminación. Los esfuerzos sustanciales ahora están dirigidos a mejorar la reducción en la fuente, así como a adaptar los procesos para separar, reciclar y reutilizar los subproductos. Todas estas son herramientas comprobadas para la prevención de la contaminación.
A lo largo del siglo XX, el creciente reconocimiento de los impactos ambientales y de salud pública asociados con las actividades antropogénicas (discutido en el capítulo Peligros ambientales para la salud) ha impulsado el desarrollo y la aplicación de métodos y tecnologías para reducir los efectos de la contaminación. En este contexto, los gobiernos han adoptado medidas normativas y de otro tipo (discutidas en el capítulo Política Ambiental) para minimizar los efectos negativos y asegurar que se alcancen los estándares de calidad ambiental.
El objetivo de este capítulo es brindar una orientación sobre los métodos que se aplican para controlar y prevenir la contaminación ambiental. Se introducirán los principios básicos seguidos para eliminar los impactos negativos sobre la calidad del agua, aire o suelo; se considerará el cambio de énfasis del control a la prevención; y se examinarán las limitaciones de construir soluciones para medios ambientales individuales. No es suficiente, por ejemplo, proteger el aire eliminando los metales traza de un gas de combustión solo para transferir estos contaminantes a la tierra a través de prácticas inadecuadas de manejo de desechos sólidos. Se requieren soluciones multimedia integradas.
El enfoque de control de la contaminación
Las consecuencias ambientales de la rápida industrialización han resultado en innumerables incidentes de sitios de recursos terrestres, aéreos y hídricos que se contaminan con materiales tóxicos y otros contaminantes, lo que amenaza a los seres humanos y los ecosistemas con graves riesgos para la salud. El uso más extensivo e intensivo de materiales y energía ha creado presiones acumulativas sobre la calidad de los ecosistemas locales, regionales y globales.
Antes de que hubiera un esfuerzo concertado para restringir el impacto de la contaminación, la gestión ambiental se extendía poco más allá de la tolerancia del laissez-faire, moderada por la eliminación de desechos para evitar molestias locales perturbadoras concebidas en una perspectiva a corto plazo. Se reconoció la necesidad de reparación, por excepción, en los casos en que se determinó que el daño era inaceptable. A medida que se intensificó el ritmo de la actividad industrial y creció la comprensión de los efectos acumulativos, control de polución paradigma se convirtió en el enfoque dominante para la gestión ambiental.
Dos conceptos específicos sirvieron como base para el enfoque de control:
Bajo el enfoque de control de la contaminación, los intentos de proteger el medio ambiente se han basado especialmente en aislar los contaminantes del medio ambiente y usar filtros y depuradores al final de la tubería. Estas soluciones han tendido a centrarse en objetivos de calidad ambiental o límites de emisión específicos de los medios, y se han dirigido principalmente a descargas de fuentes puntuales en medios ambientales específicos (aire, agua, suelo).
Aplicación de tecnologías de control de la contaminación
La aplicación de métodos de control de la contaminación ha demostrado una eficacia considerable en el control de los problemas de contaminación, en particular los de carácter local. La aplicación de tecnologías apropiadas se basa en un análisis sistemático de la fuente y naturaleza de la emisión o descarga en cuestión, de su interacción con el ecosistema y el problema de contaminación ambiental a abordar, y el desarrollo de tecnologías apropiadas para mitigar y monitorear los impactos de la contaminación. .
En su artículo sobre el control de la contaminación del aire, Dietrich Schwela y Berenice Goelzer explican la importancia y las implicaciones de adoptar un enfoque integral para evaluar y controlar las fuentes puntuales y difusas de la contaminación del aire. También destacan los desafíos, y oportunidades, que se están abordando en países que están experimentando una rápida industrialización sin haber tenido un fuerte componente de control de la contaminación que acompañe el desarrollo anterior.
Marion Wichman-Fiebig explica los métodos que se aplican para modelar la dispersión de contaminantes del aire para determinar y caracterizar la naturaleza de los problemas de contaminación. Esto forma la base para comprender los controles que se van a poner en práctica y para evaluar su eficacia. A medida que se ha profundizado la comprensión de los impactos potenciales, la apreciación de los efectos se ha ampliado de la escala local a la regional ya la mundial.
Hans-Ulrich Pfeffer y Peter Bruckmann brindan una introducción al equipo y los métodos que se utilizan para monitorear la calidad del aire para que se puedan evaluar los posibles problemas de contaminación y la efectividad de las intervenciones de control y prevención.
John Elias brinda una descripción general de los tipos de controles de contaminación del aire que se pueden aplicar y los problemas que deben abordarse al seleccionar las opciones adecuadas de gestión del control de la contaminación.
Herbert Preul aborda el desafío del control de la contaminación del agua en un artículo que explica la base por la cual las aguas naturales de la tierra pueden contaminarse a partir de fuentes puntuales, difusas e intermitentes; la base para regular la contaminación del agua; y los diferentes criterios que se pueden aplicar para determinar los programas de control. Preul explica la forma en que se reciben las descargas en los cuerpos de agua, y pueden ser analizadas y evaluadas para evaluar y gestionar los riesgos. Finalmente, se proporciona una descripción general de las técnicas que se aplican para el tratamiento de aguas residuales a gran escala y el control de la contaminación del agua.
Un estudio de caso proporciona un ejemplo vívido de cómo se pueden reutilizar las aguas residuales, un tema de considerable importancia en la búsqueda de formas en que los recursos ambientales se pueden usar de manera efectiva, especialmente en circunstancias de escasez. Alexander Donagi ofrece un resumen del enfoque que se ha seguido para el tratamiento y la recarga de aguas subterráneas de aguas residuales municipales para una población de 1.5 millones en Israel.
Gestión Integral de Residuos
Desde la perspectiva del control de la contaminación, los desechos se consideran un subproducto indeseable del proceso de producción que debe contenerse para garantizar que los recursos del suelo, el agua y el aire no se contaminen más allá de los niveles considerados aceptables. Lucien Maystre proporciona una visión general de los problemas que deben abordarse en la gestión de residuos, proporcionando un vínculo conceptual con las funciones cada vez más importantes del reciclaje y la prevención de la contaminación.
En respuesta a la amplia evidencia de la grave contaminación asociada con el manejo irrestricto de desechos, los gobiernos han establecido estándares para prácticas aceptables de recolección, manejo y eliminación para garantizar la protección ambiental. Se ha prestado especial atención a los criterios de eliminación ambientalmente segura a través de rellenos sanitarios, incineración y tratamiento de residuos peligrosos.
Para evitar la carga ambiental potencial y los costos asociados con la eliminación de desechos y promover una administración más completa de los recursos escasos, la minimización y el reciclaje de desechos han recibido una atención creciente. Niels Hahn y Poul Lauridsen brindan un resumen de los problemas que se abordan al buscar el reciclaje como una estrategia preferida de gestión de desechos, y consideran las implicaciones potenciales de exposición de los trabajadores de esto.
Cambiando el Énfasis a la Prevención de la Contaminación
La reducción al final del proceso corre el riesgo de transferir la contaminación de un medio a otro, donde puede causar problemas ambientales igualmente graves o incluso terminar como una fuente indirecta de contaminación para el mismo medio. Si bien no es tan costosa como la remediación, la reducción al final del ciclo puede contribuir significativamente a los costos de los procesos de producción sin aportar ningún valor. Por lo general, también se asocia con regímenes regulatorios que agregan otros conjuntos de costos asociados con la aplicación del cumplimiento.
Si bien el enfoque de control de la contaminación ha logrado un éxito considerable en la producción de mejoras a corto plazo para los problemas de contaminación locales, ha sido menos eficaz para abordar los problemas acumulativos que se reconocen cada vez más a nivel regional (p. ej., la lluvia ácida) o global (p. ej., el agotamiento del ozono). .
El objetivo de un programa de control de la contaminación ambiental orientado a la salud es promover una mejor calidad de vida mediante la reducción de la contaminación al nivel más bajo posible. Los programas y políticas de control de la contaminación ambiental, cuyas implicaciones y prioridades varían de un país a otro, cubren todos los aspectos de la contaminación (aire, agua, tierra, etc.) e involucran la coordinación entre áreas como el desarrollo industrial, la planificación urbana, el desarrollo de los recursos hídricos y el transporte. políticas
Thomas Tseng, Victor Shantora e Ian Smith brindan un ejemplo de estudio de caso del impacto multimedia que la contaminación ha tenido en un ecosistema vulnerable sujeto a muchas tensiones: los Grandes Lagos de América del Norte. En particular, se examina la eficacia limitada del modelo de control de la contaminación en el tratamiento de las toxinas persistentes que se disipan en el medio ambiente. Al centrarse en el enfoque que se sigue en un país y las implicaciones que esto tiene para la acción internacional, se ilustran las implicaciones para las acciones que abordan tanto la prevención como el control.
A medida que las tecnologías de control de la contaminación ambiental se han vuelto más sofisticadas y más caras, ha habido un interés creciente en formas de incorporar la prevención en el diseño de procesos industriales, con el objetivo de eliminar los efectos ambientales nocivos y promover la competitividad de las industrias. Entre los beneficios de los enfoques de prevención de la contaminación, las tecnologías limpias y la reducción del uso de tóxicos se encuentra el potencial para eliminar la exposición de los trabajadores a los riesgos para la salud.
David Bennett brinda una descripción general de por qué la prevención de la contaminación está emergiendo como una estrategia preferida y cómo se relaciona con otros métodos de gestión ambiental. Este enfoque es central para implementar el cambio hacia el desarrollo sostenible que ha sido ampliamente respaldado desde el lanzamiento de la Comisión de Comercio y Desarrollo de las Naciones Unidas en 1987 y reiterado en la Conferencia de las Naciones Unidas sobre el Medio Ambiente y el Desarrollo (CNUMAD) en Río en 1992.
El enfoque de prevención de la contaminación se centra directamente en el uso de procesos, prácticas, materiales y energía que evitan o minimizan la creación de contaminantes y desechos en la fuente, y no en medidas de reducción "añadidas". Si bien el compromiso corporativo juega un papel fundamental en la decisión de buscar la prevención de la contaminación (ver Bringer y Zoesel en política ambiental), Bennett llama la atención sobre los beneficios sociales en la reducción de riesgos para el ecosistema y la salud humana, y la salud de los trabajadores en particular. Identifica principios que se pueden aplicar de manera útil al evaluar las oportunidades para seguir este enfoque.
La gestión de la contaminación del aire apunta a la eliminación, o reducción a niveles aceptables, de los contaminantes gaseosos transportados por el aire, las partículas en suspensión y los agentes físicos y, hasta cierto punto, biológicos cuya presencia en la atmósfera puede causar efectos adversos en la salud humana (por ejemplo, irritación, aumento de la incidencia o prevalencia de enfermedades respiratorias, morbilidad, cáncer, exceso de mortalidad) o bienestar (por ejemplo, efectos sensoriales, reducción de la visibilidad), efectos nocivos sobre la vida animal o vegetal, daño a materiales de valor económico para la sociedad y daño al medio ambiente (por ejemplo, modificaciones climáticas). Los graves peligros asociados con los contaminantes radiactivos, así como los procedimientos especiales necesarios para su control y eliminación, también merecen una cuidadosa atención.
La importancia de una gestión eficiente de la contaminación del aire exterior e interior no se puede dejar de enfatizar. A menos que exista un control adecuado, la multiplicación de las fuentes de contaminación en el mundo moderno puede provocar daños irreparables al medio ambiente ya la humanidad.
El objetivo de este artículo es dar una visión general de los posibles enfoques para la gestión de la contaminación del aire ambiental procedente de vehículos de motor y fuentes industriales. Sin embargo, se debe enfatizar desde el principio que la contaminación del aire interior (en particular, en los países en desarrollo) podría desempeñar un papel aún más importante que la contaminación del aire exterior debido a la observación de que las concentraciones de contaminantes del aire interior a menudo son sustancialmente más altas que las concentraciones exteriores.
Más allá de las consideraciones de las emisiones de fuentes fijas o móviles, la gestión de la contaminación del aire implica la consideración de factores adicionales (como la topografía y la meteorología, y la participación de la comunidad y el gobierno, entre muchos otros), todos los cuales deben integrarse en un programa integral. Por ejemplo, las condiciones meteorológicas pueden afectar en gran medida las concentraciones a nivel del suelo resultantes de la misma emisión de contaminantes. Las fuentes de contaminación del aire pueden estar dispersas en una comunidad o región y sus efectos pueden ser sentidos por más de una administración, o su control puede involucrar. Además, la contaminación del aire no respeta fronteras y las emisiones de una región pueden inducir efectos en otra región por el transporte de larga distancia.
La gestión de la contaminación del aire, por lo tanto, requiere un enfoque multidisciplinario, así como un esfuerzo conjunto de entidades privadas y gubernamentales.
Fuentes de contaminación del aire
Las fuentes de contaminación del aire por el hombre (o fuentes de emisión) son básicamente de dos tipos:
Además, también existen fuentes naturales de contaminación (por ejemplo, áreas erosionadas, volcanes, ciertas plantas que liberan grandes cantidades de polen, fuentes de bacterias, esporas y virus). Las fuentes naturales no se tratan en este artículo.
Tipos de contaminantes del aire
Los contaminantes del aire generalmente se clasifican en partículas suspendidas (polvos, humos, nieblas, humos), contaminantes gaseosos (gases y vapores) y olores. A continuación se presentan algunos ejemplos de contaminantes habituales:
Partículas en suspensión (SPM, PM-10) incluye escape de diésel, cenizas volantes de carbón, polvos minerales (p. ej., carbón, asbesto, piedra caliza, cemento), polvos y humos metálicos (p. ej., zinc, cobre, hierro, plomo) y nieblas ácidas (p. ej., , ácido sulfúrico), fluoruros, pigmentos de pintura, neblinas de pesticidas, negro de carbón y humo de aceite. Las partículas contaminantes en suspensión, además de sus efectos de provocar enfermedades respiratorias, cáncer, corrosión, destrucción de la vida vegetal, etc., también pueden constituir una molestia (p. ej., acumulación de suciedad), interferir con la luz solar (p. ej., formación de smog y neblina debido a dispersión de la luz) y actúan como superficies catalíticas para la reacción de los productos químicos adsorbidos.
Contaminantes gaseosos incluyen compuestos de azufre (p. ej., dióxido de azufre (SO2) y trióxido de azufre (SO3)), monóxido de carbono, compuestos de nitrógeno (p. ej., óxido nítrico (NO), dióxido de nitrógeno (NO2), amoníaco), compuestos orgánicos (p. ej., hidrocarburos (HC), compuestos orgánicos volátiles (VOC), hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAH), aldehídos), compuestos de halógeno y derivados de halógeno (p. ej., HF y HCl), sulfuro de hidrógeno, disulfuro de carbono y mercaptanos (olores).
Los contaminantes secundarios pueden formarse por reacciones térmicas, químicas o fotoquímicas. Por ejemplo, por acción térmica, el dióxido de azufre puede oxidarse a trióxido de azufre que, disuelto en agua, da lugar a la formación de neblina de ácido sulfúrico (catalizada por óxidos de manganeso y hierro). Las reacciones fotoquímicas entre los óxidos de nitrógeno y los hidrocarburos reactivos pueden producir ozono (O3), formaldehído y nitrato de peroxiacetilo (PAN); Las reacciones entre HCl y formaldehído pueden formar bis-clorometil éter.
Mientras algunos hedor se sabe que son causados por agentes químicos específicos como el sulfuro de hidrógeno (H2S), disulfuro de carbono (CS2) y mercaptanos (R-SH o R1-S-R2) otros son difíciles de definir químicamente.
En el cuadro 1 se presentan ejemplos de los principales contaminantes asociados con algunas fuentes industriales de contaminación del aire (Economopoulos 1993).
Tabla 1. Contaminantes atmosféricos comunes y sus fuentes
Categoría |
Fuente |
Contaminantes emitidos |
Agricultura |
Quema abierta |
GDS, CO, COV |
Minería y |
Minería de carbón Petróleo crudo Minería de minerales no ferrosos extracción de piedra |
SPM, entonces2, Yo no hex, COV SO2 SPM, Pb SPM |
Elaboración |
Alimentos, bebidas y tabaco Industrias textiles y del cuero Productos de madera productos de papel, imprenta |
SPM, CO, COV, H2S SPM, COV SPM, COV SPM, entonces2, CO, COV, H2S, R-SH |
Fabricar |
Anhídrido ftálico Cloro-álcali Ácido clorhídrico Ácido fluorhídrico ácido sulfurico Ácido nítrico Ácido fosfórico Óxido de plomo y pigmentos Amoníaco Carbonato de sodio Carburo de calcio Acido adipico Plomo de alquilo anhídrido maleico y Fertilizante y Nitrato de amonio Sulfato de amonio resinas sintéticas, plástico Pinturas, barnices, lacas Jabón Negro de carbón y tinta de impresión Trinitrotolueno |
SPM, entonces2, CO, COV Cl2 HCl HF, SiF4 SO2, ASI QUE3 NOx SPM, F2 SPM, Pb SPM, entonces2, Yo no hex, CO, COV, NH3 SPM, Nueva Hampshire3 SPM MPE, NOx, CO, COV Pb CO, COV SPM, Nueva Hampshire3 SPM, Nueva Hampshire3, H NO3 COV SPM, COV, H2S, CS2 SPM, COV SPM SPM, entonces2, Yo no hex, CO, COV, H2S SPM, entonces2, Yo no hex, ASI QUE3, H NO3 |
Refinerias de petroleo |
productos diversos |
SPM, entonces2, Yo no hex, CO, COV |
Mineral no metálico |
Productos de vidrio Productos de arcilla estructural Cemento, cal y yeso |
SPM, entonces2, Yo no hex, CO, COV, F SPM, entonces2, Yo no hex, CO, COV, F2 SPM, entonces2, Yo no hex, CO |
Industrias metalúrgicas básicas |
Hierro y acero Industrias no ferrosas |
SPM, entonces2, Yo no hex, CO, COV, Pb SPM, entonces2, F, Pb |
Producción de electricidad |
Electricidad, gas y vapor |
SPM, entonces2, Yo no hex, CO, COV, SO3, Pb |
Al por mayor y |
Almacenamiento de combustible, operaciones de llenado |
COV |
Transporte |
SPM, entonces2, Yo no hex, CO, COV, Pb |
|
Servicios comunitarios |
Incineradores municipales |
SPM, entonces2, Yo no hex, CO, COV, Pb |
Fuente: Economopoulos 1993
Planes de implementación de aire limpio
La gestión de la calidad del aire tiene como objetivo la preservación de la calidad ambiental prescribiendo el grado de contaminación tolerado, dejando que las autoridades locales y los contaminadores diseñen e implementen acciones para garantizar que este grado de contaminación no se exceda. Un ejemplo de legislación dentro de este enfoque es la adopción de estándares de calidad del aire ambiental basados, muy a menudo, en pautas de calidad del aire (OMS 1987) para diferentes contaminantes; estos son niveles máximos aceptados de contaminantes (o indicadores) en el área objetivo (p. ej., a nivel del suelo en un punto específico de una comunidad) y pueden ser estándares primarios o secundarios. Los estándares primarios (OMS 1980) son los niveles máximos compatibles con un margen de seguridad adecuado y con la preservación de la salud pública, y deben cumplirse dentro de un límite de tiempo específico; las normas secundarias son las que se consideran necesarias para la protección contra los efectos adversos conocidos o previstos distintos de los peligros para la salud (principalmente en la vegetación) y deben cumplirse “dentro de un plazo razonable”. Los estándares de calidad del aire son valores a corto, mediano o largo plazo válidos para las 24 horas del día, los 7 días de la semana y para la exposición mensual, estacional o anual de todos los sujetos vivos (incluidos los subgrupos sensibles como los niños, los ancianos y los enfermo) así como objetos no vivos; esto contrasta con los niveles máximos permisibles para la exposición ocupacional, que son para una exposición semanal parcial (p. ej., 8 horas por día, 5 días por semana) de trabajadores adultos y supuestamente sanos.
Las medidas típicas en la gestión de la calidad del aire son las medidas de control en la fuente, por ejemplo, la aplicación del uso de convertidores catalíticos en los vehículos o de las normas de emisión en los incineradores, la planificación del uso del suelo y el cierre de fábricas o la reducción del tráfico durante condiciones climáticas desfavorables. . La mejor gestión de la calidad del aire hace hincapié en que las emisiones de contaminantes del aire deben mantenerse al mínimo; esto se define básicamente a través de estándares de emisión para fuentes únicas de contaminación del aire y podría lograrse para fuentes industriales, por ejemplo, a través de sistemas cerrados y colectores de alta eficiencia. Un estándar de emisión es un límite en la cantidad o concentración de un contaminante emitido por una fuente. Este tipo de legislación requiere una decisión, para cada industria, sobre la mejor manera de controlar sus emisiones (es decir, fijar estándares de emisión).
El objetivo básico de la gestión de la contaminación del aire es derivar un plan de implementación de aire limpio (o plan de reducción de la contaminación del aire) (Schwela y Köth-Jahr 1994) que consta de los siguientes elementos:
Algunas de estas cuestiones se describirán a continuación.
Inventario de Emisiones; Comparación con los estándares de emisión
El inventario de emisiones es la lista más completa de fuentes en un área determinada y de sus emisiones individuales, estimadas con la mayor precisión posible a partir de todas las fuentes puntuales, lineales y de área (difusas) emisoras. Cuando estas emisiones se comparan con los estándares de emisión establecidos para una fuente en particular, se dan las primeras sugerencias sobre las posibles medidas de control si no se cumplen los estándares de emisión. El inventario de emisiones también sirve para evaluar una lista prioritaria de fuentes importantes según la cantidad de contaminantes emitidos e indica la influencia relativa de diferentes fuentes, por ejemplo, el tráfico en comparación con las fuentes industriales o residenciales. El inventario de emisiones también permite una estimación de las concentraciones de contaminantes atmosféricos para aquellos contaminantes cuyas mediciones de concentración ambiental son difíciles o demasiado caras de realizar.
Inventario de Concentraciones de Contaminantes del Aire; Comparación con los estándares de calidad del aire
El inventario de concentraciones de contaminantes atmosféricos resume los resultados del seguimiento de los contaminantes atmosféricos ambientales en términos de medias anuales, percentiles y tendencias de estas cantidades. Los compuestos medidos para dicho inventario incluyen los siguientes:
La comparación de las concentraciones de contaminantes atmosféricos con las normas o directrices de calidad del aire, si existen, indica áreas problemáticas para las que se debe realizar un análisis causal a fin de averiguar qué fuentes son responsables del incumplimiento. Se debe utilizar el modelado de dispersión para realizar este análisis causal (ver “Contaminación del aire: Modelado de la dispersión de contaminantes del aire”). Los dispositivos y procedimientos utilizados en el monitoreo de la contaminación del aire ambiental actual se describen en "Monitoreo de la calidad del aire".
Concentraciones de contaminantes atmosféricos simulados; Comparación con los estándares de calidad del aire
Partiendo del inventario de emisiones, con sus miles de compuestos que no pueden ser monitoreados en el aire ambiente por razones económicas, el uso de modelos de dispersión puede ayudar a estimar las concentraciones de compuestos más "exóticos". Usando parámetros meteorológicos apropiados en un modelo de dispersión adecuado, se pueden estimar promedios y percentiles anuales y compararlos con estándares o pautas de calidad del aire, si existen.
Inventario de Efectos sobre la Salud Pública y el Medio Ambiente; Análisis Causal
Otra fuente importante de información es el inventario de efectos (Ministerium für Umwelt 1993), que consta de los resultados de estudios epidemiológicos en el área determinada y de los efectos de la contaminación del aire observados en receptores biológicos y materiales como, por ejemplo, plantas, animales y construcción. metales y piedras de construcción. Los efectos observados atribuidos a la contaminación del aire deben analizarse causalmente con respecto al componente responsable de un efecto particular, por ejemplo, una mayor prevalencia de bronquitis crónica en un área contaminada. Si el compuesto o compuestos han sido fijados en un análisis causal (análisis causal-compuesto), se debe realizar un segundo análisis para encontrar las fuentes responsables (análisis causal-fuente).
Medidas de control; Costo de las medidas de control
Las medidas de control para las instalaciones industriales incluyen dispositivos de limpieza de aire adecuados, bien diseñados, bien instalados, operados y mantenidos eficientemente, también llamados separadores o colectores. Un separador o colector puede definirse como un “aparato para separar uno o más de los siguientes de un medio gaseoso en el que están suspendidos o mezclados: partículas sólidas (filtro y separador de polvo), partículas líquidas (filtro y separador de gotas) y gases (purificador de gases)”. Los tipos básicos de equipos de control de la contaminación del aire (discutidos más adelante en “Control de la contaminación del aire”) son los siguientes:
Los colectores húmedos (scrubbers) pueden utilizarse para recoger, al mismo tiempo, contaminantes gaseosos y material particulado. Además, ciertos tipos de dispositivos de combustión pueden quemar gases y vapores combustibles, así como ciertos aerosoles combustibles. Dependiendo del tipo de efluente, se puede utilizar uno o una combinación de más de un colector.
El control de los olores que son químicamente identificables se basa en el control de los agentes químicos de los que emanan (p. ej., por absorción, por incineración). Sin embargo, cuando un olor no se define químicamente o el agente productor se encuentra en niveles extremadamente bajos, se pueden utilizar otras técnicas, como el enmascaramiento (mediante un agente más fuerte, más agradable e inocuo) o el contraataque (mediante un aditivo que contrarresta o parcialmente). neutraliza el olor desagradable).
Se debe tener en cuenta que una adecuada operación y mantenimiento son indispensables para asegurar la eficiencia esperada de un colector. Esto debe garantizarse en la etapa de planificación, tanto desde el punto de vista técnico como financiero. Los requisitos de energía no deben pasarse por alto. Al seleccionar un dispositivo de limpieza de aire, no solo se debe considerar el costo inicial, sino también los costos operativos y de mantenimiento. Siempre que se trate de contaminantes de alta toxicidad, se debe garantizar una alta eficiencia, así como procedimientos especiales para el mantenimiento y la eliminación de materiales de desecho.
Las medidas fundamentales de control en las instalaciones industriales son las siguientes:
Sustitución de materiales. Ejemplos: sustitución de solventes menos tóxicos por otros altamente tóxicos utilizados en ciertos procesos industriales; uso de combustibles con menor contenido de azufre (por ejemplo, carbón lavado), lo que da lugar a menos compuestos de azufre, etc.
Modificación o cambio del proceso o equipo industrial. Ejemplos: en la industria del acero, un cambio de mineral en bruto a mineral sinterizado peletizado (para reducir el polvo liberado durante el manejo del mineral); uso de sistemas cerrados en lugar de abiertos; cambio de sistemas de calefacción de combustible a vapor, agua caliente o sistemas eléctricos; uso de catalizadores en las salidas de aire de escape (procesos de combustión), etc.
Las modificaciones en los procesos, así como en el diseño de la planta, también pueden facilitar y/o mejorar las condiciones de dispersión y recolección de contaminantes. Por ejemplo, un diseño de planta diferente puede facilitar la instalación de un sistema de escape local; el desempeño de un proceso a una tasa más baja puede permitir el uso de cierto colector (con limitaciones de volumen pero por lo demás adecuado). Las modificaciones del proceso que concentran diferentes fuentes de efluentes están estrechamente relacionadas con el volumen de efluentes manejado, y la eficiencia de algunos equipos de limpieza de aire aumenta con la concentración de contaminantes en el efluente. Tanto la sustitución de materiales como la modificación de procesos pueden tener limitaciones técnicas y/o económicas, las cuales deben ser consideradas.
Limpieza y almacenamiento adecuados. Ejemplos: higiene estricta en el procesamiento de alimentos y productos animales; evitar el almacenamiento al aire libre de productos químicos (p. ej., pilas de azufre) o materiales polvorientos (p. ej., arena) o, en su defecto, rociar las pilas de partículas sueltas con agua (si es posible) o aplicar revestimientos superficiales (p. ej., agentes humectantes, plástico) a montones de materiales susceptibles de emitir contaminantes.
Disposición adecuada de los desechos. Ejemplos: evitar el simple apilamiento de desechos químicos (como los desechos de los reactores de polimerización), así como el vertido de materiales contaminantes (sólidos o líquidos) en las corrientes de agua. Esta última práctica no solo causa la contaminación del agua, sino que también puede crear una fuente secundaria de contaminación del aire, como en el caso de los desechos líquidos de las plantas de celulosa procesadas al sulfito, que liberan contaminantes gaseosos olorosos desagradables.
Mantenimiento. Ejemplo: los motores de combustión interna bien mantenidos y ajustados producen menos monóxido de carbono e hidrocarburos.
Practicas de trabajo. Ejemplo: tener en cuenta las condiciones meteorológicas, particularmente los vientos, al momento de rociar pesticidas.
Por analogía con las prácticas adecuadas en el lugar de trabajo, las buenas prácticas a nivel comunitario pueden contribuir al control de la contaminación del aire; por ejemplo, cambios en el uso de vehículos motorizados (más transporte colectivo, automóviles pequeños, etc.) y control de las instalaciones de calefacción (mejor aislamiento de edificios para requerir menos calefacción, mejores combustibles, etc.).
Las medidas de control de las emisiones de los vehículos son programas obligatorios de inspección y mantenimiento adecuados y eficientes que se aplican a la flota de automóviles existente, programas de cumplimiento del uso de convertidores catalíticos en los automóviles nuevos, sustitución agresiva de automóviles alimentados por energía solar/baterías por los que funcionan con combustible. , la regulación del tráfico rodado y los conceptos de planificación del transporte y el uso del suelo.
Las emisiones de los vehículos de motor se controlan mediante el control de las emisiones por milla recorrida por vehículo (VMT) y mediante el control del propio VMT (Walsh 1992). Las emisiones por VMT se pueden reducir controlando el rendimiento del vehículo (hardware, mantenimiento) tanto para automóviles nuevos como en uso. La composición del combustible de la gasolina con plomo se puede controlar reduciendo el contenido de plomo o azufre, lo que también tiene un efecto beneficioso en la disminución de las emisiones de HC de los vehículos. La reducción de los niveles de azufre en el combustible diesel como medio para reducir las emisiones de partículas de diesel tiene el efecto beneficioso adicional de aumentar el potencial para el control catalítico de las emisiones de partículas de diesel y HC orgánico.
Otra importante herramienta de gestión para reducir las emisiones evaporativas y de repostaje de los vehículos es el control de la volatilidad de la gasolina. El control de la volatilidad del combustible puede reducir considerablemente las emisiones de HC por evaporación del vehículo. El uso de aditivos oxigenados en la gasolina reduce las emisiones de HC y CO siempre que no aumente la volatilidad del combustible.
La reducción de VMT es un medio adicional de controlar las emisiones de los vehículos mediante estrategias de control como
Si bien tales enfoques promueven la conservación de combustible, aún no son aceptados por la población en general y los gobiernos no han tratado seriamente de implementarlos.
Todas estas soluciones tecnológicas y políticas al problema de los vehículos de motor, excepto la sustitución de los coches eléctricos, se ven compensadas cada vez más por el crecimiento de la población de vehículos. El problema del vehículo puede resolverse solo si el problema del crecimiento se aborda de manera adecuada.
Costo de Salud Pública y Efectos Ambientales; Análisis coste-beneficio
La estimación de los costos de la salud pública y los efectos ambientales es la parte más difícil de un plan de implementación de aire limpio, ya que es muy difícil estimar el valor de la reducción de por vida de las enfermedades discapacitantes, las tasas de hospitalización y las horas de trabajo perdidas. Sin embargo, esta estimación y una comparación con el costo de las medidas de control son absolutamente necesarias para equilibrar los costos de las medidas de control frente a los costos de no emprender tales medidas, en términos de salud pública y efectos ambientales.
Transporte y Ordenamiento Territorial
El problema de la contaminación está íntimamente relacionado con el uso de la tierra y el transporte, incluidos temas como la planificación comunitaria, el diseño de caminos, el control del tráfico y el transporte masivo; a preocupaciones demográficas, topográficas y económicas; ya las preocupaciones sociales (Venzia 1977). En general, las aglomeraciones urbanas de rápido crecimiento tienen graves problemas de contaminación debido a las malas prácticas de transporte y uso del suelo. La planificación del transporte para el control de la contaminación del aire incluye controles de transporte, políticas de transporte, tránsito masivo y costos de congestión de carreteras. Los controles de transporte tienen un impacto importante en el público en general en términos de equidad, represión y perturbación social y económica, en particular, los controles directos de transporte, como restricciones de vehículos motorizados, limitaciones de gasolina y reducciones de emisiones de vehículos motorizados. Las reducciones de emisiones debidas a los controles directos pueden estimarse y verificarse de forma fiable. Los controles de transporte indirecto, como la reducción de las millas recorridas por vehículos mediante la mejora de los sistemas de transporte público, las regulaciones de mejora del flujo de tráfico, las regulaciones sobre los estacionamientos, los impuestos viales y de gasolina, los permisos de uso de automóviles y los incentivos para los enfoques voluntarios se basan principalmente en pruebas anteriores. experiencia de error, e incluyen muchas incertidumbres cuando se trata de desarrollar un plan de transporte viable.
Los planes de acción nacionales que incurren en controles de transporte indirecto pueden afectar el transporte y la planificación del uso del suelo con respecto a carreteras, estacionamientos y centros comerciales. La planificación a largo plazo para el sistema de transporte y el área influenciada por este evitará un deterioro significativo de la calidad del aire y garantizará el cumplimiento de las normas de calidad del aire. El transporte público se considera constantemente como una solución potencial para los problemas de contaminación del aire urbano. La selección de un sistema de transporte público para servir a un área y las diferentes divisiones modales entre el uso de la carretera y el servicio de autobús o tren alterarán en última instancia los patrones de uso del suelo. Hay una división óptima que minimizará la contaminación del aire; sin embargo, esto puede no ser aceptable cuando se consideran factores no ambientales.
El automóvil ha sido llamado el mayor generador de externalidades económicas jamás conocido. Algunos de estos, como el empleo y la movilidad, son positivos, pero los negativos, como la contaminación del aire, los accidentes con resultado de muerte y lesiones, los daños a la propiedad, el ruido, la pérdida de tiempo y los agravantes, llevan a la conclusión de que el transporte no es una industria de costos decrecientes en áreas urbanizadas. Los costos de congestión de carreteras son otra externalidad; Sin embargo, el tiempo perdido y los costos de congestión son difíciles de determinar. No se puede obtener una evaluación real de los modos de transporte que compiten, como el transporte masivo, si los costos de viaje para los viajes de trabajo no incluyen los costos de congestión.
La planificación del uso de la tierra para el control de la contaminación del aire incluye códigos de zonificación y estándares de desempeño, controles de uso de la tierra, vivienda y desarrollo de la tierra, y políticas de planificación del uso de la tierra. La zonificación del uso de la tierra fue el intento inicial de lograr la protección de las personas, sus propiedades y sus oportunidades económicas. Sin embargo, la naturaleza omnipresente de los contaminantes del aire requería más que la separación física de las industrias y las áreas residenciales para proteger al individuo. Por esta razón, se introdujeron estándares de desempeño basados inicialmente en decisiones estéticas o cualitativas en algunos códigos de zonificación en un intento de cuantificar los criterios para identificar problemas potenciales.
Las limitaciones de la capacidad de asimilación del medio ambiente deben identificarse para la planificación del uso del suelo a largo plazo. Luego, se pueden desarrollar controles de uso de la tierra que prorratearán la capacidad equitativamente entre las actividades locales deseadas. Los controles de uso de suelo incluyen sistemas de permisos para la revisión de nuevas fuentes estacionarias, regulación de zonificación entre áreas industriales y residenciales, restricción por servidumbre o compra de tierra, control de ubicación de receptores, zonificación de densidad de emisión y regulaciones de asignación de emisiones.
Las políticas de vivienda destinadas a hacer que la propiedad de la vivienda esté disponible para muchos que de otro modo no podrían pagarla (como los incentivos fiscales y las políticas hipotecarias) estimulan la expansión urbana e indirectamente desalientan el desarrollo residencial de mayor densidad. Estas políticas ahora han demostrado ser desastrosas para el medio ambiente, ya que no se consideró el desarrollo simultáneo de sistemas de transporte eficientes para satisfacer las necesidades de la multitud de nuevas comunidades que se están desarrollando. La lección aprendida de este desarrollo es que los programas que impactan en el medio ambiente deben coordinarse y llevarse a cabo una planificación integral en el nivel donde ocurre el problema y en una escala lo suficientemente grande como para incluir todo el sistema.
La planificación del uso de la tierra debe examinarse a nivel nacional, provincial o estatal, regional y local para garantizar adecuadamente la protección del medio ambiente a largo plazo. Los programas gubernamentales generalmente comienzan con la ubicación de plantas de energía, sitios de extracción de minerales, zonificación costera y desierto, montaña u otro desarrollo recreativo. Dado que la multiplicidad de gobiernos locales en una región determinada no puede abordar adecuadamente los problemas ambientales regionales, los gobiernos o agencias regionales deben coordinar los patrones de desarrollo y densidad de la tierra mediante la supervisión de la disposición espacial y la ubicación de las nuevas construcciones y usos, y las instalaciones de transporte. La planificación del uso de la tierra y el transporte debe estar interrelacionada con la aplicación de las normas para mantener la calidad del aire deseada. Idealmente, el control de la contaminación del aire debería ser planificado por la misma agencia regional que hace la planificación del uso de la tierra debido a las externalidades superpuestas asociadas con ambos temas.
Plan de Cumplimiento, Compromiso de Recursos
El plan de implementación de aire limpio siempre debe contener un plan de cumplimiento que indique cómo se pueden hacer cumplir las medidas de control. Esto implica también un compromiso de recursos que, de acuerdo con el principio de quien contamina paga, establecerá lo que el contaminador tiene que implementar y cómo el gobierno ayudará al contaminador a cumplir el compromiso.
Proyecciones para el futuro
En el sentido de un plan de precaución, el plan de implementación de aire limpio también debe incluir estimaciones de las tendencias en la población, el tráfico, las industrias y el consumo de combustible para evaluar las respuestas a problemas futuros. Esto evitará tensiones futuras al hacer cumplir las medidas mucho antes de los problemas imaginados.
Estrategias de Seguimiento
Una estrategia para el seguimiento de la gestión de la calidad del aire consiste en planes y políticas sobre cómo implementar futuros planes de implementación de aire limpio.
Rol de la Evaluación de Impacto Ambiental
La evaluación de impacto ambiental (EIA) es el proceso de proporcionar una declaración detallada por parte de la agencia responsable sobre el impacto ambiental de una acción propuesta que afecta significativamente la calidad del medio ambiente humano (Lee 1993). La EIA es un instrumento de prevención que tiene como objetivo la consideración del entorno humano en una etapa temprana del desarrollo de un programa o proyecto.
La EIA es particularmente importante para los países que desarrollan proyectos en el marco de la reorientación y reestructuración económica. La EIA se ha convertido en legislación en muchos países desarrollados y ahora se aplica cada vez más en países en desarrollo y economías en transición.
La EIA es integradora en el sentido de una planificación y gestión ambiental integral que considera las interacciones entre los diferentes medios ambientales. Por otro lado, la EIA integra la estimación de las consecuencias ambientales en el proceso de planificación y, por lo tanto, se convierte en un instrumento de desarrollo sostenible. La EIA también combina propiedades técnicas y participativas a medida que recopila, analiza y aplica datos científicos y técnicos teniendo en cuenta el control de calidad y la garantía de calidad, y destaca la importancia de las consultas antes de los procedimientos de concesión de licencias entre las agencias ambientales y el público que podría verse afectado por proyectos particulares. . Un plan de implementación de aire limpio se puede considerar como parte del procedimiento de EIA con referencia al aire.
El objetivo de la modelización de la contaminación del aire es la estimación de las concentraciones de contaminantes en el exterior provocadas, por ejemplo, por procesos de producción industrial, emisiones accidentales o tráfico. El modelado de la contaminación del aire se utiliza para determinar la concentración total de un contaminante, así como para encontrar la causa de niveles extraordinariamente altos. Para proyectos en la etapa de planificación, la contribución adicional a la carga existente puede estimarse por adelantado y las condiciones de emisión pueden optimizarse.
Figura 1. Sistema de Monitoreo Ambiental Global/Gestión de la contaminación del aire
Dependiendo de los estándares de calidad del aire definidos para el contaminante en cuestión, son de interés los valores medios anuales o las concentraciones pico a corto plazo. Por lo general, las concentraciones deben determinarse donde las personas están activas, es decir, cerca de la superficie a una altura de unos dos metros sobre el suelo.
Parámetros que influyen en la dispersión de contaminantes
Dos tipos de parámetros influyen en la dispersión de los contaminantes: los parámetros de la fuente y los parámetros meteorológicos. Para los parámetros de fuente, las concentraciones son proporcionales a la cantidad de contaminante que se emite. Si se trata de polvo, se debe conocer el diámetro de las partículas para determinar la sedimentación y la deposición del material (VDI 1992). Como las concentraciones en la superficie son más bajas con una mayor altura de chimenea, este parámetro también debe conocerse. Además, las concentraciones dependen de la cantidad total de gases de escape, así como de su temperatura y velocidad. Si la temperatura del gas de escape excede la temperatura del aire circundante, el gas estará sujeto a flotabilidad térmica. Su velocidad de escape, que se puede calcular a partir del diámetro interior de la chimenea y el volumen de los gases de escape, provocará una flotabilidad dinámica. Se pueden usar fórmulas empíricas para describir estas características (VDI 1985; Venkatram y Wyngaard 1988). Hay que subrayar que no es la masa del contaminante en cuestión sino la del gas total la que es responsable de la flotabilidad del momento térmico y dinámico.
Los parámetros meteorológicos que influyen en la dispersión de los contaminantes son la velocidad y dirección del viento, así como la estratificación térmica vertical. La concentración de contaminantes es proporcional al recíproco de la velocidad del viento. Esto se debe principalmente al transporte acelerado. Además, la mezcla turbulenta aumenta con el aumento de la velocidad del viento. Como las llamadas inversiones (es decir, situaciones en las que la temperatura aumenta con la altura) dificultan la mezcla turbulenta, se observan concentraciones superficiales máximas durante la estratificación altamente estable. Por el contrario, las situaciones convectivas intensifican la mezcla vertical y por lo tanto muestran los valores de concentración más bajos.
Los estándares de calidad del aire, por ejemplo, valores medios anuales o percentiles 98, generalmente se basan en estadísticas. Por lo tanto, se necesitan datos de series temporales para los parámetros meteorológicos pertinentes. Idealmente, las estadísticas deberían basarse en diez años de observación. Si solo se dispone de series cronológicas más cortas, debe asegurarse de que sean representativas para un período más largo. Esto se puede hacer, por ejemplo, mediante el análisis de series temporales más largas de otros sitios de observación.
La serie temporal meteorológica utilizada también debe ser representativa del sitio considerado, es decir, debe reflejar las características locales. Esto es especialmente importante con respecto a los estándares de calidad del aire basados en fracciones máximas de la distribución, como 98 percentiles. Si no se dispone de tales series temporales, se puede utilizar un modelo de flujo meteorológico para calcular uno a partir de otros datos, como se describe a continuación.
Programas de Monitoreo Internacional
Organismos internacionales como la Organización Mundial de la Salud (OMS), la Organización Meteorológica Mundial (OMM) y el Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA) han instituido proyectos de vigilancia e investigación con el fin de aclarar los problemas relacionados con la contaminación del aire y promover medidas para prevenir mayor deterioro de la salud pública y de las condiciones ambientales y climáticas.
El Sistema de Vigilancia Ambiental Mundial GEMS/Aire (OMS/PNUMA 1993) está organizado y patrocinado por la OMS y el PNUMA y ha desarrollado un programa integral para proporcionar los instrumentos de gestión racional de la contaminación del aire (ver figura 55.1. [EPC01FE] El núcleo de este programa es una base de datos mundial de las concentraciones de contaminantes atmosféricos urbanos de dióxido de azufre, material particulado en suspensión, plomo, óxidos de nitrógeno, monóxido de carbono y ozono. Sin embargo, tan importante como esta base de datos es la provisión de herramientas de gestión como guías para inventarios rápidos de emisiones, programas para el modelado de dispersión, estimaciones de exposición de la población, medidas de control y análisis de costo-beneficio. A este respecto, SIMUVIMA/Aire proporciona manuales de revisión de metodología (OMS/PNUMA 1994, 1995), lleva a cabo evaluaciones globales de la calidad del aire, facilita la revisión y validación de evaluaciones , actúa como agente de datos/información, produce documentos técnicos en apoyo de todos los aspectos de la gestión de la calidad del aire, facilita el establecimiento de monitoreo, realiza y distribuye ampliamente revisiones anuales y establece o identifica centros de colaboración regional y/o expertos para coordinar y apoyar actividades de acuerdo con las necesidades de las regiones. (OMS/PNUMA 1992, 1993, 1995)El programa Global Atmospheric Watch (GAW) (Miller y Soudine 1994) proporciona datos y otra información sobre la composición química y las características físicas relacionadas de la atmósfera, y sus tendencias, con el objetivo de comprender la relación entre el cambio de la composición atmosférica y los cambios en la atmósfera global. y el clima regional, el transporte atmosférico a larga distancia y la deposición de sustancias potencialmente nocivas sobre los ecosistemas terrestres, de agua dulce y marinos, y el ciclo natural de los elementos químicos en el sistema global atmósfera/océano/biosfera, y los impactos antropógenos al respecto. El programa de la VAG consta de cuatro áreas de actividad: el Sistema mundial de observación del ozono (GO3OS), la vigilancia mundial de la composición atmosférica de fondo, incluida la Red de vigilancia de la contaminación del aire de fondo (BAPMoN); dispersión, transporte, transformación química y depósito de contaminantes atmosféricos sobre la tierra y el mar en diferentes escalas de tiempo y espacio; intercambio de contaminantes entre la atmósfera y otros compartimentos ambientales; y seguimiento integrado. Uno de los aspectos más importantes de la VAG es el establecimiento de Centros de Actividades Científicas de Garantía de Calidad para supervisar la calidad de los datos producidos bajo la VAG.
Conceptos de modelado de la contaminación del aire
Como se mencionó anteriormente, la dispersión de los contaminantes depende de las condiciones de emisión, el transporte y la mezcla turbulenta. El uso de la ecuación completa que describe estas características se denomina modelo de dispersión euleriana (Pielke 1984). Mediante este enfoque, las ganancias y pérdidas del contaminante en cuestión deben determinarse en cada punto de una cuadrícula espacial imaginaria y en distintos pasos de tiempo. Dado que este método es muy complejo y consume mucho tiempo informático, normalmente no se puede manejar de forma rutinaria. Sin embargo, para muchas aplicaciones, se puede simplificar usando las siguientes suposiciones:
En este caso, la ecuación mencionada anteriormente se puede resolver analíticamente. La fórmula resultante describe una pluma con distribución de concentración gaussiana, el llamado modelo de pluma gaussiana (VDI 1992). Los parámetros de distribución dependen de las condiciones meteorológicas y de la distancia a favor del viento, así como de la altura de la chimenea. Deben determinarse empíricamente (Venkatram y Wyngaard 1988). Las situaciones en las que las emisiones y/o los parámetros meteorológicos varían considerablemente en el tiempo y/o el espacio pueden describirse mediante el modelo de soplo gaussiano (VDI 1994). Bajo este enfoque, se emiten bocanadas distintas en pasos de tiempo fijos, cada uno siguiendo su propio camino de acuerdo con las condiciones meteorológicas actuales. En su camino, cada bocanada crece de acuerdo con la mezcla turbulenta. Los parámetros que describen este crecimiento, nuevamente, deben determinarse a partir de datos empíricos (Venkatram y Wyngaard 1988). Sin embargo, se debe enfatizar que para lograr este objetivo, los parámetros de entrada deben estar disponibles con la resolución necesaria en tiempo y/o espacio.
Con respecto a las emisiones accidentales o estudios de casos únicos, un modelo de partículas o de Lagrange (Directiva VDI 3945, Parte 3) se recomienda. De este modo, el concepto es calcular las trayectorias de muchas partículas, cada una de las cuales representa una cantidad fija del contaminante en cuestión. Los trayectos individuales se componen de transporte por el viento medio y de perturbaciones estocásticas. Debido a la parte estocástica, los caminos no concuerdan completamente, sino que representan la mezcla por turbulencia. En principio, los modelos lagrangianos son capaces de considerar condiciones meteorológicas complejas, en particular, viento y turbulencia; Los campos calculados por los modelos de flujo que se describen a continuación se pueden utilizar para el modelado de dispersión lagrangiana.
Modelado de dispersión en terreno complejo
Si es necesario determinar las concentraciones de contaminantes en un terreno estructurado, puede ser necesario incluir los efectos topográficos sobre la dispersión de contaminantes en el modelado. Dichos efectos son, por ejemplo, el transporte siguiendo la estructura topográfica, o sistemas de viento térmico como brisas marinas o vientos de montaña, que cambian la dirección del viento en el transcurso del día.
Si dichos efectos tienen lugar en una escala mucho mayor que el área del modelo, la influencia puede considerarse utilizando datos meteorológicos que reflejen las características locales. Si no se dispone de tales datos, la estructura tridimensional impresa en el flujo por la topografía se puede obtener usando un modelo de flujo correspondiente. Sobre la base de estos datos, el propio modelo de dispersión puede llevarse a cabo suponiendo una homogeneidad horizontal como se describe anteriormente en el caso del modelo de pluma gaussiana. Sin embargo, en situaciones donde las condiciones del viento cambian significativamente dentro del área del modelo, el propio modelo de dispersión debe considerar el flujo tridimensional afectado por la estructura topográfica. Como se mencionó anteriormente, esto se puede hacer usando un soplo gaussiano o un modelo lagrangiano. Otra forma es realizar el modelado euleriano más complejo.
Para determinar la dirección del viento de acuerdo con el terreno estructurado topográficamente, se puede utilizar un modelo de flujo de diagnóstico o consistente en masa (Pielke 1984). Usando este enfoque, el flujo se ajusta a la topografía variando los valores iniciales lo menos posible y manteniendo constante su masa. Como este es un enfoque que conduce a resultados rápidos, también se puede usar para calcular estadísticas de viento para un sitio determinado si no hay observaciones disponibles. Para hacer esto, se utilizan estadísticas de vientos geostróficos (es decir, datos de aire superior de radiosondas).
Sin embargo, si los sistemas de viento térmico tienen que ser considerados con más detalle, deben usarse los llamados modelos de pronóstico. Dependiendo de la escala y la pendiente del área del modelo, es adecuado un enfoque hidrostático, o el no hidrostático aún más complejo (VDI 1981). Los modelos de este tipo necesitan mucha potencia informática, así como mucha experiencia en la aplicación. La determinación de concentraciones basadas en medias anuales, en general, no es posible con estos modelos. En cambio, se pueden realizar estudios del peor caso considerando solo una dirección del viento y aquellos parámetros de estratificación y velocidad del viento que dan como resultado los valores más altos de concentración en la superficie. Si esos valores en el peor de los casos no superan los estándares de calidad del aire, no se necesitan estudios más detallados.
Figura 2. Estructura topográfica de una región modelo
Las Figuras 2, 3 y 4 demuestran cómo se puede presentar el transporte y la distribución de contaminantes en relación con la influencia de las climatologías del terreno y del viento derivadas de la consideración de las frecuencias de los vientos geostróficos y superficiales.
Figura 3. Distribuciones de frecuencia de superficie determinadas a partir de la distribución de frecuencia geostrófica
Figura 4. Concentraciones medias anuales de contaminantes para una región hipotética calculadas a partir de la distribución de frecuencia geostrófica para campos de viento heterogéneos
Modelado de dispersión en caso de fuentes bajas
Teniendo en cuenta la contaminación del aire causada por fuentes bajas (es decir, alturas de chimenea del orden de la altura del edificio o emisiones del tráfico rodado), se debe considerar la influencia de los edificios circundantes. Las emisiones del tráfico rodado quedarán atrapadas hasta cierto punto en los cañones de las calles. Se han encontrado formulaciones empíricas para describir esto (Yamartino y Wiegand 1986).
Los contaminantes emitidos por una chimenea baja situada en un edificio serán capturados en la circulación del lado de sotavento del edificio. El alcance de esta circulación de sotavento depende de la altura y el ancho del edificio, así como de la velocidad del viento. Por lo tanto, los enfoques simplificados para describir la dispersión de contaminantes en tal caso, basados únicamente en la altura de un edificio, generalmente no son válidos. La extensión vertical y horizontal de la circulación de sotavento se ha obtenido a partir de estudios de túnel de viento (Hosker 1985) y se puede implementar en modelos de diagnóstico consistentes en masa. Tan pronto como se haya determinado el campo de flujo, se puede utilizar para calcular el transporte y la mezcla turbulenta del contaminante emitido. Esto se puede hacer mediante modelos de dispersión lagrangianos o eulerianos.
Solo se pueden realizar estudios más detallados (sobre emisiones accidentales, por ejemplo) utilizando modelos de flujo y dispersión no hidrostáticos en lugar de un enfoque de diagnóstico. Como esto, en general, exige una gran potencia informática, se recomienda un enfoque en el peor de los casos, como se describe anteriormente, antes de un modelo estadístico completo.
Monitoreo de la calidad del aire significa la medición sistemática de los contaminantes del aire ambiente para poder evaluar la exposición de los receptores vulnerables (p. ej., personas, animales, plantas y obras de arte) sobre la base de normas y directrices derivadas de los efectos observados, y/o establecer la fuente de la contaminación del aire (análisis causal).
Las concentraciones de contaminantes del aire ambiente están influenciadas por la variación espacial o temporal de las emisiones de sustancias peligrosas y la dinámica de su dispersión en el aire. Como consecuencia, se producen marcadas variaciones diarias y anuales de las concentraciones. Es prácticamente imposible determinar de forma unificada todas estas diferentes variaciones de la calidad del aire (en lenguaje estadístico, la población de estados de calidad del aire). Por lo tanto, las mediciones de las concentraciones de contaminantes en el aire ambiente siempre tienen el carácter de muestras espaciales o temporales aleatorias.
Planificación de la medición
El primer paso en la planificación de la medición es formular el propósito de la medición con la mayor precisión posible. Las preguntas importantes y los campos de operación para el monitoreo de la calidad del aire incluyen:
Medida de área:
Medida de instalaciones:
El objetivo de la planificación de la medición es utilizar procedimientos adecuados de medición y evaluación para responder preguntas específicas con suficiente certeza y con el mínimo gasto posible.
En la tabla 1 se presenta un ejemplo de los parámetros que deben utilizarse para la planificación de la medición, en relación con una evaluación de la contaminación del aire en el área de una instalación industrial planificada. Reconociendo que los requisitos formales varían según la jurisdicción, cabe señalar que aquí se hace una referencia específica a los procedimientos alemanes de concesión de licencias para instalaciones industriales.
Tabla 1. Parámetros para la planificación de mediciones en la medición de concentraciones de contaminación del aire ambiente (con ejemplo de aplicación)
Parámetro |
Ejemplo de aplicación: Procedimiento de licencia para |
Declaración de la pregunta |
Medición de la contaminación previa en el procedimiento de concesión de licencias; medición de sonda aleatoria representativa |
Área de medición |
Círculo alrededor de la ubicación con un radio de 30 veces la altura real de la chimenea (simplificado) |
Estándares de evaluación (dependiendo del lugar y el tiempo): valores característicos a ser |
Límites umbral IW1 (media aritmética) e IW2 (percentil 98) de TA Luft (Instrucción técnica, aire); cálculo de I1 (media aritmética) e I2 (percentil 98) a partir de mediciones realizadas durante 1 km2 (superficie de evaluación) para comparar con IW1 e IW2 |
Ordenación, elección y densidad |
Escaneo regular de 1 km2, lo que resulta en la elección "aleatoria" de los sitios de medición |
Período de tiempo de medición |
1 año, al menos 6 meses |
Altura de medición |
1.5 a 4 metros sobre el suelo |
Frecuencia de medida |
52 (104) mediciones por área de evaluación para contaminantes gaseosos, dependiendo de la altura de la contaminación |
Duración de cada medición |
1/2 hora para contaminantes gaseosos, 24 horas para polvo en suspensión, 1 mes para precipitación de polvo |
Tiempo de medición |
Elección aleatoria |
Objeto medido |
Contaminación del aire emitida por la instalación planificada |
Procedimiento de medición |
Procedimiento de medición estándar nacional (directrices VDI) |
Certeza necesaria de los resultados de la medición |
Alta |
Requisitos de calidad, control de calidad, calibración, mantenimiento |
Directrices VDI |
Registro de datos de medición, validación, archivo, evaluación |
Cálculo de la cantidad de datos I1V e I2V para cada área de evaluación |
Precio |
Depende del área de medición y objetivos |
El ejemplo de la tabla 1 muestra el caso de una red de medición que se supone debe monitorear la calidad del aire en un área específica de la manera más representativa posible, para compararla con los límites de calidad del aire designados. La idea detrás de este enfoque es que se hace una selección aleatoria de sitios de medición para cubrir ubicaciones equitativas en un área con calidad de aire variable (por ejemplo, áreas residenciales, calles, zonas industriales, parques, centros urbanos, suburbios). Este enfoque puede ser muy costoso en grandes áreas debido a la cantidad de sitios de medición necesarios.
Por lo tanto, otra concepción de una red de medición comienza con sitios de medición que se seleccionan de manera representativa. Si se realizan mediciones de diferente calidad del aire en los lugares más importantes y se conoce el tiempo que los objetos protegidos permanecen en estos “microambientes”, entonces se puede determinar la exposición. Este enfoque se puede extender a otros microambientes (p. ej., habitaciones interiores, automóviles) para estimar la exposición total. El modelado de difusión o las mediciones de detección pueden ayudar a elegir los sitios de medición correctos.
Un tercer enfoque consiste en medir en los puntos de supuesta exposición más alta (p. ej., para NO2 y benceno en cañones callejeros). Si se cumplen los estándares de evaluación en este sitio, hay suficiente probabilidad de que este también sea el caso para todos los demás sitios. Este enfoque, al centrarse en puntos críticos, requiere relativamente pocos sitios de medición, pero estos deben elegirse con especial cuidado. Este método particular corre el riesgo de sobrestimar la exposición real.
Los parámetros del período de tiempo de medición, la evaluación de los datos de medición y la frecuencia de medición se dan esencialmente en la definición de los estándares de evaluación (límites) y el nivel deseado de certeza de los resultados. Se relacionan los límites de umbral y las condiciones periféricas a considerar en la planificación de la medición. Mediante el uso de procedimientos de medición continuos, se puede lograr una resolución que temporalmente es casi perfecta. Pero esto es necesario solo para monitorear valores máximos y/o para advertencias de smog; para monitorear los valores medios anuales, por ejemplo, las mediciones discontinuas son adecuadas.
La siguiente sección está dedicada a describir las capacidades de los procedimientos de medición y el control de calidad como otro parámetro importante para la planificación de la medición.
Garantía de Calidad
Las mediciones de las concentraciones de contaminantes del aire ambiental pueden ser costosas de realizar y los resultados pueden afectar decisiones importantes con implicaciones económicas o ecológicas graves. Por lo tanto, las medidas de aseguramiento de la calidad son una parte integral del proceso de medición. Aquí conviene distinguir dos áreas.
Medidas orientadas al procedimiento
Cada procedimiento de medición completo consta de varios pasos: muestreo, preparación de la muestra y limpieza; separación, detección (paso analítico final); y recopilación y evaluación de datos. En algunos casos, especialmente con la medición continua de gases inorgánicos, se pueden omitir algunos pasos del procedimiento (p. ej., separación). Al realizar las mediciones, debe procurarse el cumplimiento integral de los procedimientos. Deben seguirse procedimientos estandarizados y, por lo tanto, ampliamente documentados, en forma de normas DIN/ISO, normas CEN o directrices VDI.
Medidas orientadas al usuario
El uso de equipos y procedimientos estandarizados y probados para la medición de la concentración de contaminantes en el aire ambiente no puede por sí solo garantizar una calidad aceptable si el usuario no emplea métodos adecuados de control de calidad. La serie de normas DIN/EN/ISO 9000 (Normas de gestión y garantía de la calidad), EN 45000 (que define los requisitos para los laboratorios de ensayo) y la Guía ISO 25 (Requisitos generales para la competencia de los laboratorios de calibración y ensayo) son importantes para los usuarios. medidas orientadas a garantizar la calidad.
Los aspectos importantes de las medidas de control de calidad del usuario incluyen:
Procedimientos de medición
Procedimientos de medición para gases inorgánicos
Existe una gran cantidad de procedimientos de medición para la amplia gama de gases inorgánicos. Diferenciaremos entre métodos manuales y automáticos.
Procedimientos manuales
En el caso de procedimientos de medición manual para gases inorgánicos, la sustancia a medir normalmente se adsorbe durante el muestreo en una solución o material sólido. En la mayoría de los casos, se realiza una determinación fotométrica después de una reacción de color adecuada. Varios procedimientos de medición manual tienen un significado especial como procedimientos de referencia. Debido al costo de personal relativamente alto, estos procedimientos manuales se llevan a cabo rara vez para mediciones de campo hoy en día, cuando se dispone de procedimientos automáticos alternativos. Los procedimientos más importantes se describen brevemente en la tabla 2.
Tabla 2. Procedimientos de medición manual para gases inorgánicos
Material |
Procedimiento |
Ejecución |
Comentarios |
SO2 |
procedimiento de medicina tradicional china |
Absorción en solución de tetraclomercurato (botella de lavado); reacción con formaldehído y pararosanilina a ácido sulfónico rojo-violeta; determinación fotométrica |
procedimiento de medición de referencia de la UE; |
SO2 |
Procedimiento de gel de sílice |
Eliminación de sustancias de interferencia por H concentrado3PO4; adsorción en gel de sílice; desorción térmica en H2-corriente y reducción a H2S; reacción al azul de molibdeno; determinación fotométrica |
DL = 0.3 µg SO2; |
NO2 |
Procedimiento Saltzman |
Absorción en la solución de reacción mientras se forma un colorante azo rojo (botella de lavado); determinación fotométrica |
Calibración con nitrito de sodio; |
O3 |
Yoduro de potasio |
Formación de yodo a partir de solución acuosa de yoduro de potasio (botella de lavado); determinación fotométrica |
DL = 20 µg/m3; |
F– |
Procedimiento con cuentas de plata; |
Muestreo con preseparador de polvo; enriquecimiento de F– en cuentas de plata recubiertas de carbonato de sodio; elución y medición con cadena de electrodos de fluoruro de lantano sensible a iones |
Inclusión de una parte indeterminada de inmisiones de partículas de fluoruro |
F– |
Procedimiento con cuentas de plata; |
Muestreo con filtro de membrana calentado; enriquecimiento de F– en cuentas de plata recubiertas de carbonato de sodio; determinación por procedimiento electroquímico (variante 1) o fotométrico (alizarina-complexona) |
Peligro de resultados inferiores debido a la sorción parcial de inmisiones gaseosas de fluoruro en el filtro de membrana; |
Cl– |
rodanuro de mercurio |
Absorción en solución de hidróxido de sodio 0.1 N (frasco de lavado); reacción con rodanuro de mercurio e iones de Fe(III) para formar un complejo de tiocianato de hierro; determinación fotométrica |
DL = 9 µg/m3 |
Cl2 |
Procedimiento de naranja de metilo |
Reacción de blanqueo con solución de naranja de metilo (botella de lavado); determinación fotométrica |
DL = 0.015 mg/m3 |
NH3 |
Procedimiento de indofenol |
Absorción en H diluido2SO4 (Impinger/botella de lavado); conversión con fenol e hipoclorito a tinte de indofenol; determinación fotométrica |
DL = 3 µg/m3 (perforador); parcial |
NH3 |
procedimiento de Nessler |
Absorción en H diluido2SO4 (Impinger/botella de lavado); destilación y reacción con reactivo de Nessler, determinación fotométrica |
DL = 2.5 µg/m3 (perforador); parcial |
H2S |
Azul de molibdeno |
Absorción como sulfuro de plata en perlas de vidrio tratadas con sulfato de plata e hidrogenosulfato de potasio (tubo de sorción); liberado como sulfuro de hidrógeno y conversión a azul de molibdeno; determinación fotométrica |
DL = 0.4 µg/m3 |
H2S |
Procedimiento de azul de metileno |
Absorción en suspensión de hidróxido de cadmio mientras se forma CdS; conversión a azul de metileno; determinación fotométrica |
DL = 0.3 µg/m3 |
DL = límite de detección; s = desviación estándar; rel. s = relativo s.
Una variante de muestreo especial, utilizada principalmente en relación con los procedimientos de medición manual, es el tubo de separación por difusión (denuder). La técnica del denudador tiene como objetivo separar las fases de gas y partículas utilizando sus diferentes velocidades de difusión. Por lo tanto, a menudo se usa en problemas de separación difíciles (p. ej., amoníaco y compuestos de amonio; óxidos de nitrógeno, ácido nítrico y nitratos; óxidos de azufre, ácido sulfúrico y sulfatos o haluros/haluros de hidrógeno). En la técnica clásica del denudador, el aire de prueba se aspira a través de un tubo de vidrio con un revestimiento especial, según el material a recolectar. La técnica del denudador se ha desarrollado aún más en muchas variaciones y también parcialmente automatizada. Ha ampliado mucho las posibilidades del muestreo diferenciado, pero dependiendo de la variante puede ser muy laborioso y su correcta utilización requiere mucha experiencia.
Procedimientos automatizados
Hay numerosos monitores de medición continua diferentes en el mercado para dióxido de azufre, óxidos de nitrógeno, monóxido de carbono y ozono. En su mayor parte se utilizan particularmente en redes de medición. Las características más importantes de los métodos individuales se recogen en la tabla 3.
Tabla 3. Procedimientos de medición automatizados para gases inorgánicos
Material |
Principio de medición |
Comentarios |
SO2 |
Reacción conductimétrica del SO2 con H2O2 en H diluido2SO4; medición del aumento de la conductividad |
Exclusión de interferencias con filtro selectivo (KHSO4/AgNO3) |
SO2 |
fluorescencia ultravioleta; excitación de SO2 moléculas con radiación UV (190–230 nm); medición de la radiación de fluorescencia |
Interferencias, por ejemplo, por hidrocarburos, |
NO NO2 |
quimioluminiscencia; reacción de NO con O3 a NO2; detección de radiación quimioluminiscente con fotomultiplicador |
NO2 solo indirectamente medible; uso de convertidores para reducción de NO2 a NO; medición de NO y NOx |
CO |
Absorción infrarroja no dispersiva; |
Referencia: (a) celda con N2; (b) aire ambiente después de la eliminación de CO; (c) eliminación óptica de la absorción de CO (correlación del filtro de gas) |
O3 |
absorción ultravioleta; lámpara de Hg de baja presión como fuente de radiación (253.7 nm); registro de absorción UV de acuerdo con la ley de Lambert-Beer; detector: fotodiodo de vacío, válvula fotosensible |
Referencia: aire ambiente después de la eliminación de ozono (p. ej., Cu/MnO2) |
O3 |
quimioluminiscencia; reacción de O3 con eteno a formaldehído; detección de radiación quimioluminiscente con |
Buena selectividad; etileno necesario como gas reactivo |
Debe enfatizarse aquí que todos los procedimientos de medición automáticos basados en principios químico-físicos deben calibrarse utilizando procedimientos de referencia (manuales). Dado que los equipos automáticos de las redes de medida suelen funcionar durante largos periodos de tiempo (p. ej., varias semanas) sin supervisión humana directa, es indispensable que su correcto funcionamiento se compruebe de forma periódica y automática. Esto generalmente se hace usando gases cero y de prueba que pueden ser producidos por varios métodos (preparación de aire ambiente, cilindros de gas a presión, permeación, difusión, dilución estática y dinámica).
Procedimientos de medición de contaminantes atmosféricos formadores de polvo y su composición
Entre las partículas contaminantes del aire, se diferencian las precipitaciones de polvo y las partículas en suspensión (MPS). La caída de polvo consiste en partículas más grandes, que se hunden en el suelo debido a su tamaño y grosor. SPM incluye la fracción de partículas que se dispersa en la atmósfera de manera cuasi-estable y cuasi-homogénea y por lo tanto permanece suspendida por un tiempo determinado.
Medición de material particulado en suspensión y compuestos metálicos en SPM
Como es el caso de las mediciones de contaminantes atmosféricos gaseosos, se pueden diferenciar los procedimientos de medición continuos y discontinuos para SPM. Por regla general, el SPM se separa primero en filtros de fibra de vidrio o de membrana. Sigue una determinación gravimétrica o radiométrica. Dependiendo del muestreo, se puede distinguir entre un procedimiento para medir el SPM total sin fraccionamiento según el tamaño de las partículas y un procedimiento de fraccionamiento para medir el polvo fino.
Las ventajas y desventajas de las mediciones de polvo fraccionado en suspensión son discutidas internacionalmente. En Alemania, por ejemplo, todos los límites de umbral y los estándares de evaluación se basan en el total de partículas en suspensión. Esto significa que, en su mayor parte, solo se realizan mediciones de SPM totales. En Estados Unidos, por el contrario, es muy común el llamado procedimiento PM-10 (partículas £ 10μm). En este procedimiento solo se incluyen partículas con un diámetro aerodinámico de hasta 10 μm (50 por ciento de porción de inclusión), que son inhalables y pueden ingresar a los pulmones. El plan es introducir el procedimiento PM-10 en la Unión Europea como procedimiento de referencia. El costo de las mediciones fraccionadas de SPM es considerablemente mayor que el de la medición del polvo suspendido total, porque los dispositivos de medición deben estar equipados con cabezales de muestreo especiales, de construcción costosa que requieren un mantenimiento costoso. La Tabla 4 contiene detalles sobre los procedimientos de medición de SPM más importantes.
Tabla 4. Procedimientos de medición de partículas en suspensión (SPM)
Procedimiento |
Principio de medición |
Comentarios |
Pequeño dispositivo de filtro |
muestreo no fraccionado; caudal de aire 2.7–2.8 m3/h; diámetro del filtro 50 mm; análisis gravimétrico |
Fácil de manejar; reloj de control; |
dispositivo LIB |
muestreo no fraccionado; caudal de aire 15-16 m3/h; diámetro del filtro 120 mm; análisis gravimétrico |
Separación de polvo grande |
Muestreador de alto volumen |
Inclusión de partículas hasta aprox. 30 micras de diámetro; caudal de aire aprox. 100 metros3/h; diámetro del filtro 257 mm; análisis gravimétrico |
Separación de polvo grande |
FH 62 yo |
Dispositivo de medición de polvo radiométrico continuo; muestreo sin fraccionamiento; caudal de aire 1 o 3 m3/h; registro de la masa de polvo separada en una banda de filtro midiendo la atenuación de la radiación β (criptón 85) al pasar por el filtro expuesto (cámara de ionización) |
Calibración gravimétrica por espolvoreado de filtros individuales; dispositivo también operable con preseparador PM-10 |
Medidor de polvo BETA F 703 |
Dispositivo de medición de polvo radiométrico continuo; muestreo no fraccionado; caudal de aire 3 m3/h; registro de la masa de polvo separada en una banda de filtro midiendo la atenuación de la radiación β (carbono 14) al pasar a través del filtro expuesto (tubo contador Geiger Müller) |
Calibración gravimétrica por espolvoreado de filtros individuales; dispositivo también operable con preseparador PM-10 |
TEOM 1400 |
Dispositivo de medición continua de polvo; muestreo no fraccionado; caudal de aire 1 m3/h; polvo recogido en un filtro, que forma parte de un sistema vibratorio autorresonante, en corriente lateral (3 l/min); registro de la disminución de la frecuencia debido al aumento de la carga de polvo en el filtro |
Relación entre frecuencia
|
Recientemente, también se han desarrollado cambiadores de filtros automáticos que contienen una mayor cantidad de filtros y los suministran al muestreador, uno tras otro, en intervalos de tiempo. Los filtros expuestos se almacenan en un cargador. Los límites de detección para los procedimientos de filtrado se encuentran entre 5 y 10 μg/m3 de polvo, por regla general.
Finalmente, se debe mencionar el procedimiento de humo negro para las mediciones de SPM. Procedente de Gran Bretaña, se ha incorporado a las directrices de la UE para SO2 y polvo en suspensión. En este procedimiento, el ennegrecimiento del filtro revestido se mide con un fotómetro réflex después del muestreo. Los valores de humo negro así obtenidos fotométricamente se convierten en unidades gravimétricas (μg/m3) con la ayuda de una curva de calibración. Dado que esta función de calibración depende en gran medida de la composición del polvo, especialmente de su contenido de hollín, la conversión a unidades gravimétricas es problemática.
Hoy en día, los compuestos metálicos a menudo se determinan de forma rutinaria en muestras de inmisión de polvo en suspensión. En general, la recolección del polvo en suspensión en los filtros es seguida por una disolución química de los polvos separados, ya que los pasos analíticos finales más comunes presuponen convertir los compuestos metálicos y metaloides en una solución acuosa. En la práctica, los métodos más importantes con diferencia son la espectroscopia de absorción atómica (AAS) y la espectroscopia con excitación de plasma (ICP-OES). Otros procedimientos para determinar compuestos metálicos en polvo en suspensión son el análisis de fluorescencia de rayos X, la polarografía y el análisis de activación de neutrones. Aunque los compuestos metálicos se han medido durante más de una década como un componente de SPM en el aire exterior en ciertos sitios de medición, quedan importantes preguntas sin respuesta. Por lo tanto, el muestreo convencional mediante la separación del polvo suspendido en los filtros asume que la separación de los compuestos de metales pesados en el filtro es completa. Sin embargo, se han encontrado indicaciones anteriores en la literatura que cuestionan esto. Los resultados son muy heterogéneos.
Otro problema radica en el hecho de que diferentes formas de compuestos, o compuestos individuales de los elementos respectivos, no pueden distinguirse en el análisis de compuestos metálicos en polvo en suspensión utilizando los procedimientos de medición convencionales. Si bien en muchos casos se pueden realizar determinaciones totales adecuadas, sería deseable una diferenciación más completa con ciertos metales especialmente cancerígenos (As, Cd, Cr, Ni, Co, Be). A menudo hay grandes diferencias en los efectos cancerígenos de los elementos y sus compuestos individuales (p. ej., los compuestos de cromo en los niveles de oxidación III y VI, solo los del nivel VI son cancerígenos). En tales casos, sería deseable una medición específica de los compuestos individuales (análisis de especies). A pesar de la importancia de este problema, solo se están realizando los primeros intentos de análisis de especies en la técnica de medición.
Medición de caída de polvo y compuestos metálicos en caída de polvo
Se utilizan dos métodos fundamentalmente diferentes para recoger la caída de polvo:
Un procedimiento popular para medir la caída de polvo (polvo depositado) es el llamado procedimiento de Bergerhoff. En este procedimiento, toda la precipitación atmosférica (deposiciones secas y húmedas) se recoge durante 30 ± 2 días en recipientes a una altura de entre 1.5 y 2.0 metros sobre el suelo (deposición a granel). Luego, los recipientes colectores se llevan al laboratorio y se preparan (se filtran, se evapora el agua, se secan, se pesan). El resultado se calcula en base a la superficie del recipiente colector y el tiempo de exposición en gramos por metro cuadrado y día (g/m2d). El límite de detección relativo es de 0.035 g/m2d.
Los procedimientos adicionales para recolectar polvo incluyen el dispositivo Liesegang-Löbner y métodos que recolectan el polvo depositado en láminas adhesivas.
Todos los resultados de las mediciones de caída de polvo son valores relativos que dependen del aparato utilizado, ya que la separación del polvo está influenciada por las condiciones de flujo en el dispositivo y otros parámetros. Las diferencias en los valores de medición obtenidos con los diferentes procedimientos pueden llegar al 50 por ciento.
También es importante la composición del polvo depositado, como el contenido de plomo, cadmio y otros compuestos metálicos. Los procedimientos analíticos utilizados para esto son básicamente los mismos que los utilizados para el polvo en suspensión.
Medición de materiales especiales en forma de polvo
Los materiales especiales en forma de polvo incluyen asbesto y hollín. La recolección de fibras como contaminantes del aire es importante ya que el asbesto ha sido clasificado como un material cancerígeno confirmado. Las fibras con un diámetro de D ≤ 3 μm y una longitud de L ≥ 5 μm, donde L:D ≥ 3, se consideran cancerígenas. Los procedimientos de medición de materiales fibrosos consisten en contar, bajo el microscopio, las fibras que han sido separadas en filtros. Solo se pueden considerar los procedimientos de microscopía electrónica para las mediciones del aire exterior. Las fibras se separan en filtros porosos recubiertos de oro. Antes de la evaluación en un microscopio de barrido electrónico, la muestra se libera de sustancias orgánicas mediante incineración de plasma directamente en el filtro. Las fibras se cuentan en parte de la superficie del filtro, se eligen aleatoriamente y se clasifican por geometría y tipo de fibra. Con la ayuda del análisis de rayos X por dispersión de energía (EDXA), las fibras de asbesto, las fibras de sulfato de calcio y otras fibras inorgánicas se pueden diferenciar sobre la base de la composición elemental. Todo el procedimiento es extremadamente costoso y requiere el mayor cuidado para lograr resultados confiables.
El hollín en forma de partículas emitidas por los motores diésel se ha vuelto relevante ya que el hollín diésel también se clasificó como cancerígeno. Debido a su composición cambiante y compleja y al hecho de que también se emiten varios componentes de otras fuentes, no existe un procedimiento de medición específico para el hollín de diésel. Sin embargo, para decir algo concreto sobre las concentraciones en el aire ambiente, el hollín se define convencionalmente como carbono elemental, como parte del carbono total. Se mide después del muestreo y una etapa de extracción y/o desorción térmica. La determinación del contenido de carbono se produce mediante la combustión en una corriente de oxígeno y la titulación culombimétrica o la detección IR no dispersiva del dióxido de carbono formado en el proceso.
El llamado etalómetro y el sensor de aerosol fotoeléctrico también se utilizan, en principio, para medir el hollín.
Medición de deposiciones húmedas
Junto con la deposición seca, la deposición húmeda en la lluvia, la nieve, la niebla y el rocío constituyen los medios más importantes por los cuales los materiales dañinos ingresan al suelo, el agua o las superficies de las plantas desde el aire.
Para distinguir claramente la deposición húmeda en lluvia y nieve (la niebla y el rocío presentan problemas especiales) de la medición de la deposición total (deposición a granel, consulte la sección "Medición de polvo y compuestos metálicos" más arriba) y la deposición seca, los colectores de lluvia, cuyo la abertura de recolección está cubierta cuando no llueve (toma de muestras solo húmeda), se utilizan para el muestreo. Con los sensores de lluvia, que en su mayoría funcionan según el principio de los cambios de conductividad, la cubierta se abre cuando comienza a llover y se vuelve a cerrar cuando deja de llover.
Las muestras se transfieren a través de un embudo (área abierta aprox. 500 cm2 y más) en un contenedor de recolección oscuro y, si es posible, aislado (de vidrio o polietileno solo para componentes inorgánicos).
En general, el análisis del agua recolectada en busca de componentes inorgánicos se puede realizar sin preparación de muestras. El agua debe centrifugarse o filtrarse si está visiblemente turbia. La conductividad, el valor de pH y los aniones importantes (NO3 – , ASI QUE4 2- Cl–) y cationes (Ca2+K+, Mg2+, N / A+, NH4 + y así sucesivamente) se miden de forma rutinaria. Compuestos traza inestables y estados intermedios como H2O2 o HSO3 – también se miden con fines de investigación.
Para el análisis, se utilizan procedimientos que generalmente están disponibles para soluciones acuosas, como conductimetría para conductividad, electrodos para valores de pH, espectroscopia de adsorción de átomos para cationes (consulte la sección "Medición de materiales especiales en forma de polvo", más arriba) y, cada vez más, cromatografía de intercambio iónico. con detección de conductividad para aniones.
Los compuestos orgánicos se extraen del agua de lluvia con, por ejemplo, diclorometano, o se soplan con argón y se adsorben con tubos Tenax (solo materiales altamente volátiles). Luego, los materiales se someten a un análisis de cromatografía de gases (consulte "Procedimientos de medición de contaminantes orgánicos del aire", a continuación).
La deposición seca se correlaciona directamente con las concentraciones en el aire ambiente. Sin embargo, las diferencias de concentración de materiales nocivos transportados por el aire en la lluvia son relativamente pequeñas, por lo que para medir la deposición húmeda, las redes de medición de malla ancha son adecuadas. Ejemplos de ello es la red de medida europea EMEP, en la que se recogen la entrada de iones sulfato y nitrato, determinados cationes y valores de pH de precipitación en aproximadamente 90 estaciones. También hay extensas redes de medición en América del Norte.
Procedimientos de medición óptica de larga distancia
Mientras que los procedimientos descritos hasta ahora captan la contaminación del aire en un punto, los procedimientos ópticos de medición a larga distancia miden de manera integrada sobre caminos de luz de varios kilómetros o determinan la distribución espacial. Utilizan las características de absorción de los gases en la atmósfera en el rango espectral UV, visible o IR y se basan en la ley de Lambert-Beer, según la cual el producto de la trayectoria de la luz y la concentración son proporcionales a la extinción medida. Si el emisor y el receptor de la instalación de medición cambian la longitud de onda, se pueden medir varios componentes en paralelo o secuencialmente con un dispositivo.
En la práctica, los sistemas de medición identificados en la tabla 5 juegan el papel más importante.
Tabla 5. Procedimientos de medición de larga distancia
Procedimiento |
Aplicación |
Ventajas desventajas |
Fourier |
Alcance IR (aprox. 700–3,000 cm-1), camino de luz de varios cientos de metros. |
+ Sistema multicomponente |
Diferencial |
Sendero ligero a varios km; medidas SO2, Yo no he2, benceno, HNO3; monitorea fuentes lineales y superficiales, utilizadas en redes de medición |
+ Fácil de manejar |
Larga distancia |
Área de investigación, en cubetas de baja presión para OH- |
+ Alta sensibilidad (a ppt) |
Diferencial |
Supervisa fuentes de superficie, mediciones de inmisión de gran superficie |
+ Mediciones de espacio |
LIDAR = Detección de luz y alcance; DIAL = LIDAR de absorción diferencial.
Procedimientos de medición de contaminantes orgánicos del aire
La medición de la contaminación del aire que contiene componentes orgánicos se complica principalmente por la variedad de materiales en esta clase de compuestos. Varios cientos de componentes individuales con características toxicológicas, químicas y físicas muy diferentes están amparados bajo el título general de “contaminantes atmosféricos orgánicos” en los registros de emisiones y planes de calidad del aire de las zonas congestionadas.
Especialmente debido a las grandes diferencias en el impacto potencial, la recopilación de componentes individuales relevantes ha reemplazado cada vez más a los procedimientos de suma utilizados anteriormente (por ejemplo, detector de ionización de llama, procedimiento de carbono total), cuyos resultados no pueden evaluarse toxicológicamente. El método FID, sin embargo, ha conservado cierta importancia en relación con una columna de separación corta para separar el metano, que es fotoquímicamente poco reactivo, y para recoger los compuestos orgánicos volátiles precursores (COV) para la formación de fotooxidantes.
La necesidad frecuente de separar las mezclas complejas de los compuestos orgánicos en componentes individuales relevantes hace que la medición sea prácticamente un ejercicio de cromatografía aplicada. Los procedimientos cromatográficos son los métodos de elección cuando los compuestos orgánicos son suficientemente estables, térmica y químicamente. Para los materiales orgánicos con grupos funcionales reactivos, los procedimientos separados que utilizan las características físicas de los grupos funcionales o las reacciones químicas para la detección siguen siendo válidos.
Los ejemplos incluyen el uso de aminas para convertir aldehídos en hidrazonas, con la posterior medición fotométrica; derivatización con 2,4-dinitrofenilhidrazina y separación de la 2,4-hidrazona que se forma; o formar colorantes azoicos con p-nitroanilina para la detección de fenoles y cresoles.
Entre los procedimientos cromatográficos, la cromatografía de gases (GC) y la cromatografía líquida de alta presión (HPLC) se emplean con mayor frecuencia para separar mezclas a menudo complejas. Para la cromatografía de gases, hoy en día se utilizan casi exclusivamente columnas de separación con diámetros muy estrechos (aprox. 0.2 a 0.3 mm y aprox. 30 a 100 m de largo), las denominadas columnas capilares de alta resolución (HRGC). Se dispone de una serie de detectores para encontrar los componentes individuales después de la columna de separación, como el mencionado FID, el ECD (detector de captura de electrones, específico para sustitutos electrofílicos como el halógeno), el PID (detector de fotoionización, que es especialmente sensible a los hidrocarburos aromáticos y otros sistemas de electrones p), y el NPD (detector termoiónico específico para compuestos de nitrógeno y fósforo). La HPLC utiliza detectores especiales de flujo continuo que, por ejemplo, están diseñados como la cubeta de flujo continuo de un espectrómetro UV.
Especialmente eficaz, pero también especialmente caro, es el uso de un espectrómetro de masas como detector. La identificación realmente cierta, especialmente con mezclas desconocidas de compuestos, a menudo solo es posible a través del espectro de masas del compuesto orgánico. La información cualitativa del llamado tiempo de retención (tiempo que permanece el material en la columna) que contiene el cromatograma con detectores convencionales se complementa con la detección específica de los componentes individuales mediante fragmentogramas de masa con alta sensibilidad de detección.
El muestreo debe ser considerado antes del análisis real. La elección del método de muestreo está determinada principalmente por la volatilidad, pero también por el rango de concentración esperado, la polaridad y la estabilidad química. Además, con compuestos no volátiles, se debe elegir entre mediciones de concentración y deposición.
La Tabla 6 proporciona una descripción general de los procedimientos comunes en el control del aire para el enriquecimiento activo y el análisis cromatográfico de compuestos orgánicos, con ejemplos de aplicaciones.
Tabla 6. Descripción general de los procedimientos comunes de medición cromatográfica de la calidad del aire de compuestos orgánicos (con ejemplos de aplicaciones)
Grupo de materiales |
Concentración |
Muestreo, preparación |
Paso analítico final |
Hidrocarburos C1-C9 |
mg/mXNUMX3 |
Ratones de gas (muestreo rápido), jeringa hermética a los gases, atrapamiento en frío frente a la columna capilar (enfoque), desorción térmica |
GC/FID |
Hidrocarburos de bajo punto de ebullición, altamente |
ng/mXNUMX3–ug/m3 |
Cilindro de acero de alta calidad al vacío y pasivado (también para mediciones de aire limpio) |
GC/FID/ECD/PID |
Compuestos organicos en punto de ebullicion |
mg/mXNUMX3 |
Adsorción en carbón activado, (a) desorción con CS2 (b) desorción con solventes (c) análisis de espacio de cabeza |
Capilar |
Compuestos organicos en punto de ebullicion |
ng/mXNUMX3–ug/m3 |
Adsorción en polímeros orgánicos (p. ej., Tenax) o tamiz de carbono molecular (carbopack), desorción térmica con atrapamiento en frío frente a la columna capilar (enfoque) o extracción con solvente |
Capilar |
Modificación para bajo punto de ebullición |
ng/mXNUMX3–ug/m3 |
Adsorción en polímeros enfriados (por ejemplo, tubo de termogradiente), enfriado a –120 ºC, uso de carbopack |
Capilar |
Compuestos orgánicos de alto punto de ebullición |
fg/m3–ng/m3 |
Muestreo en filtros (p. ej., dispositivo de filtro pequeño o muestreador de gran volumen) con cartuchos de poliuretano posteriores para la porción gaseosa, desorción con disolvente del filtro y poliuretano, varios pasos de purificación y preparación, para PAH también sublimación |
Capilar |
compuestos orgánicos de alto punto de ebullición, |
fg/m3–ng/m3 |
Adsorción sobre polímeros orgánicos (p. ej., cilindro de espuma de poliuretano) con filtros previos (p. ej., fibra de vidrio) o inorg. adsorber (p. ej., gel de sílice), extracción con disolventes, varios pasos preparatorios y de purificación (incluida la cromatografía multicolumna), derivatización de clorofenoles |
HRGC/ECD |
Compuestos orgánicos de alto punto de ebullición |
ng/mXNUMX3 |
Separación de aerosoles en filtros de fibra de vidrio (por ejemplo, muestreador de alto o bajo volumen) o recolección de polvo en superficies estandarizadas, extracción con solventes (para la deposición también del agua filtrada restante), varios pasos de purificación y preparación |
HRGC/MS |
GC = cromatografía de gases; GCMS = GC/espectroscopia de masas; FID = detector de ionización de llama; HRGC/ECD = GC/ECD de alta resolución; ECD = detector de captura de electrones; HPLC = cromatografía líquida de alta resolución. PID = detector de fotoionización.
Las mediciones de deposición de compuestos orgánicos con baja volatilidad (por ejemplo, dibenzodioxinas y dibenzofuranos (PCDD/PCDF), hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAH)) están ganando importancia desde la perspectiva del impacto ambiental. Dado que los alimentos son la principal fuente de ingesta humana, el material transportado por el aire transferido a las plantas alimenticias es de gran importancia. Sin embargo, existe evidencia de que la transferencia de material a través de la deposición de partículas es menos importante que la deposición seca de compuestos cuasi-gaseosos.
Para medir la deposición total, se utilizan dispositivos estandarizados para la precipitación de polvo (p. ej., procedimiento de Bergerhoff), que han sido ligeramente modificados por oscurecimiento como protección contra la entrada de luz intensa. Importantes problemas técnicos de medición, como la resuspensión de partículas ya separadas, la evaporación o la posible descomposición fotolítica, ahora se están investigando sistemáticamente para mejorar los procedimientos de muestreo menos que óptimos para compuestos orgánicos.
Investigaciones Olfatométricas
Las investigaciones de inmisión olfatométrica se utilizan en el monitoreo para cuantificar las quejas de olores y determinar la contaminación de referencia en los procedimientos de concesión de licencias. Sirven principalmente para evaluar si los olores existentes o anticipados deben clasificarse como significativos.
En principio, se pueden diferenciar tres enfoques metodológicos:
La primera posibilidad combina la medición de emisiones con la modelización y, en sentido estricto, no puede clasificarse bajo el término monitoreo de la calidad del aire. En el tercer método, la nariz humana se utiliza como detector con una precisión significativamente reducida en comparación con los métodos físico-químicos.
Los detalles de las inspecciones, los planes de medición y la evaluación de los resultados están contenidos, por ejemplo, en las normas de protección ambiental de algunos estados alemanes.
Procedimientos de medición de detección
A veces se utilizan procedimientos de medición simplificados para estudios preparatorios (detección). Los ejemplos incluyen muestreadores pasivos, tubos de ensayo y procedimientos biológicos. Con muestreadores pasivos (difusivos), el material a analizar se recolecta con procesos de flujo libre como difusión, permeación o adsorción en formas simples de colectores (tubos, placas) y se enriquece en filtros impregnados, mallas u otros medios de adsorción. Por lo tanto, no se produce el llamado muestreo activo (aspiración del aire de muestra a través de una bomba). La cantidad de material enriquecido, determinada analíticamente según un tiempo de exposición definido, se convierte en unidades de concentración sobre la base de leyes físicas (por ejemplo, de difusión) con la ayuda del tiempo de recolección y los parámetros geométricos del colector. La metodología proviene del campo de la salud ocupacional (muestreo personal) y la medición del aire interior, pero se utiliza cada vez más para medir la concentración de contaminantes en el aire ambiente. Se puede encontrar una descripción general en Brown 1993.
Los tubos detectores se utilizan a menudo para el muestreo y el análisis preparatorio rápido de gases. Se succiona cierto volumen de aire de prueba a través de un tubo de vidrio que se llena con un reactivo de adsorción que se corresponde con el objetivo de la prueba. El contenido del tubo cambia de color dependiendo de la concentración del material a determinar presente en el aire de prueba. Los tubos de ensayo pequeños se utilizan a menudo en el campo de la supervisión del lugar de trabajo o como un procedimiento rápido en casos de accidentes, como incendios. No se utilizan para mediciones rutinarias de la concentración de contaminantes del aire ambiente debido a los límites de detección generalmente demasiado altos y la selectividad demasiado limitada. Los tubos de prueba detectores están disponibles para numerosos materiales en varios rangos de concentración.
Entre los procedimientos biológicos, se han aceptado dos métodos en el control de rutina. Con el procedimiento estandarizado de exposición de líquenes, la tasa de mortalidad del liquen se determina durante el tiempo de exposición de 300 días. En otro procedimiento, se expone pasto francés durante 14 ± 1 días. Luego se determina la cantidad de crecimiento. Ambos procedimientos sirven como determinaciones resumidas de los efectos de la concentración de contaminantes del aire.
Redes de Monitoreo de la Calidad del Aire
En todo el mundo se utilizan los más variados tipos de redes de calidad del aire. Debe establecerse una distinción entre las redes de medición, que consisten en estaciones de medición automáticas y controladas por computadora (recipientes de medición), y las redes de medición virtuales, que solo definen las ubicaciones de medición para varios tipos de mediciones de concentración de contaminantes atmosféricos en forma de cuadrícula preestablecida. Las tareas y concepciones de las redes de medición se discutieron anteriormente.
Redes de monitoreo continuo
Las redes de medición en funcionamiento continuo se basan en estaciones de medición automáticas y sirven principalmente para monitorear la calidad del aire en áreas urbanas. Se miden los contaminantes del aire como el dióxido de azufre (SO2), polvo, monóxido de nitrógeno (NO), dióxido de nitrógeno (NO2), monóxido de carbono (CO), ozono (O3), y hasta cierto punto también la suma de los hidrocarburos (metano libre, CnHm) o componentes orgánicos individuales (p. ej., benceno, tolueno, xilenos). Además, según las necesidades, se incluyen parámetros meteorológicos como la dirección del viento, la velocidad del viento, la temperatura del aire, la humedad relativa, las precipitaciones, la radiación global o el balance de radiación.
El equipo de medición operado en las estaciones de medición generalmente consiste en un analizador, una unidad de calibración y un sistema electrónico de control y dirección, que monitorea todo el equipo de medición y contiene una interfaz estandarizada para la recopilación de datos. Además de los valores de medición, el equipo de medición proporciona las llamadas señales de estado sobre errores y el estado operativo. La calibración de los dispositivos se comprueba automáticamente por ordenador a intervalos regulares.
Por regla general, las estaciones de medición están conectadas con líneas de datos fijas, conexiones de marcación u otros sistemas de transferencia de datos a una computadora (computadora de proceso, estación de trabajo o PC, según el alcance del sistema) en la que se ingresan, procesan y procesan los resultados de la medición. desplegado. Las computadoras de la red de medición y, si es necesario, el personal especialmente capacitado monitorean continuamente si se exceden varios límites de umbral. De esta manera, las situaciones críticas de calidad del aire pueden reconocerse en cualquier momento. Esto es muy importante, especialmente para monitorear situaciones críticas de smog en invierno y verano (fotooxidantes) y para información pública actual.
Redes de medición para mediciones de muestras aleatorias
Más allá de la red de medición telemétrica, se utilizan en mayor o menor grado otros sistemas de medición para monitorear la calidad del aire. Los ejemplos incluyen redes de medición (ocasionalmente parcialmente automatizadas) para determinar:
Una serie de sustancias así medidas han sido clasificadas como cancerígenas, como los compuestos de cadmio, los PAH o el benceno. Por lo tanto, monitorearlos es particularmente importante.
Para brindar un ejemplo de un programa integral, la tabla 7 resume el monitoreo de la calidad del aire que se lleva a cabo sistemáticamente en Renania del Norte-Westfalia, que con 18 millones de habitantes es el estado más poblado de Alemania.
Tabla 7. Monitoreo sistemático de la calidad del aire en Renania del Norte-Westfalia (Alemania)
Medición continua |
Parcialmente automatizado |
Medición discontinua |
dióxido de azufre |
Composición SPM: |
benceno y otros |
Gestión de la Contaminación Atmosférica
El objetivo de un administrador de un sistema de control de la contaminación del aire es garantizar que las concentraciones excesivas de contaminantes del aire no alcancen un objetivo susceptible. Los objetivos podrían incluir personas, plantas, animales y materiales. En todos los casos debemos preocuparnos por los más sensibles de cada uno de estos colectivos. Los contaminantes del aire pueden incluir gases, vapores, aerosoles y, en algunos casos, materiales biopeligrosos. Un sistema bien diseñado evitará que un objetivo reciba una concentración dañina de un contaminante.
La mayoría de los sistemas de control de la contaminación del aire involucran una combinación de varias técnicas de control, generalmente una combinación de controles tecnológicos y controles administrativos, y en fuentes más grandes o más complejas puede haber más de un tipo de control tecnológico.
Idealmente, la selección de los controles apropiados se hará en el contexto del problema a resolver.
En la tabla 1 se describen los pasos de este proceso.
Tabla 1. Pasos en la selección de controles de contaminación
Paso 1: |
La primera parte es determinar qué se liberará de la pila. |
Paso 2: |
Todos los objetivos susceptibles deben ser identificados. Esto incluye personas, animales, plantas y materiales. En cada caso, se debe identificar al miembro más susceptible de cada grupo. Por ejemplo, asmáticos cerca de una planta que emite isocianatos. |
Paso 3: |
Debe establecerse un nivel aceptable de exposición para el grupo objetivo más sensible. |
Paso 4: |
El Paso 1 identifica las emisiones y el Paso 3 determina el nivel aceptable. |
* Al establecer los niveles de exposición en el Paso 3, debe recordarse que estas exposiciones son exposiciones totales, no solo las de la planta. Una vez que se ha establecido el nivel aceptable, los niveles de fondo y las contribuciones de otras plantas solo se restan para determinar la cantidad máxima que la planta puede emitir sin exceder el nivel de exposición aceptable. Si esto no se hace, y se permite que tres plantas emitan la cantidad máxima, los grupos objetivo estarán expuestos a tres veces el nivel aceptable.
** Algunos materiales, como los carcinógenos, no tienen un umbral por debajo del cual no se producirán efectos nocivos. Por lo tanto, siempre que se permita que parte del material escape al medio ambiente, habrá algún riesgo para las poblaciones objetivo. En este caso, no se puede establecer un nivel sin efecto (que no sea cero). En su lugar, se debe establecer un nivel de riesgo aceptable. Por lo general, esto se establece en el rango de 1 resultado adverso en 100,000 1,000,000 a XNUMX XNUMX XNUMX de personas expuestas.
Algunas jurisdicciones han hecho parte del trabajo al establecer estándares basados en la concentración máxima de un contaminante que puede recibir un objetivo susceptible. Con este tipo de norma, el administrador no tiene que realizar los pasos 2 y 3, ya que la agencia reguladora ya lo hizo. Bajo este sistema, el administrador debe establecer solo los estándares de emisión no controlada para cada contaminante (Paso 1), y luego determinar qué controles son necesarios para cumplir con el estándar (Paso 4).
Al tener estándares de calidad del aire, los reguladores pueden medir las exposiciones individuales y así determinar si alguien está expuesto a niveles potencialmente dañinos. Se supone que los estándares establecidos bajo estas condiciones son lo suficientemente bajos para proteger al grupo objetivo más susceptible. Esta no es siempre una suposición segura. Como se muestra en la tabla 2, puede haber una amplia variación en los estándares comunes de calidad del aire. Los estándares de calidad del aire para el dióxido de azufre oscilan entre 30 y 140 μg/m3. Para materiales regulados con menos frecuencia, esta variación puede ser incluso mayor (1.2 a 1,718 μg/m3), como se muestra en la tabla 3 para el benceno. Esto no es sorprendente dado que la economía puede desempeñar un papel tan importante en el establecimiento de estándares como lo hace la toxicología. Si no se establece un estándar lo suficientemente bajo para proteger a las poblaciones susceptibles, nadie está bien servido. Las poblaciones expuestas tienen un sentimiento de falsa confianza y, sin saberlo, pueden ponerse en riesgo. Al principio, el emisor puede sentir que se ha beneficiado de un estándar indulgente, pero si los efectos en la comunidad requieren que la empresa rediseñe sus controles o instale nuevos controles, los costos podrían ser más altos que hacerlo correctamente la primera vez.
Tabla 2. Rango de estándares de calidad del aire para un contaminante del aire comúnmente controlado (dióxido de azufre)
países y territorios |
Dióxido de azufre a largo plazo |
Australia |
50 |
Ubicación: Canadá |
30 |
Finlandia |
40 |
Alemania |
140 |
Hungría |
70 |
Taiwán |
133 |
Tabla 3. Rango de estándares de calidad del aire para un contaminante del aire menos controlado (benceno)
Estado de la Ciudad |
Estándar de calidad del aire de 24 horas para |
Connecticut |
53.4 |
Massachusetts |
1.2 |
Michigan |
2.4 |
North Carolina |
2.1 |
Nevada |
254 |
New York |
1,718 |
Philadelphia |
1,327 |
Virginia |
300 |
Los niveles se estandarizaron a un tiempo promedio de 24 horas para ayudar en las comparaciones.
(Adaptado de Calabrese y Kenyon 1991.)
A veces, este enfoque paso a paso para seleccionar los controles de contaminación del aire se cortocircuita y los reguladores y diseñadores van directamente a una "solución universal". Uno de estos métodos es la mejor tecnología de control disponible (BACT). Se supone que al usar la mejor combinación de depuradores, filtros y buenas prácticas de trabajo en una fuente de emisión, se logrará un nivel de emisiones lo suficientemente bajo como para proteger al grupo objetivo más susceptible. Con frecuencia, el nivel de emisión resultante estará por debajo del mínimo requerido para proteger los objetivos más susceptibles. De esta manera, todas las exposiciones innecesarias deben eliminarse. En la tabla 4 se muestran ejemplos de BACT.
Tabla 4. Ejemplos seleccionados de la mejor tecnología de control disponible (BACT) que muestran el método de control utilizado y la eficiencia estimada
Proceso |
Contaminante |
Método de control |
Eficiencia estimada |
Remediación del suelo |
Hidrocarburos |
oxidante térmico |
99 |
Fábrica de celulosa kraft |
partículas |
Electrostático |
99.68 |
Producción de humo |
Monóxido de carbono |
Buena práctica |
50 |
Pintura de automóviles |
Hidrocarburos |
poscombustión del horno |
90 |
Horno de arco eléctrico |
partículas |
Cámara de filtros |
100 |
Refinería de petróleo, |
Partículas respirables |
Ciclón + Venturi |
93 |
incinerador medico |
Cloruro de hidrogeno |
Depurador húmedo + seco |
97.5 |
Caldera de carbón |
dióxido de azufre |
Secador por pulverización + |
90 |
Eliminación de residuos por |
partículas |
Ciclón + condensador |
95 |
Planta de asfalto |
Hidrocarburos |
oxidante térmico |
99 |
BACT por sí solo no asegura niveles de control adecuados. Aunque este es el mejor sistema de control basado en controles de limpieza de gas y buenas prácticas operativas, BACT puede no ser lo suficientemente bueno si la fuente es una planta grande o si está ubicada junto a un objetivo sensible. Se debe probar la mejor tecnología de control disponible para garantizar que sea lo suficientemente buena. Los estándares de emisión resultantes deben verificarse para determinar si aún pueden ser dañinos o no, incluso con los mejores controles de limpieza de gases. Si los estándares de emisión siguen siendo dañinos, es posible que se deban considerar otros controles básicos, como la selección de procesos o materiales más seguros, o la reubicación en un área menos sensible.
Otra “solución universal” que pasa por alto algunos de los pasos son los estándares de rendimiento de la fuente. Muchas jurisdicciones establecen estándares de emisión que no se pueden exceder. Los estándares de emisión se basan en las emisiones en la fuente. Por lo general, esto funciona bien, pero al igual que BACT, pueden no ser confiables. Los niveles deben ser lo suficientemente bajos para mantener las emisiones máximas lo suficientemente bajas como para proteger a las poblaciones objetivo susceptibles de las emisiones típicas. Sin embargo, al igual que con la mejor tecnología de control disponible, es posible que esto no sea lo suficientemente bueno para proteger a todos donde hay grandes fuentes de emisión o poblaciones susceptibles cercanas. Si este es el caso, se deben utilizar otros procedimientos para garantizar la seguridad de todos los grupos objetivo.
Tanto BACT como los estándares de emisión tienen una falla básica. Asumen que si se cumplen ciertos criterios en la planta, los grupos objetivo estarán automáticamente protegidos. Esto no es necesariamente así, pero una vez que dicho sistema se convierte en ley, los efectos sobre el objetivo se vuelven secundarios al cumplimiento de la ley.
Los estándares de emisión BACT y fuente o los criterios de diseño deben usarse como criterios mínimos para los controles. Si el BACT o los criterios de emisión protegerán los objetivos susceptibles, entonces se pueden usar según lo previsto; de lo contrario, se deben usar otros controles administrativos.
Medidas de control
Los controles se pueden dividir en dos tipos básicos de controles: tecnológicos y administrativos. Los controles tecnológicos se definen aquí como el hardware colocado en una fuente de emisión para reducir los contaminantes en la corriente de gas a un nivel aceptable para la comunidad y que protegerá al objetivo más sensible. Los controles administrativos se definen aquí como otras medidas de control.
Controles tecnológicos
Los sistemas de limpieza de gas se colocan en la fuente, antes de la chimenea, para eliminar los contaminantes de la corriente de gas antes de liberarla al medio ambiente. La Tabla 5 muestra un breve resumen de las diferentes clases de sistemas de limpieza de gases.
Tabla 5. Métodos de limpieza de gases para eliminar gases, vapores y partículas nocivos de las emisiones de procesos industriales
Método de control |
Ejemplos |
Descripción |
Eficiencia |
Gases/Vapores |
|||
Condensación |
Condensadores de contacto |
El vapor se enfría y se condensa a un líquido. Esto es ineficiente y se usa como un preacondicionamiento para otros métodos. |
80+% cuando la concentración >2,000 ppm |
Absorción |
Lavadores húmedos (empaquetados |
El gas o vapor se recoge en un líquido. |
82–95% cuando la concentración <100 ppm |
Adsorción |
Carbono |
El gas o vapor se recoge en un sólido. |
90+% cuando la concentración <1,000 ppm |
Incineración |
Bengalas |
Un gas o vapor orgánico se oxida calentándolo a una temperatura alta y manteniéndolo a esa temperatura durante un |
No recomendado cuando |
partículas |
|||
Inercial |
Ciclones |
Los gases cargados de partículas se ven obligados a cambiar de dirección. La inercia de la partícula hace que se separen de la corriente de gas. Esto es ineficiente y se utiliza como |
70-90% |
Depuradores húmedos |
Venturi |
Las gotas de líquido (agua) recogen las partículas por impacto, interceptación y difusión. Luego, las gotas y sus partículas se separan de la corriente de gas. |
Para partículas de 5 μm, 98.5 % a 6.8 wg; |
Electrostático |
Placa-alambre |
Las fuerzas eléctricas se utilizan para mover las partículas fuera de la corriente de gas hacia las placas de recolección. |
95–99.5 % para partículas de 0.2 μm |
Filtros |
Cámara de filtros |
Un tejido poroso elimina las partículas de la corriente de gas. La torta de polvo poroso que se forma en la tela entonces en realidad |
99.9 % para partículas de 0.2 μm |
El limpiador de gas es parte de un sistema complejo que consta de campanas, conductos, ventiladores, limpiadores y chimeneas. El diseño, desempeño y mantenimiento de cada parte afecta el desempeño de todas las demás partes y del sistema como un todo.
Cabe señalar que la eficiencia del sistema varía ampliamente para cada tipo de limpiador, según su diseño, la entrada de energía y las características de la corriente de gas y el contaminante. Como resultado, las eficiencias de la muestra en la tabla 5 son solo aproximaciones. La variación en la eficiencia se demuestra con lavadores húmedos en la tabla 5. La eficiencia de recolección del lavador húmedo va desde el 98.5 % para partículas de 5 μm hasta el 45 % para partículas de 1 μm con la misma caída de presión en el lavador (6.8 pulgadas manométricas de agua (wg )). Para partículas del mismo tamaño, 1 μm, la eficiencia va del 45 por ciento a 6.8 wg al 99.95 a 50 wg. Como resultado, los limpiadores de gas deben adaptarse a la corriente de gas específica en cuestión. No se recomienda el uso de dispositivos genéricos.
Deposito de basura
Al seleccionar y diseñar sistemas de limpieza de gases, se debe prestar especial atención a la eliminación segura del material recolectado. Como se muestra en la tabla 6, algunos procesos producen grandes cantidades de contaminantes. Si la mayoría de los contaminantes son recogidos por el equipo de limpieza de gases, puede haber un problema de eliminación de desechos peligrosos.
Tabla 6. Ejemplos de tasas de emisión no controlada para procesos industriales seleccionados
fuente industrial |
Tasa de emisión |
horno eléctrico de 100 toneladas |
257 ton/año partículas |
Turbina de gas/petróleo de 1,500 MM BTU/h |
444 lb/h SO2 |
Incinerador de 41.7 ton/h |
208 lb/h NOx |
100 camiones/día capa transparente |
3,795 lb/semana de orgánicos |
En algunos casos, los desechos pueden contener productos valiosos que pueden reciclarse, como metales pesados de una fundición o solventes de una línea de pintura. Los desechos se pueden usar como materia prima para otro proceso industrial; por ejemplo, el dióxido de azufre recolectado como ácido sulfúrico se puede usar en la fabricación de fertilizantes.
Cuando los desechos no se pueden reciclar o reutilizar, la eliminación puede no ser sencilla. No solo el volumen puede ser un problema, sino que también pueden ser peligrosos. Por ejemplo, si el ácido sulfúrico capturado de una caldera o fundición no se puede reutilizar, deberá tratarse más para neutralizarlo antes de desecharlo.
Dispersión
La dispersión puede reducir la concentración de un contaminante en un objetivo. Sin embargo, debe recordarse que la dispersión no reduce la cantidad total de material que sale de una planta. Una chimenea alta solo permite que la pluma se extienda y se diluya antes de que alcance el nivel del suelo, donde es probable que existan objetivos susceptibles. Si el contaminante es principalmente una molestia, como un olor, la dispersión puede ser aceptable. Sin embargo, si el material es persistente o acumulativo, como los metales pesados, la dilución puede no ser la respuesta a un problema de contaminación del aire.
La dispersión debe utilizarse con precaución. Se deben tener en cuenta las condiciones meteorológicas locales y de la superficie del suelo. Por ejemplo, en climas más fríos, particularmente con una capa de nieve, puede haber inversiones de temperatura frecuentes que pueden atrapar contaminantes cerca del suelo, lo que resulta en exposiciones inesperadamente altas. De manera similar, si una planta está ubicada en un valle, los penachos pueden moverse hacia arriba y hacia abajo del valle, o ser bloqueados por las colinas circundantes para que no se extiendan y dispersen como se esperaba.
Controles administrativos
Además de los sistemas tecnológicos, existe otro grupo de controles que deben ser considerados en el diseño general de un sistema de control de la contaminación del aire. En su gran mayoría, provienen de las herramientas básicas de higiene industrial.
Sustitución
Uno de los métodos de higiene ocupacional preferidos para controlar los peligros ambientales en el lugar de trabajo es sustituirlo por un material o proceso más seguro. Si se puede utilizar un proceso o material más seguro y se evitan las emisiones nocivas, el tipo o la eficacia de los controles se vuelven académicos. Es mejor evitar el problema que tratar de corregir una mala primera decisión. Los ejemplos de sustitución incluyen el uso de combustibles más limpios, cubiertas para almacenamiento a granel y temperaturas reducidas en secadores.
Esto se aplica tanto a compras menores como a los principales criterios de diseño de la planta. Si solo se compran productos o procesos seguros para el medio ambiente, no habrá riesgo para el medio ambiente, ni en el interior ni en el exterior. Si se hace una compra equivocada, el resto del programa consiste en intentar compensar esa primera decisión. Si se compra un producto o proceso de bajo costo pero peligroso, es posible que se necesiten procedimientos y equipos de manipulación especiales y métodos de eliminación especiales. Como resultado, el artículo de bajo costo puede tener solo un precio de compra bajo, pero un precio alto para usarlo y desecharlo. Tal vez un material o proceso más seguro pero más costoso habría sido menos costoso a largo plazo.
Ventilación local
Se requieren controles para todos los problemas identificados que no pueden evitarse mediante la sustitución de materiales o métodos más seguros. Las emisiones comienzan en el sitio de trabajo individual, no en la chimenea. Un sistema de ventilación que capture y controle las emisiones en la fuente ayudará a proteger a la comunidad si está diseñado adecuadamente. Las campanas y conductos del sistema de ventilación son parte del sistema total de control de la contaminación del aire.
Se prefiere un sistema de ventilación local. No diluye los contaminantes y proporciona un flujo de gas concentrado que es más fácil de limpiar antes de liberarlo al medio ambiente. Los equipos de limpieza de gases son más eficientes cuando limpian aire con concentraciones más altas de contaminantes. Por ejemplo, una campana de captura sobre el pico vertedor de un horno de metal evitará que los contaminantes lleguen al medio ambiente y entregará los humos al sistema de limpieza de gas. En la tabla 5 se puede ver que las eficiencias de limpieza para los limpiadores de absorción y adsorción aumentan con la concentración del contaminante, y los limpiadores de condensación no se recomiendan para niveles bajos (<2,000 ppm) de contaminantes.
Si los contaminantes no se atrapan en la fuente y se les permite escapar a través de las ventanas y aberturas de ventilación, se convierten en emisiones fugitivas no controladas. En algunos casos, estas emisiones fugitivas no controladas pueden tener un impacto significativo en el vecindario inmediato.
Aislamiento
El aislamiento (ubicar la planta lejos de objetivos susceptibles) puede ser un método de control importante cuando los controles de ingeniería son inadecuados por sí mismos. Este puede ser el único medio de lograr un nivel aceptable de control cuando se debe confiar en la mejor tecnología de control disponible (BACT). Si, después de aplicar los mejores controles disponibles, un grupo objetivo todavía está en riesgo, se debe considerar encontrar un sitio alternativo donde no haya poblaciones sensibles presentes.
El aislamiento, como se presentó anteriormente, es un medio para separar una planta individual de los objetivos susceptibles. Otro sistema de aislamiento es cuando las autoridades locales utilizan la zonificación para separar las clases de industrias de los objetivos susceptibles. Una vez que las industrias se han separado de las poblaciones objetivo, no se debe permitir que la población se traslade al lado de la instalación. Aunque esto parece de sentido común, no se emplea tan a menudo como debería.
Procedimientos de trabajo
Se deben desarrollar procedimientos de trabajo para garantizar que el equipo se use de manera adecuada y segura, sin riesgo para los trabajadores o el medio ambiente. Los sistemas complejos de contaminación del aire deben mantenerse y operarse adecuadamente para que hagan su trabajo según lo previsto. Un factor importante en esto es la capacitación del personal. El personal debe recibir capacitación sobre cómo usar y mantener el equipo para reducir o eliminar la cantidad de materiales peligrosos emitidos al lugar de trabajo o la comunidad. En algunos casos, BACT se basa en buenas prácticas para garantizar resultados aceptables.
Monitoreo en tiempo real
Un sistema basado en monitoreo en tiempo real no es popular y no se usa comúnmente. En este caso, el monitoreo meteorológico y de emisiones continuo se puede combinar con el modelado de dispersión para predecir las exposiciones a favor del viento. Cuando las exposiciones previstas se acercan a los niveles aceptables, la información se utiliza para reducir las tasas de producción y las emisiones. Este es un método ineficiente, pero puede ser un método de control provisional aceptable para una instalación existente.
Lo contrario de esto para anunciar advertencias al público cuando las condiciones son tales que pueden existir concentraciones excesivas de contaminantes, para que el público pueda tomar las medidas apropiadas. Por ejemplo, si se envía una advertencia de que las condiciones atmosféricas son tales que los niveles de dióxido de azufre a favor del viento de una fundición son excesivos, las poblaciones susceptibles, como los asmáticos, sabrán que no deben salir. Nuevamente, este puede ser un control provisional aceptable hasta que se instalen controles permanentes.
El monitoreo atmosférico y meteorológico en tiempo real a veces se usa para evitar o reducir eventos importantes de contaminación del aire donde pueden existir múltiples fuentes. Cuando se hace evidente que es probable que existan niveles excesivos de contaminación del aire, es posible que se restrinja el uso personal de los automóviles y que se cierren las principales industrias emisoras.
Mantenimiento/limpieza
En todos los casos la eficacia de los controles depende del mantenimiento adecuado; el equipo tiene que funcionar según lo previsto. No solo se deben mantener y utilizar los controles de contaminación del aire según lo previsto, sino que los procesos que generan emisiones potenciales se deben mantener y operar adecuadamente. Un ejemplo de un proceso industrial es un secador de astillas de madera con un controlador de temperatura defectuoso; si la secadora funciona a una temperatura demasiado alta, emitirá más materiales, y quizás un tipo diferente de material, de la madera que se está secando. Un ejemplo del mantenimiento de un limpiador de gas que afecta las emisiones sería una cámara de filtros con un mantenimiento deficiente y con filtros rotos, lo que permitiría que las partículas pasaran a través del filtro.
La limpieza también juega un papel importante en el control de las emisiones totales. El polvo que no se limpia rápidamente dentro de la planta puede volver a arrastrarse y presentar un peligro para el personal. Si los polvos se transportan fuera de la planta, son un peligro para la comunidad. La mala limpieza en el patio de la planta podría representar un riesgo significativo para la comunidad. Los materiales a granel descubiertos, los desechos de plantas o el polvo levantado por vehículos pueden provocar que los contaminantes sean transportados por el viento a la comunidad. Mantener el patio limpio, utilizando contenedores o lugares de almacenamiento adecuados, es importante para reducir las emisiones totales. Un sistema no solo debe diseñarse correctamente, sino también usarse correctamente si se quiere proteger a la comunidad.
Un ejemplo del peor caso de mantenimiento y limpieza deficientes sería la planta de recuperación de plomo con un transportador de polvo de plomo roto. Se permitió que el polvo escapara del transportador hasta que la pila fuera tan alta que el polvo pudiera deslizarse por la pila y salir por una ventana rota. Los vientos locales luego llevaron el polvo alrededor del vecindario.
Equipos para Muestreo de Emisiones
El muestreo en la fuente se puede llevar a cabo por varias razones:
El tipo de sistema de muestreo utilizado dependerá de la razón por la que se tomaron las muestras, los costos, la disponibilidad de tecnología y la capacitación del personal.
Emisiones visibles
Cuando exista el deseo de reducir el poder de ensuciamiento del aire, mejorar la visibilidad o prevenir la introducción de aerosoles en la atmósfera, las normas pueden basarse en las emisiones visibles.
Las emisiones visibles están compuestas por pequeñas partículas o gases coloreados. Cuanto más opaca es una pluma, más material se emite. Esta característica es evidente a la vista y se pueden utilizar observadores capacitados para evaluar los niveles de emisión. El uso de este método para evaluar los estándares de emisión tiene varias ventajas:
Muestreo extractivo
Un método de muestreo mucho más riguroso requiere que se retire una muestra de la corriente de gas de la chimenea y se analice. Aunque esto suena simple, no se traduce en un método de muestreo simple.
La muestra debe recolectarse isocinéticamente, especialmente cuando se recolectan partículas. El muestreo isocinético se define como el muestreo al extraer la muestra en la sonda de muestreo a la misma velocidad que el material se mueve en la pila o conducto. Esto se hace midiendo la velocidad de la corriente de gas con un tubo Pitot y luego ajustando la tasa de muestreo para que la muestra ingrese a la sonda a la misma velocidad. Esto es esencial cuando se toman muestras de partículas, ya que las partículas más grandes y pesadas no seguirán un cambio de dirección o velocidad. Como resultado, la concentración de partículas más grandes en la muestra no será representativa de la corriente de gas y la muestra será inexacta.
En la figura 1 se muestra un tren de muestra para dióxido de azufre. No es simple y se requiere un operador capacitado para garantizar que la muestra se recolecte correctamente. Si se van a tomar muestras de algo que no sea dióxido de azufre, se pueden quitar los impactores y el baño de hielo e insertar el dispositivo de recolección apropiado.
Figura 1. Diagrama de un tren de muestreo isocinético para dióxido de azufre
El muestreo extractivo, particularmente el muestreo isocinético, puede ser muy preciso y versátil, y tiene varios usos:
Un sistema de muestreo simplificado y automatizado se puede conectar a un gas continuo (sensores electroquímicos, ultravioleta-fotométricos o de ionización de llama) o a un analizador de partículas (nefelómetro) para monitorear continuamente las emisiones. Esto puede proporcionar documentación de las emisiones y el estado operativo instantáneo del sistema de control de la contaminación del aire.
Muestreo in situ
Las emisiones también se pueden muestrear en la chimenea. La Figura 2 es una representación de un transmisómetro simple utilizado para medir materiales en la corriente de gas. En este ejemplo, se proyecta un haz de luz a través de la pila hacia una fotocélula. Las partículas o el gas coloreado absorberán o bloquearán parte de la luz. Cuanto más material, menos luz llegará a la fotocélula. (Ver figura 2.)
Figura 2. Un transmisómetro simple para medir partículas en una pila
Mediante el uso de diferentes fuentes de luz y detectores, como la luz ultravioleta (UV), se pueden detectar gases transparentes a la luz visible. Estos dispositivos se pueden ajustar a gases específicos y, por lo tanto, pueden medir la concentración de gas en la corriente de desechos.
An in situ El sistema de monitoreo tiene una ventaja sobre un sistema extractivo en el sentido de que puede medir la concentración en toda la chimenea o conducto, mientras que el método extractivo mide las concentraciones solo en el punto de donde se extrajo la muestra. Esto puede resultar en un error significativo si la corriente de gas de muestra no está bien mezclada. Sin embargo, el método extractivo ofrece más métodos de análisis y, por lo tanto, quizás pueda usarse en más aplicaciones.
Puesto que el in situ El sistema proporciona una lectura continua, se puede utilizar para documentar las emisiones o para ajustar el sistema operativo.
Este artículo tiene como objetivo proporcionar al lector una comprensión de la tecnología disponible actualmente para abordar el control de la contaminación del agua, basándose en la discusión de las tendencias y la ocurrencia proporcionada por Hespanhol y Helmer en el capítulo Riesgos ambientales para la salud. Las siguientes secciones abordan el control de los problemas de contaminación del agua, primero bajo el título "Control de la contaminación del agua superficial" y luego bajo el título "Control de la contaminación del agua subterránea".
Control de la contaminación del agua superficial
Definición de contaminación del agua
La contaminación del agua se refiere al estado cualitativo de impureza o suciedad en las aguas hidrológicas de una determinada región, como una cuenca. Resulta de una ocurrencia o proceso que causa una reducción en la utilidad de las aguas de la tierra, especialmente en lo relacionado con la salud humana y los efectos ambientales. El proceso de contaminación enfatiza la pérdida de pureza a través de la contaminación, lo que además implica la intrusión o el contacto con una fuente externa como causa. El término contaminado se aplica a niveles extremadamente bajos de contaminación del agua, como en su corrupción y descomposición inicial. La profanación es el resultado de la contaminación y sugiere violación o profanación.
aguas hidrologicas
Las aguas naturales de la tierra pueden verse como un sistema de circulación continua, como se muestra en la figura 1, que proporciona una ilustración gráfica de las aguas en el ciclo hidrológico, incluidas las aguas superficiales y subterráneas.
Figura 1. El ciclo hidrológico
Como referencia para la calidad del agua, las aguas destiladas (H2O) representan el más alto estado de pureza. Las aguas en el ciclo hidrológico pueden verse como naturales, pero no son puras. Se contaminan tanto por las actividades naturales como por las humanas. Los efectos de la degradación natural pueden deberse a una miríada de fuentes: desde la fauna, la flora, las erupciones volcánicas, los rayos que provocan incendios, etc., que a largo plazo se consideran niveles de fondo predominantes para fines científicos.
La contaminación provocada por el hombre altera el equilibrio natural al superponer materiales de desecho descargados de diversas fuentes. Los contaminantes pueden introducirse en las aguas del ciclo hidrológico en cualquier momento. Por ejemplo: la precipitación atmosférica (lluvia) puede contaminarse con contaminantes del aire; las aguas superficiales pueden contaminarse en el proceso de escorrentía de las cuencas hidrográficas; las aguas residuales pueden descargarse en arroyos y ríos; y las aguas subterráneas pueden contaminarse por infiltración y contaminación subterránea.
La Figura 2 muestra una distribución de las aguas hidrológicas. La contaminación se superpone entonces a estas aguas y, por lo tanto, puede verse como una condición ambiental antinatural o desequilibrada. El proceso de contaminación puede ocurrir en aguas de cualquier parte del ciclo hidrológico, y es más evidente en la superficie terrestre en forma de escorrentía de las cuencas hacia los arroyos y ríos. Sin embargo, la contaminación de las aguas subterráneas también tiene un impacto ambiental importante y se analiza después de la sección sobre contaminación de las aguas superficiales.
Figura 2. Distribución de la precipitación
Fuentes hidrográficas de contaminación del agua
Las cuencas hidrográficas son el dominio de origen de la contaminación de las aguas superficiales. Una cuenca hidrográfica se define como un área de la superficie de la tierra sobre la cual las aguas hidrológicas caen, se acumulan, se usan, se desechan y eventualmente se descargan en arroyos, ríos u otros cuerpos de agua. Está compuesto por un sistema de drenaje con escorrentía final o recolección en un arroyo o río. Las cuencas hidrográficas de los ríos grandes generalmente se denominan cuencas de drenaje. La Figura 3 es una representación del ciclo hidrológico en una cuenca regional. Para una región, la disposición de las diversas aguas se puede escribir como una ecuación simple, que es la ecuación básica de hidrología escrita por Viessman, Lewis y Knapp (1989); las unidades típicas son mm/año:
P-R-G-E-T = ±S
dónde:
P = precipitación (es decir, lluvia, nevada, granizo)
R = escorrentía o caudal superficial de la cuenca
G = agua subterránea
E = evaporación
T = transpiración
S = almacenamiento en superficie
Figura 3. Ciclo hidrológico regional
La precipitación es vista como la forma de inicio en el balance hidrológico anterior. El término escorrentía es sinónimo de flujo de corriente. El almacenamiento se refiere a los embalses o sistemas de detención que recogen las aguas; por ejemplo, una presa hecha por el hombre (presa) en un río crea un depósito para el almacenamiento de agua. El agua subterránea se acumula como un sistema de almacenamiento y puede fluir de un lugar a otro; puede ser afluente o efluente en relación con corrientes superficiales. La evaporación es un fenómeno de la superficie del agua y la transpiración está asociada con la transmisión desde la biota.
Aunque las cuencas hidrográficas pueden variar mucho en tamaño, ciertos sistemas de drenaje para la designación de contaminación del agua se clasifican como de carácter urbano o no urbano (agrícola, rural, subdesarrollado). La contaminación que ocurre dentro de estos sistemas de drenaje se origina en las siguientes fuentes:
Fuentes puntuales: descargas de residuos en un cuerpo de agua receptor en un lugar específico, en un punto como una tubería de alcantarillado o algún tipo de salida del sistema concentrado.
Fuentes no puntuales (dispersas): contaminación que ingresa a un cuerpo de agua receptor de fuentes dispersas en la cuenca; El drenaje de agua de escorrentía de lluvia no recolectada en un arroyo es típico. Las fuentes difusas también se denominan a veces aguas "difusas"; sin embargo, el término disperso se considera más descriptivo.
Fuentes intermitentes: desde un punto o fuente que descarga bajo ciertas circunstancias, como en condiciones de sobrecarga; los desbordamientos de alcantarillado combinados durante los períodos de escorrentía de fuertes lluvias son típicos.
Contaminantes del agua en arroyos y ríos
Cuando los materiales de desecho nocivos de las fuentes anteriores se descargan en arroyos u otros cuerpos de agua, se convierten en contaminantes que han sido clasificados y descritos en una sección anterior. Los contaminantes o contaminantes que ingresan a un cuerpo de agua se pueden dividir en:
Reglamento de control de la contaminación del agua
Los reglamentos de control de la contaminación del agua ampliamente aplicables son generalmente promulgados por agencias gubernamentales nacionales, con reglamentos más detallados por estados, provincias, municipios, distritos de agua, distritos de conservación, comisiones de saneamiento y otros. A nivel nacional y estatal (o provincial), las agencias de protección ambiental (EPA) y los ministerios de salud suelen tener esta responsabilidad. En la discusión de las regulaciones a continuación, el formato y ciertas partes siguen el ejemplo de los estándares de calidad del agua actualmente aplicables para el estado de Ohio, EE. UU.
Designaciones de uso de la calidad del agua
El objetivo final en el control de la contaminación del agua sería la descarga cero de contaminantes a los cuerpos de agua; sin embargo, el logro completo de este objetivo no suele ser rentable. El enfoque preferido es establecer limitaciones en las descargas de desechos para la protección razonable de la salud humana y el medio ambiente. Aunque estos estándares pueden variar ampliamente en diferentes jurisdicciones, las designaciones de uso para cuerpos de agua específicos son comúnmente la base, como se aborda brevemente a continuación.
Los suministros de agua incluyen:
Las actividades recreativas incluyen:
Los recursos públicos de agua se clasifican como cuerpos de agua que se encuentran dentro de los sistemas de parques, humedales, áreas de vida silvestre, ríos silvestres, escénicos y recreativos y lagos de propiedad pública, y aguas de excepcional importancia recreativa o ecológica.
Hábitats de la vida acuática
Las designaciones típicas variarán según los climas, pero se relacionan con las condiciones en los cuerpos de agua para soportar y mantener ciertos organismos acuáticos, especialmente varias especies de peces. Por ejemplo, las designaciones de uso en un clima templado según lo subdividido en las reglamentaciones de la Agencia de Protección Ambiental (EPA) del Estado de Ohio se enumeran a continuación sin descripciones detalladas:
Criterios de control de la contaminación del agua
Las aguas naturales y las aguas residuales se caracterizan en términos de su composición física, química y biológica. Las principales propiedades físicas y los componentes químicos y biológicos de las aguas residuales y sus fuentes son una larga lista, reportada en un libro de texto por Metcalf y Eddy (1991). Los métodos analíticos para estas determinaciones se dan en un manual ampliamente utilizado titulado Métodos Estándar para el Examen de Agua y Aguas Residuales por la Asociación Estadounidense de Salud Pública (1995).
Cada masa de agua designada debe controlarse de acuerdo con reglamentos que pueden comprender criterios numéricos básicos y más detallados, como se analiza brevemente a continuación.
Libertad básica de la contaminación. En la medida de lo práctico y posible, todas las masas de agua deben alcanzar los criterios básicos de las “Cinco libertades frente a la contaminación”:
Los criterios de calidad del agua son limitaciones numéricas y directrices para el control de componentes químicos, biológicos y tóxicos en cuerpos de agua.
Con más de 70,000 XNUMX compuestos químicos en uso hoy en día, no es práctico especificar el control de cada uno. Sin embargo, los criterios para los productos químicos pueden establecerse sobre la base de las limitaciones, ya que en primer lugar se relacionan con tres clases principales de consumo y exposición:
Clase 1: Los criterios químicos para la protección de la salud humana son la principal preocupación y deben establecerse de acuerdo con las recomendaciones de las agencias gubernamentales de salud, la OMS y organizaciones reconocidas de investigación en salud.
Clase 2: Los criterios químicos para el control del suministro de agua para la agricultura deben basarse en estudios y recomendaciones científicas reconocidas que protegerán contra los efectos adversos en los cultivos y el ganado como resultado del riego de cultivos y abrevaderos para el ganado.
Clase 3: Los criterios químicos para la protección de la vida acuática deben basarse en estudios científicos reconocidos sobre la sensibilidad de estas especies a productos químicos específicos y también en relación con el consumo humano de pescado y alimentos marinos.
Los criterios de efluentes de aguas residuales se relacionan con las limitaciones de los componentes contaminantes presentes en los efluentes de aguas residuales y son un método adicional de control. Pueden establecerse en relación con las designaciones de uso de agua de cuerpos de agua y en relación con las clases anteriores para criterios químicos.
Los criterios biológicos se basan en las condiciones del hábitat del cuerpo de agua que se necesitan para sustentar la vida acuática.
Contenido orgánico de aguas residuales y aguas naturales
El contenido bruto de materia orgánica es más importante para caracterizar la fuerza contaminante tanto de las aguas residuales como de las aguas naturales. Tres pruebas de laboratorio se utilizan comúnmente para este propósito:
Demanda bioquímica de oxígeno (DBO): la DBO de cinco días (DBO5) es el parámetro más utilizado; esta prueba mide el oxígeno disuelto utilizado por los microorganismos en la oxidación bioquímica de la materia orgánica durante este período.
Demanda química de oxígeno (DQO): esta prueba es para medir la materia orgánica en desechos municipales e industriales que contienen compuestos tóxicos para la vida biológica; es una medida del equivalente de oxígeno de la materia orgánica que se puede oxidar.
Carbono orgánico total (COT): esta prueba es especialmente aplicable a pequeñas concentraciones de materia orgánica en el agua; es una medida de la materia orgánica que se oxida a dióxido de carbono.
Reglamento de la política antidegradación
Las regulaciones de la política contra la degradación son un enfoque adicional para prevenir la propagación de la contaminación del agua más allá de ciertas condiciones prevalecientes. Como ejemplo, la política antidegradación de los Estándares de Calidad del Agua de la Agencia de Protección Ambiental de Ohio consta de tres niveles de protección:
Tier 1: Los usos existentes deben mantenerse y protegerse. No se permite una mayor degradación de la calidad del agua que interfiera con los usos designados existentes.
Tier 2: A continuación, se debe mantener una calidad del agua mejor que la necesaria para proteger los usos, a menos que se demuestre que se necesita una calidad del agua inferior para un desarrollo económico o social importante, según lo determine el Director de la EPA.
Tier 3: Por último, se debe mantener y proteger la calidad de las aguas de los recursos hídricos. La calidad del agua ambiental existente no debe ser degradada por ninguna sustancia que se determine que es tóxica o que interfiere con cualquier uso designado. Se permite la descarga de mayores cargas de contaminantes en los cuerpos de agua si no resultan en una disminución de la calidad del agua existente.
Zonas de mezcla de descarga de contaminación del agua y modelado de asignación de carga de residuos
Las zonas de mezcla son áreas en un cuerpo de agua que permiten que las descargas de aguas residuales tratadas o no tratadas alcancen condiciones estabilizadas, como se ilustra en la figura 4 para una corriente que fluye. La descarga se encuentra inicialmente en un estado transitorio que se diluye progresivamente desde la concentración de la fuente hasta las condiciones del agua receptora. No se debe considerar como una entidad de tratamiento y se puede delimitar con restricciones específicas.
Figura 4. Zonas de mezcla
Por lo general, las zonas de mezcla no deben:
Los estudios de distribución de la carga de desechos se han vuelto importantes debido al alto costo del control de nutrientes de las descargas de aguas residuales para evitar la eutrofización en la corriente (definida a continuación). Estos estudios generalmente emplean el uso de modelos informáticos para la simulación de las condiciones de calidad del agua en una corriente, en particular con respecto a los nutrientes como las formas de nitrógeno y fósforo, que afectan la dinámica del oxígeno disuelto. Los modelos tradicionales de calidad del agua de este tipo están representados por el modelo QUAL2E de la EPA de EE. UU., que ha sido descrito por Brown y Barnwell (1987). Un modelo más reciente propuesto por Taylor (1995) es el modelo Omni Diurnal (ODM), que incluye una simulación del impacto de la vegetación enraizada en la dinámica de los nutrientes y el oxígeno disuelto en la corriente.
Provisiones de variación
Todas las reglamentaciones de control de la contaminación del agua están limitadas a la perfección y, por lo tanto, deben incluir disposiciones que permitan una variación de juicio basada en ciertas condiciones que pueden impedir el cumplimiento inmediato o completo.
Evaluación y gestión de riesgos en relación con la contaminación del agua
Las normas de control de la contaminación del agua anteriores son típicas de los enfoques gubernamentales mundiales para lograr el cumplimiento de los estándares de calidad del agua y los límites de descarga de efluentes de aguas residuales. Generalmente estas regulaciones se han establecido sobre la base de factores de salud e investigación científica; cuando existe cierta incertidumbre en cuanto a los posibles efectos, a menudo se aplican factores de seguridad. La implementación de algunas de estas regulaciones puede ser irrazonable y excesivamente costosa para el público en general, así como para la empresa privada. Por lo tanto, existe una preocupación creciente por una asignación más eficiente de los recursos para lograr los objetivos de mejora de la calidad del agua. Como se señaló anteriormente en la discusión de las aguas hidrológicas, la pureza prístina no existe ni siquiera en las aguas naturales.
Un enfoque tecnológico creciente fomenta la evaluación y la gestión de los riesgos ecológicos en el establecimiento de normas sobre contaminación del agua. El concepto se basa en un análisis de los beneficios y costos ecológicos en el cumplimiento de estándares o límites. Parkhurst (1995) ha propuesto la aplicación de la evaluación del riesgo ecológico acuático como una ayuda para establecer los límites de control de la contaminación del agua, particularmente en lo que se refiere a la protección de la vida acuática. Dichos métodos de evaluación de riesgos pueden aplicarse para estimar los efectos ecológicos de las concentraciones químicas para una amplia gama de condiciones de contaminación de aguas superficiales, que incluyen:
El método propuesto consta de tres niveles; como se muestra en la figura 5 que ilustra el enfoque.
Figura 5. Métodos para realizar la evaluación de riesgos para niveles sucesivos de análisis. Nivel 1: nivel de detección; Nivel 2: Cuantificación de riesgos potencialmente significativos; Nivel 3: Cuantificación del riesgo específico del sitio
Contaminación del agua en lagos y embalses
Los lagos y embalses proporcionan el almacenamiento volumétrico de la entrada de la cuenca y pueden tener largos períodos de tiempo de lavado en comparación con la entrada y salida rápidas de un tramo en una corriente que fluye. Por lo tanto, son de especial preocupación con respecto a la retención de ciertos constituyentes, especialmente nutrientes, incluidas formas de nitrógeno y fósforo que promueven la eutrofización. La eutrofización es un proceso de envejecimiento natural en el que el contenido de agua se enriquece orgánicamente, lo que conduce a la dominación del crecimiento acuático indeseable, como algas, jacintos de agua, etc. El proceso eutrófico tiende a disminuir la vida acuática y tiene efectos perjudiciales sobre el oxígeno disuelto. Tanto las fuentes naturales como las culturales de nutrientes pueden promover el proceso, como lo ilustra Preul (1974) en la figura 6, que muestra una lista esquemática de fuentes y sumideros de nutrientes para el lago Sunapee, en el estado estadounidense de New Hampshire.
Figura 6. Lista esquemática de fuentes y sumideros de nutrientes (nitrógeno y fósforo) para el lago Sunapee, New Hampshire (EE. UU.)
Los lagos y embalses, por supuesto, pueden muestrearse y analizarse para determinar su estado trófico. Los estudios analíticos suelen comenzar con un balance básico de nutrientes como el siguiente:
(nutrientes afluentes del lago) = (nutrientes efluentes del lago) + (retención de nutrientes en el lago)
Este balance básico se puede ampliar aún más para incluir las diversas fuentes que se muestran en la figura 6.
El tiempo de lavado es una indicación de los aspectos relativos de retención de un sistema lacustre. Los lagos poco profundos, como el lago Erie, tienen tiempos de descarga relativamente cortos y están asociados con una eutrofización avanzada porque los lagos poco profundos a menudo son más propicios para el crecimiento de plantas acuáticas. Los lagos profundos, como el lago Tahoe y el lago Superior, tienen periodos de descarga muy largos, que generalmente se asocian con lagos con una eutrofización mínima porque hasta el momento no se han sobrecargado y también porque sus profundidades extremas no son propicias para el crecimiento extenso de plantas acuáticas. excepto en el epilimnion (zona superior). Los lagos en esta categoría generalmente se clasifican como oligotróficos, sobre la base de que son relativamente bajos en nutrientes y soportan un crecimiento acuático mínimo, como las algas.
Es interesante comparar los tiempos de descarga de algunos de los principales lagos de EE. UU. según lo informado por Pecor (1973) utilizando la siguiente base de cálculo:
tiempo de lavado del lago (LFT) = (volumen de almacenamiento del lago)/(salida del lago)
Algunos ejemplos son: Lago Wabesa (Michigan), LFT=0.30 años; Lago Houghton (Michigan), 1.4 años; lago Erie, 2.6 años; Lago Superior, 191 años; Lago Tahoe, 700 años.
Aunque la relación entre el proceso de eutrofización y el contenido de nutrientes es compleja, el fósforo suele reconocerse como el nutriente limitante. Basado en condiciones de mezcla completa, Sawyer (1947) informó que la proliferación de algas tiende a ocurrir si los valores de nitrógeno superan los 0.3 mg/l y el fósforo supera los 0.01 mg/l. En lagos y embalses estratificados, los bajos niveles de oxígeno disuelto en el hipoliminio son signos tempranos de eutrofización. Vollenweider (1968, 1969) ha desarrollado niveles críticos de carga de fósforo total y nitrógeno total para varios lagos basados en cargas de nutrientes, profundidades medias y estados tróficos. Para una comparación del trabajo sobre este tema, Dillon (1974) ha publicado una revisión crítica del modelo de presupuesto de nutrientes de Vollenweider y otros modelos relacionados. También están disponibles modelos informáticos más recientes para simular ciclos de nitrógeno/fósforo con variaciones de temperatura.
Contaminación del agua en estuarios
Un estuario es un paso intermedio de agua entre la desembocadura de un río y la costa de un mar. Este pasaje se compone de un tramo de canal de desembocadura de río con entrada de río (agua dulce) desde aguas arriba y descarga de salida en el lado de aguas abajo en un nivel de agua de mar (agua salada) de agua de descarga que cambia constantemente. Los estuarios se ven afectados continuamente por las fluctuaciones de las mareas y se encuentran entre los cuerpos de agua más complejos que se encuentran en el control de la contaminación del agua. Las características dominantes de un estuario son la salinidad variable, una cuña de sal o interfaz entre agua dulce y salada y, a menudo, grandes áreas de agua turbia y poco profunda que recubren marismas y marismas. Los nutrientes se suministran en gran medida a un estuario desde el río entrante y se combinan con el hábitat de agua de mar para proporcionar una producción prolífica de biota y vida marina. Especialmente deseados son los mariscos cosechados en los estuarios.
Desde el punto de vista de la contaminación del agua, los estuarios son individualmente complejos y generalmente requieren investigaciones especiales que empleen extensos estudios de campo y modelos informáticos. Para una mayor comprensión básica, se remite al lector a Reish 1979, sobre contaminación marina y estuarina; ya Reid y Wood 1976, sobre la ecología de las aguas continentales y los estuarios.
Contaminación del agua en ambientes marinos
Los océanos pueden verse como el último receptor de agua o sumidero, ya que los desechos transportados por los ríos finalmente se descargan en este medio marino. Aunque los océanos son vastos cuerpos de agua salada con una capacidad de asimilación aparentemente ilimitada, la contaminación tiende a arruinar las costas y afecta aún más la vida marina.
Las fuentes de contaminantes marinos incluyen muchos de los que se encuentran en entornos de aguas residuales terrestres y más en relación con las operaciones marinas. A continuación se proporciona una lista limitada:
Cada uno de los anteriores requiere un manejo y métodos de control especiales. La descarga de aguas residuales domésticas y lodos de aguas residuales a través de los emisarios oceánicos es quizás la principal fuente de contaminación marina.
Para conocer la tecnología actual sobre este tema, se remite al lector al libro sobre contaminación marina y su control de Bishop (1983).
Técnicas para la reducción de la contaminación en los vertidos de aguas residuales
El tratamiento de aguas residuales a gran escala generalmente lo llevan a cabo municipios, distritos sanitarios, industrias, empresas comerciales y varias comisiones de control de la contaminación. El propósito aquí es describir métodos contemporáneos de tratamiento de aguas residuales municipales y luego brindar algunas ideas sobre el tratamiento de desechos industriales y métodos más avanzados.
En general, todos los procesos de tratamiento de aguas residuales pueden agruparse en tipos físicos, químicos o biológicos, y uno o más de estos pueden emplearse para lograr el efluente deseado. Esta agrupación de clasificación es la más adecuada para comprender los enfoques de tratamiento de aguas residuales y se tabula en la tabla 1.
Tabla 1. Clasificación general de operaciones y procesos de tratamiento de aguas residuales
Operaciones Físicas |
Procesos químicos |
Procesos Biológicos |
Medición de flujo |
Precipitación |
Acción aeróbica |
Métodos contemporáneos de tratamiento de aguas residuales.
La cobertura aquí es limitada y pretende brindar una descripción general conceptual de las prácticas actuales de tratamiento de aguas residuales en todo el mundo en lugar de datos de diseño detallados. Para este último, se remite al lector a Metcalf y Eddy 1991.
Las aguas residuales municipales junto con una mezcla de desechos industriales/comerciales se tratan en sistemas que comúnmente emplean tratamiento primario, secundario y terciario de la siguiente manera:
Sistema de tratamiento primario: Pretratamiento ® Decantación primaria ® Desinfección (cloración) ® Efluente
Sistema de tratamiento secundario: Pretratamiento ® Decantación primaria ® Unidad biológica ® Segunda decantación ® Desinfección (cloración) ® Efluente a corriente
Sistema de tratamiento terciario: Pretratamiento ® Decantación primaria ® Unidad biológica ® Segunda decantación ® Unidad terciaria ® Desinfección (cloración) ® Efluente a corriente
La figura 7 muestra además un diagrama esquemático de un sistema convencional de tratamiento de aguas residuales. A continuación se describen descripciones generales de los procesos anteriores.
Figura 7. Diagrama esquemático del tratamiento convencional de aguas residuales
Tratamiento primario
El objetivo básico del tratamiento primario de las aguas residuales municipales, incluidas las aguas residuales domésticas mezcladas con algunos desechos industriales/comerciales, es eliminar los sólidos en suspensión y clarificar las aguas residuales para que sean aptas para el tratamiento biológico. Después de un manejo previo al tratamiento, como cribado, eliminación de arena y trituración, el principal proceso de sedimentación primaria es la sedimentación de las aguas residuales sin tratar en grandes tanques de sedimentación durante períodos de hasta varias horas. Este proceso elimina del 50 al 75% del total de sólidos en suspensión, que se extraen como un lodo de flujo inferior recogido para su tratamiento por separado. El efluente de desbordamiento del proceso luego se dirige a un tratamiento secundario. En ciertos casos, se pueden emplear productos químicos para mejorar el grado de tratamiento primario.
Tratamiento secundario
La porción del contenido orgánico de las aguas residuales que se suspende finamente o se disuelve y no se elimina en el proceso primario, se trata mediante un tratamiento secundario. Las formas generalmente aceptadas de tratamiento secundario de uso común incluyen filtros percoladores, contactores biológicos como discos giratorios, lodos activados, estanques de estabilización de desechos, sistemas de estanques aireados y métodos de aplicación al suelo, incluidos los sistemas de humedales. Se reconocerá que todos estos sistemas emplean procesos biológicos de una forma u otra. Los más comunes de estos procesos se discuten brevemente a continuación.
Sistemas de contactores biológicos. Los filtros de goteo son una de las primeras formas de este método para el tratamiento secundario y todavía se usan ampliamente con algunos métodos mejorados de aplicación. En este tratamiento, el efluente de los tanques primarios se aplica uniformemente sobre un lecho de medios, como rocas o medios plásticos sintéticos. La distribución uniforme generalmente se logra al hacer gotear el líquido desde una tubería perforada que gira sobre el lecho de manera intermitente o continua de acuerdo con el proceso deseado. Según la tasa de cargas orgánicas e hidráulicas, los filtros percoladores pueden eliminar hasta el 95 % del contenido orgánico, generalmente analizado como demanda bioquímica de oxígeno (DBO). Hay muchos otros sistemas de contactores biológicos más recientes en uso que pueden proporcionar eliminaciones de tratamiento en el mismo rango; algunos de estos métodos ofrecen ventajas especiales, particularmente aplicables en ciertas condiciones limitantes como el espacio, el clima, etc. Cabe señalar que un tanque de sedimentación secundario siguiente se considera una parte necesaria para completar el proceso. En la sedimentación secundaria, algunos de los llamados lodos de humus se extraen como flujo inferior y el exceso se descarga como efluente secundario.
Lodo activado. En la forma más común de este proceso biológico, el efluente tratado primario fluye hacia un tanque de unidad de lodo activado que contiene una suspensión biológica previamente existente llamada lodo activado. Esta mezcla se conoce como sólidos suspendidos en licor mixto (MLSS) y se le proporciona un período de contacto que generalmente varía de varias horas a 24 horas o más, según los resultados deseados. Durante este período, la mezcla está muy aireada y agitada para promover la actividad biológica aeróbica. A medida que finaliza el proceso, una parte de la mezcla (MLSS) se extrae y se devuelve al afluente para continuar con el proceso de activación biológica. Se proporciona una sedimentación secundaria después de la unidad de lodos activados con el fin de sedimentar la suspensión de lodos activados y descargar un desbordamiento clarificado como efluente. El proceso es capaz de eliminar hasta aproximadamente el 95 % de la DBO afluente.
Tratamiento terciario
Puede proporcionarse un tercer nivel de tratamiento cuando se requiera un mayor grado de eliminación de contaminantes. Esta forma de tratamiento normalmente puede incluir filtración de arena, estanques de estabilización, métodos de disposición en el suelo, humedales y otros sistemas que estabilizan aún más el efluente secundario.
Desinfección de efluentes
La desinfección es comúnmente necesaria para reducir las bacterias y los patógenos a niveles aceptables. La cloración, el dióxido de cloro, el ozono y la luz ultravioleta son los procesos más utilizados.
Eficiencia general de la planta de tratamiento de aguas residuales
Las aguas residuales incluyen una amplia gama de constituyentes que generalmente se clasifican como sólidos suspendidos y disueltos, constituyentes inorgánicos y constituyentes orgánicos.
La eficiencia de un sistema de tratamiento se puede medir en términos del porcentaje de eliminación de estos constituyentes. Los parámetros comunes de medición son:
Tratamiento de aguas residuales industriales.
Tipos de residuos industriales
Los desechos industriales (no domésticos) son numerosos y varían mucho en composición; pueden ser muy ácidos o alcalinos y, a menudo, requieren un análisis de laboratorio detallado. Puede ser necesario un tratamiento especializado para volverlos inocuos antes del alta. La toxicidad es motivo de gran preocupación en la eliminación de aguas residuales industriales.
Los desechos industriales representativos incluyen: pulpa y papel, matadero, cervecería, curtiduría, procesamiento de alimentos, fábrica de conservas, productos químicos, petróleo, textiles, azúcar, lavandería, carne y aves, alimentación de cerdos, procesamiento y muchos otros. El paso inicial en el desarrollo del diseño del tratamiento es un estudio de desechos industriales, que proporciona datos sobre las variaciones en el flujo y las características de los desechos. Las características indeseables de los desechos enumeradas por Eckenfelder (1989) se pueden resumir de la siguiente manera:
La EPA de EE. UU. ha definido además una lista de sustancias químicas orgánicas e inorgánicas tóxicas con limitaciones específicas en la concesión de permisos de descarga. La lista incluye más de 100 compuestos y es demasiado larga para reimprimirla aquí, pero se puede solicitar a la EPA.
Métodos de tratamiento
El manejo de desechos industriales es más especializado que el tratamiento de desechos domésticos; sin embargo, cuando son susceptibles de reducción biológica, generalmente se tratan utilizando métodos similares a los descritos anteriormente (enfoques de tratamiento biológico secundario/terciario) para sistemas municipales.
Los estanques de estabilización de desechos son un método común de tratamiento orgánico de aguas residuales cuando se dispone de suficiente área de terreno. Los estanques de flujo continuo generalmente se clasifican según su actividad bacteriana como aeróbicos, facultativos o anaeróbicos. Los estanques aireados reciben oxígeno mediante sistemas de aireación difusa o mecánica.
La figura 8 y la figura 9 muestran esquemas de estanques de estabilización de desechos.
Figura 8. Estanque de estabilización de dos celdas: diagrama de sección transversal
Figura 9. Tipos de lagunas aireadas: diagrama esquemático
Prevención de la contaminación y minimización de residuos
Cuando las operaciones y los procesos de los desechos industriales en planta se analizan en su origen, a menudo se pueden controlar para evitar descargas contaminantes significativas.
Las técnicas de recirculación son enfoques importantes en los programas de prevención de la contaminación. Un ejemplo de estudio de caso es un plan de reciclaje para un efluente de aguas residuales de una curtiduría de cuero publicado por Preul (1981), que incluía la recuperación/reutilización del cromo junto con la recirculación completa de todas las aguas residuales de la curtiduría sin efluentes a ninguna corriente excepto en emergencias. El diagrama de flujo para este sistema se muestra en la figura 10.
Figura 10. Diagrama de flujo para el sistema de reciclaje de efluentes de aguas residuales de tenería
Para innovaciones más recientes en esta tecnología, se remite al lector a una publicación sobre prevención de la contaminación y minimización de desechos de la Water Environment Federation (1995).
Métodos avanzados de tratamiento de aguas residuales.
Se encuentran disponibles varios métodos avanzados para grados más altos de eliminación de los componentes de la contaminación, según sea necesario. Una lista general incluye:
filtración (arena y multimedia)
precipitación química
adsorción de carbono
electrodiálisis
destilación
nitrificación
cosecha de algas
recuperación de efluentes
micro-esfuerzo
decapado de amoníaco
ósmosis inversa
intercambio iónico
aplicación de la tierra
desnitrificación
humedales.
El proceso más apropiado para cualquier situación debe determinarse sobre la base de la calidad y cantidad de las aguas residuales sin tratar, los requisitos de agua receptora y, por supuesto, los costos. Para mayor referencia, ver Metcalf y Eddy 1991, que incluye un capítulo sobre tratamiento avanzado de aguas residuales.
Estudio de caso de tratamiento avanzado de aguas residuales
El estudio de caso del Proyecto de Recuperación de Aguas Residuales de la Región Dan discutido en otra parte de este capítulo proporciona un excelente ejemplo de métodos innovadores para el tratamiento y la recuperación de aguas residuales.
Contaminación térmica
La contaminación térmica es una forma de desperdicio industrial, definida como aumentos o reducciones perjudiciales en las temperaturas normales del agua de las aguas receptoras causadas por la eliminación del calor de las instalaciones hechas por el hombre. Las industrias que producen mayor cantidad de calor residual son las plantas generadoras de energía nuclear y de combustibles fósiles (petróleo, gas y carbón), las acerías, las refinerías de petróleo, las plantas químicas, las fábricas de pulpa y papel, las destilerías y las lavanderías. De particular preocupación es la industria de generación de energía eléctrica que suministra energía a muchos países (p. ej., alrededor del 80% en los EE. UU.).
Impacto del calor residual en las aguas receptoras
Influencia en la capacidad de asimilación de residuos
Influencia en la vida acuática
Muchas especies tienen límites de tolerancia a la temperatura y necesitan protección, particularmente en los tramos de un arroyo o cuerpo de agua afectados por el calor. Por ejemplo, los arroyos de agua fría generalmente tienen el tipo más alto de peces deportivos como la trucha y el salmón, mientras que las aguas cálidas generalmente albergan poblaciones de peces gruesos, con ciertas especies como el lucio y el róbalo en aguas de temperatura intermedia.
Figura 11. Intercambio de calor en los límites de una sección transversal de agua receptora
Análisis térmico en aguas receptoras
La figura 11 ilustra las diversas formas de intercambio de calor natural en los límites de un agua receptora. Cuando se descarga calor a un agua receptora, como un río, es importante analizar la capacidad del río para las adiciones térmicas. El perfil de temperatura de un río se puede calcular resolviendo un balance de calor similar al que se usa para calcular las curvas de hundimiento del oxígeno disuelto. Los factores principales del balance de calor se ilustran en la figura 12 para un tramo de río entre los puntos A y B. Cada factor requiere un cálculo individual que depende de ciertas variables de calor. Al igual que con un balance de oxígeno disuelto, el balance de temperatura es simplemente una suma de los activos y pasivos de temperatura para una sección determinada. Otros enfoques analíticos más sofisticados están disponibles en la literatura sobre este tema. Los resultados de los cálculos del balance de calor se pueden utilizar para establecer las limitaciones de descarga de calor y, posiblemente, ciertas restricciones de uso para una masa de agua.
Figura 12. Capacidad del río para adiciones térmicas
Control de la contaminación térmica
Los principales enfoques para el control de la contaminación térmica son:
Cuando las condiciones físicas sean favorables dentro de ciertos límites ambientales, la energía hidroeléctrica debe considerarse como una alternativa a la generación de energía nuclear o con combustibles fósiles. En la generación de energía hidroeléctrica, no hay eliminación de calor y no hay descarga de aguas residuales que causen contaminación del agua.
Control de la contaminación de las aguas subterráneas
Importancia de las aguas subterráneas
Dado que los suministros de agua del mundo se extraen en gran medida de los acuíferos, es muy importante proteger estas fuentes de suministro. Se estima que más del 95% del suministro de agua dulce disponible en la Tierra se encuentra bajo tierra; en los Estados Unidos aproximadamente el 50% del agua potable proviene de pozos, según el Servicio Geológico de los Estados Unidos de 1984. Debido a que la contaminación y el movimiento del agua subterránea son de naturaleza sutil e invisible, a veces se presta menos atención al análisis y control de esta forma de degradación del agua que a la contaminación del agua superficial, que es mucho más obvia.
Figura 13. Ciclo hidrológico y fuentes de contaminación de aguas subterráneas
Fuentes de contaminación subterránea
La Figura 13 muestra el ciclo hidrológico con fuentes superpuestas de contaminación de aguas subterráneas. Una lista completa de las fuentes potenciales de contaminación subterránea es extensa; sin embargo, a modo de ilustración, las fuentes más obvias incluyen:
Los contaminantes específicos en la contaminación subterránea se clasifican además como:
De los anteriores, los nitratos son de especial preocupación tanto en las aguas subterráneas como en las aguas superficiales. En los suministros de agua subterránea, los nitratos pueden causar la enfermedad metahemoglobinemia (cianosis infantil). Además, causan efectos perjudiciales de eutrofización en las aguas superficiales y ocurren en una amplia gama de recursos hídricos, según lo informado por Preul (1991). Preul (1964, 1967, 1972) y Preul y Schroepfer (1968) también informaron sobre el movimiento subterráneo de nitrógeno y otros contaminantes.
Viajes de contaminación en dominio subterráneo
El movimiento del agua subterránea es extremadamente lento y sutil en comparación con el viaje de las aguas superficiales en el ciclo hidrológico. Para una comprensión simple del recorrido del agua subterránea ordinaria en condiciones ideales de flujo constante, la Ley de Darcy es el enfoque básico para la evaluación del movimiento del agua subterránea con números de Reynolds bajos. (R):
V = K(dh/dl)
dónde:
V = velocidad del agua subterránea en el acuífero, m/día
K = coeficiente de permeabilidad del acuífero
(dh/dl) = gradiente hidráulico que representa la fuerza motriz del movimiento.
En los viajes de contaminantes subterráneos, las aguas subterráneas ordinarias (H2O) es generalmente el fluido portador y se puede calcular para moverse a una velocidad de acuerdo con los parámetros de la Ley de Darcy. Sin embargo, la tasa de viaje o la velocidad de un contaminante, como un químico orgánico o inorgánico, puede ser diferente debido a los procesos de dispersión hidrodinámica y advección. Ciertos iones se mueven más lento o más rápido que la velocidad general del flujo de agua subterránea como resultado de las reacciones dentro de los medios acuíferos, por lo que pueden clasificarse como "reactivos" o "no reactivos". Las reacciones son generalmente de las siguientes formas:
Los siguientes son típicos de los contaminantes subterráneos reactivos y no reactivos:
Al principio, podría parecer que los contaminantes que reaccionan son los peores, pero esto puede no ser siempre el caso porque las reacciones detienen o retardan las concentraciones de viaje de los contaminantes, mientras que el viaje de los contaminantes que no reaccionan puede estar en gran medida desinhibido. Ciertos productos domésticos y agrícolas "suaves" ahora están disponibles que se degradan biológicamente después de un período de tiempo y, por lo tanto, evitan la posibilidad de contaminación de las aguas subterráneas.
Remediación de acuíferos
La prevención de la contaminación subterránea es obviamente el mejor enfoque; sin embargo, la existencia descontrolada de condiciones de contaminación del agua subterránea por lo general se da a conocer después de su ocurrencia, por ejemplo, por quejas de los usuarios de pozos de agua en el área. Desafortunadamente, en el momento en que se reconoce el problema, es posible que se hayan producido daños graves y sea necesario remediarlo. La remediación puede requerir extensas investigaciones de campo hidrogeológicas con análisis de laboratorio de muestras de agua para establecer el alcance de las concentraciones de contaminantes y las columnas de desplazamiento. A menudo, los pozos existentes se pueden usar en el muestreo inicial, pero los casos severos pueden requerir perforaciones extensas y muestreos de agua. Estos datos se pueden analizar para establecer las condiciones actuales y hacer predicciones de condiciones futuras. El análisis del viaje de la contaminación de las aguas subterráneas es un campo especializado que a menudo requiere el uso de modelos informáticos para comprender mejor la dinámica de las aguas subterráneas y hacer predicciones bajo diversas limitaciones. En la bibliografía se dispone de varios modelos informáticos bidimensionales y tridimensionales para este fin. Para enfoques analíticos más detallados, se remite al lector al libro de Freeze y Cherry (1987).
Prevención de la contaminación
El enfoque preferido para la protección de los recursos de aguas subterráneas es la prevención de la contaminación. Aunque los estándares de agua potable generalmente se aplican al uso de suministros de agua subterránea, los suministros de agua cruda requieren protección contra la contaminación. Las entidades gubernamentales como los ministerios de salud, las agencias de recursos naturales y las agencias de protección ambiental son generalmente responsables de tales actividades. Los esfuerzos de control de la contaminación de las aguas subterráneas se dirigen en gran medida a la protección de los acuíferos y la prevención de la contaminación.
La prevención de la contaminación requiere controles de uso de la tierra en forma de zonificación y ciertas regulaciones. Las leyes pueden aplicarse a la prevención de funciones específicas como particularmente aplicables a fuentes puntuales o acciones que potencialmente pueden causar contaminación. El control mediante la zonificación del uso de la tierra es una herramienta de protección de las aguas subterráneas que es más eficaz a nivel de gobierno municipal o de condado. Los programas de protección de acuíferos y bocas de pozo, como se analiza a continuación, son ejemplos destacados de prevención de la contaminación.
Un programa de protección de acuíferos requiere establecer los límites del acuífero y sus áreas de recarga. Los acuíferos pueden ser de tipo confinado o no confinado y, por lo tanto, deben ser analizados por un hidrólogo para tomar esta determinación. La mayoría de los principales acuíferos son generalmente bien conocidos en los países desarrollados, pero otras áreas pueden requerir investigaciones de campo y análisis hidrogeológicos. El elemento clave del programa en la protección del acuífero de la degradación de la calidad del agua es el control del uso de la tierra sobre el acuífero y sus áreas de recarga.
La protección de cabeza de pozo es un enfoque más definitivo y limitado que se aplica al área de recarga que contribuye a un pozo en particular. El gobierno federal de los EE. UU. mediante las enmiendas aprobadas en 1986 a la Ley de Agua Potable Segura (SDWA) (1984) ahora exige que se establezcan áreas de protección específicas para los pozos de suministro público. El área de protección del cabezal del pozo (WHPA) se define en la SDWA como “el área superficial y subterránea que rodea un pozo de agua o un campo de pozos, que abastece a un sistema público de suministro de agua, a través de la cual es razonablemente probable que los contaminantes se muevan hacia y alcancen dicho pozo o pozo de agua”. campo." El principal objetivo del programa WHPA, tal como lo describe la EPA de EE. UU. (1987), es la delimitación de áreas de protección de pozos con base en criterios seleccionados, operaciones de pozos y consideraciones hidrogeológicas.
Concepción y diseño
El Proyecto de Recuperación de Aguas Residuales Municipales de la Región Dan es el proyecto más grande de su tipo en el mundo. Consiste en instalaciones para el tratamiento y recarga de aguas subterráneas de aguas residuales municipales del Área Metropolitana de la Región de Dan, un conglomerado de ocho ciudades alrededor de Tel Aviv, Israel, con una población combinada de alrededor de 1.5 millones de habitantes. El proyecto fue creado con el propósito de recolección, tratamiento y disposición de aguas residuales municipales. El efluente recuperado, después de un período de detención relativamente largo en el acuífero subterráneo, se bombea para uso agrícola sin restricciones, irrigando el árido Negev (la parte sur de Israel). En la figura 1 se muestra un esquema general del proyecto. El proyecto se estableció en la década de 1960 y ha estado creciendo continuamente. En la actualidad, el sistema recoge y trata alrededor de 110 x 106 m3 por año. Dentro de unos años, en su etapa final, el sistema manejará de 150 a 170 x 106 m3 por año.
Figura 1. Planta de recuperación de aguas residuales de la región de Dan: disposición
Se sabe que las plantas de tratamiento de aguas residuales crean una multitud de problemas ambientales y de salud ocupacional. El proyecto de la Región Dan es un sistema único de importancia nacional que combina el beneficio nacional junto con un ahorro considerable de recursos hídricos, alta eficiencia de tratamiento y producción de agua barata, sin crear riesgos laborales excesivos.
A lo largo del diseño, la instalación y la operación de rutina del sistema, se ha prestado especial atención a las cuestiones de saneamiento del agua e higiene ocupacional. Se han tomado todas las precauciones necesarias para garantizar que las aguas residuales recuperadas sean prácticamente tan seguras como el agua potable normal, en caso de que las personas las beban o las traguen accidentalmente. Asimismo, se ha prestado la debida atención al tema de reducir al mínimo cualquier posible exposición a accidentes u otros peligros biológicos, químicos o físicos que puedan afectar a los trabajadores de la planta de tratamiento de aguas residuales propiamente dicha o a otros trabajadores que participen en la disposición y uso agrícola. del agua regenerada.
En la Etapa Uno del proyecto, las aguas residuales fueron tratadas biológicamente por un sistema de estanques de oxidación facultativa con recirculación y tratamiento químico adicional por un proceso de cal-magnesio, seguido por la detención del efluente de alto pH en “estanques de pulido”. El efluente parcialmente tratado se recargó al acuífero subterráneo regional por medio de las cuencas de expansión de Soreq.
En la Segunda Etapa, las aguas residuales conducidas a la planta de tratamiento se someten a un tratamiento mecánico-biológico mediante un proceso de lodos activados con nitrificación-desnitrificación. El efluente secundario se recarga a las aguas subterráneas por medio de las cuencas de expansión Yavneh 1 y Yavneh 2.
El sistema completo consta de una serie de elementos diferentes que se complementan entre sí:
Descripción del Sistema de Recuperación
El esquema general del sistema de recuperación se presenta en la figura 1 y el diagrama de flujo en la figura 2. El sistema consta de los siguientes segmentos: planta de tratamiento de aguas residuales, campos de recarga de agua, pozos de recuperación, sistema de conducción y distribución, instalación de cloración y un monitoreo integral. sistema.
Figura 2. Diagrama de flujo del Proyecto Región Dan
La planta de tratamiento de aguas residuales
La planta de tratamiento de aguas residuales del Área Metropolitana de la Región Dan recibe los desechos domésticos de las ocho ciudades de la región, y también maneja parte de sus desechos industriales. La planta está ubicada dentro de las dunas de arena de Rishon-Lezion y se basa principalmente en el tratamiento secundario de los desechos mediante el método de lodos activados. Algunos de los desechos, principalmente durante las descargas de flujo máximo, se tratan en otro sistema más antiguo de estanques de oxidación que ocupan un área de 300 acres. Los dos sistemas juntos pueden manejar, en la actualidad, alrededor de 110 x 106 m3 por año.
Los campos de recarga
Los efluentes de la planta de tratamiento se bombean a tres sitios diferentes ubicados dentro de las dunas de arena regionales, donde se esparcen sobre la arena y se filtran hacia el acuífero subterráneo para su almacenamiento temporal y para un tratamiento adicional dependiente del tiempo. Dos de los balsas de esparcimiento se utilizan para la recarga del efluente de la planta de tratamiento mecánico-biológico. Estos son Yavneh 1 (60 acres, ubicado a 7 km al sur de la planta) y Yavneh 2 (45 acres, 10 km al sur de la planta); el tercer estanque se utiliza para la recarga de una mezcla del efluente de las lagunas de oxidación y una determinada fracción de la planta de tratamiento biomecánico que se requiere para mejorar la calidad del efluente al nivel necesario. Este es el sitio de Soreq, que tiene un área de aproximadamente 60 acres y está ubicado al este de los estanques.
Los pozos de recuperación
Alrededor de los sitios de recarga existen redes de pozos de observación a través de los cuales se rebombea el agua recargada. No todos los 74 pozos en operación en 1993 estuvieron activos durante todo el proyecto. En 1993 se recuperaron un total de unos 95 millones de metros cúbicos de agua de los pozos del sistema y se bombearon a la Tercera Línea del Negev.
Los sistemas de transporte y distribucin
El agua bombeada de los distintos pozos de recuperación se recoge en el sistema de conducción y distribución de la Tercera Línea. El sistema de transporte se compone de tres secciones, con una longitud combinada de 87 km y un diámetro que oscila entre 48 y 70 pulgadas. A lo largo del sistema de conducción se construyeron seis reservorios operativos diferentes, “flotantes” en la línea principal, con el fin de regular el flujo de agua del sistema. El volumen de explotación de estos embalses oscila entre los 10,000 m3 a 100,000 m3.
El agua que fluye en el sistema de la Tercera Línea se suministró a los clientes en 1993 a través de un sistema de 13 zonas de presión principales. Numerosos consumidores de agua, en su mayoría granjas, están conectados a estas zonas de presión.
El sistema de cloración
La finalidad de la cloración que se realiza en la Tercera Línea es “romper la conexión humana”, lo que significa eliminar cualquier posibilidad de existencia de microorganismos de origen humano en el agua de la Tercera Línea. A lo largo del transcurso del monitoreo se encontró que existe un aumento considerable de microorganismos fecales durante la permanencia del agua regenerada en los reservorios de agua. Por lo tanto, se decidió agregar más puntos de cloración a lo largo de la línea y, en 1993, tres puntos de cloración separados funcionaban de manera rutinaria. Próximamente se añadirán al sistema dos puntos de cloración más. El cloro residual oscila entre 0.4 y 1.0 mg/l de cloro libre. Este método, por el cual se mantienen bajas concentraciones de cloro libre en varios puntos a lo largo del sistema en lugar de una sola dosis masiva al comienzo de la línea, asegura la ruptura de la conexión humana y al mismo tiempo permite que los peces vivan en los embalses. . Además, este método de cloración desinfectará el agua en las secciones aguas abajo del sistema de transporte y distribución, en caso de que los contaminantes ingresaran al sistema en un punto aguas abajo del punto de cloración inicial.
El sistema de vigilancia
La operación del sistema de recuperación de la Tercera Línea del Negev depende del funcionamiento rutinario de una configuración de monitoreo que es supervisada y controlada por una entidad científica profesional e independiente. Este organismo es el Instituto de Investigación y Desarrollo del Technion - Instituto de Tecnología de Israel, en Haifa, Israel.
El establecimiento de un sistema de monitoreo independiente ha sido un requisito obligatorio del Ministerio de Salud de Israel, la autoridad legal local según la Ordenanza de Salud Pública de Israel. La necesidad de establecer esta configuración de monitoreo surge del hecho de que:
Por lo tanto, el papel principal del sistema de monitoreo es asegurar la calidad química y sanitaria del agua suministrada por el sistema y emitir advertencias sobre cualquier cambio en la calidad del agua. Además, la instalación de monitoreo está realizando un seguimiento de todo el proyecto de recuperación de la Región Dan, investigando también ciertos aspectos, como la operación de rutina de la planta y la calidad químico-biológica de su agua. Esto es necesario para determinar la adaptabilidad del agua de la Tercera Línea para riego ilimitado, no solo desde el punto de vista sanitario sino también desde el punto de vista agrícola.
El diseño de monitoreo preliminar fue diseñado y preparado por Mekoroth Water Co., el principal proveedor de agua israelí y el operador del proyecto de la Región Dan. Un comité directivo especialmente designado ha estado revisando el programa de monitoreo periódicamente y lo ha ido modificando de acuerdo con la experiencia acumulada obtenida a través de la operación de rutina. El programa de monitoreo abordó los diversos puntos de muestreo a lo largo del sistema de la Tercera Línea, los diversos parámetros investigados y la frecuencia de muestreo. El programa preliminar se refería a varios segmentos del sistema, a saber, los pozos de recuperación, la línea de conducción, los embalses, un número limitado de conexiones de consumo, así como la presencia de pozos de agua potable en las cercanías de la planta. La lista de parámetros incluidos dentro del cronograma de monitoreo de la Tercera Línea se presenta en la tabla 1.
Tabla 1. Lista de parámetros investigados
Ag |
Silver |
μg / l |
Al |
Aluminio |
μg / l |
ALG |
Algas |
nº/100 ml |
ALKM |
Alcalinidad como CaCO3 |
mg / l |
As |
Arsénico |
μg / l |
B |
Boro |
mg / l |
Ba |
Bario |
μg / l |
BOD |
Demanda de oxigeno bioquímico |
mg / l |
Br |
Bromuro |
mg / l |
Ca |
Calcio |
mg / l |
Cd |
Cadmio |
μg / l |
Cl |
Cloruro |
mg / l |
CLDE |
demanda de cloro |
mg / l |
CLRL |
clorofila |
μg / l |
CN |
Cianuros |
μg / l |
Co |
Cobalt |
μg / l |
COLOR |
Color (platino cobalto) |
|
DQO |
Demanda química de oxígeno |
mg / l |
Cr |
Cromo |
μg / l |
Cu |
Cobre |
μg / l |
DO |
Oxígeno disuelto como O2 |
mg / l |
DOC |
Carbono orgánico disuelto |
mg / l |
DS10 |
Sólidos disueltos a 105 ºC |
mg / l |
DS55 |
Sólidos disueltos a 550 ºC |
mg / l |
EC |
Conductividad eléctrica |
µmhos/cm |
ENTR |
Enterococo |
nº/100 ml |
F– |
Fluoruro |
mg / l |
FCOL |
coliformes fecales |
nº/100 ml |
Fe |
Plancha para ropa |
μg / l |
DURO |
Dureza como CaCO3 |
mg / l |
HCO3 – |
Bicarbonato como HCO3 – |
mg / l |
Hg |
Mercurio |
μg / l |
K |
Potasio |
mg / l |
Li |
Litio |
μg / l |
MBA |
Detergentes |
μg / l |
Mg |
Magnesio |
mg / l |
Mn |
Magnesio |
μg / l |
Mo |
Molibdeno |
μg / l |
Na |
Sodio (sal) |
mg / l |
NH4 + |
Amoníaco como NH4 + |
mg / l |
Ni |
Níquel |
μg / l |
NKJT |
Nitrógeno total Kjeldahl |
mg / l |
NO2 |
Nitrito como NO2 – |
mg / l |
NO3 |
Nitrato como NO3 – |
mg / l |
OLOR |
Número de olor del umbral de olor |
|
OG |
Aceite y grasa |
μg / l |
Pb |
Lidera |
μg / l |
PEN |
Fenoles |
μg / l |
doctorado |
pH medido en el campo |
|
PO4 |
Fosfato como PO4 -2 |
mg / l |
PTO |
Fósforo total como P |
mg / l |
RSCL |
Cloro libre residual |
mg / l |
SAR |
Relación de adsorción de sodio |
|
Se |
Selenio |
μg / l |
Si |
Sílice como H2SiO3 |
mg / l |
Sn |
Estaño |
μg / l |
SO4 |
Sulfato |
mg / l |
Sr |
Estroncio |
μg / l |
SS10 |
Sólidos en suspensión a 100 ºC |
mg / l |
SS55 |
Sólidos en suspensión a 550 ºC |
mg / l |
GECT |
Estreptococo |
nº/100 ml |
T |
Temperatura |
ºC |
TCOL |
coliformes totales |
nº/100 ml |
TOTB |
Bacterias totales |
nº/100 ml |
TS10 |
Sólidos totales a 105 ºC |
mg / l |
TS55 |
Sólidos totales a 550 ºC |
mg / l |
Turba |
Turbiedad |
NTU |
UV |
UV (absorb. a 254 nm)(/cm x 10) |
|
Zn |
Zinc |
μg / l |
Monitoreo de pozos de recuperación
El programa de muestreo de los pozos de recuperación se basa en una medición bimensual o trimestral de algunos “parámetros indicadores” (tabla 2). Cuando la concentración de cloruros en el pozo muestreado excede en más del 15 % el nivel inicial de cloruros del pozo, se interpreta como un aumento “significativo” de la porción del efluente recuperado dentro del agua del acuífero subterráneo, y el pozo se transfiere a la siguiente categoría de muestreo. Aquí se determinan 23 “características-parámetros”, una vez cada tres meses. En algunos de los pozos, una vez al año, se realiza una investigación completa del agua, que incluye 54 parámetros diferentes.
Tabla 2. Los diversos parámetros investigados en los pozos de recuperación
Grupo A |
Grupo B |
Grupo C |
Parámetros indicadores |
Parámetros característicos |
Parámetros de prueba completa |
1. Cloruros |
Grupo A y: |
Grupos A+B y: |
Supervisión del sistema de transporte
El sistema de conducción, cuya longitud es de 87 km, se controla en siete puntos centrales a lo largo de la línea de aguas residuales. En estos puntos se muestrean 16 parámetros diferentes una vez al mes. Estos son: PHFD, DO, T, EC, SS10, S.S.55, UV, TURBINA, NO3 +, PTOT, ALKM, DOC, TOTB, TCOL, FCOL y ENTR. Los parámetros que no se espera que cambien a lo largo del sistema se miden solo en dos puntos de muestreo: al principio y al final de la línea de transporte. Estos son: Cl, K, Na, Ca, Mg, DURO, B, DS, SO4 -2, NH4 +, Yo no he2 – y MBA. En esos dos puntos de muestreo, una vez al año, se muestrean diversos metales pesados (Zn, Sr, Sn, Se, Pb, Ni, Mo, Mn, Li, Hg, Fe, Cu, Cr, Co, Cd, Ba, As, Al, Ag).
Monitoreo de embalses
La configuración de monitoreo de los embalses de Tercera Línea se basa principalmente en el examen de un número limitado de parámetros que sirven como indicadores del desarrollo biológico en los embalses y para identificar la entrada de contaminantes externos. Se muestrean cinco reservorios, una vez al mes, para: PHFD, T, DO, Total SS, Volatile SS, DOC, CLRL, RSCL, TCOL, FCOL, STRP y ALG. En estos cinco reservorios también se muestrea Si, una vez cada dos meses. Todos estos parámetros también se muestrean en otro embalse, Zohar B, con una frecuencia de seis veces al año.
Resumen
El Proyecto de recuperación de la región de Dan suministra agua recuperada de alta calidad para el riego sin restricciones del Néguev israelí.
La Etapa Uno de este proyecto está en operación parcial desde 1970 y en operación completa desde 1977. De 1970 a 1993, una cantidad total de aguas residuales crudas de 373 millones de metros cúbicos (MCM) fue transportada a las lagunas de oxidación facultativa, y una cantidad total de agua de Se extrajeron 243 MCM del acuífero en el período 1974-1993 y se suministraron al sur del país. Parte del agua se perdió, principalmente debido a la evaporación y la filtración de los estanques. En 1993, estas pérdidas ascendieron a alrededor del 6.9% de las aguas residuales sin tratar transportadas a la planta de la Etapa Uno (Kanarek 1994).
La planta de tratamiento mecánico-biológico, Etapa Dos del proyecto, ha estado en operación desde 1987. Durante el período de operación 1987-1993, se condujo a la planta de tratamiento mecánico-biológico una cantidad total de aguas residuales sin tratar de 478 MMC. En 1993, alrededor de 103 MCM de agua (95 MCM de agua recuperada más 8 MCM de agua potable) se transportaron a través del sistema y se usaron para el riego ilimitado del Negev.
El agua de los pozos de recuperación representa la calidad del agua del acuífero subterráneo. La calidad del agua del acuífero está cambiando todo el tiempo como resultado de la filtración de efluentes en ella. La calidad del agua del acuífero se aproxima a la del efluente para aquellos parámetros que no son influenciados por los procesos de Tratamiento Suelo-Acuífero (SAT), mientras que los parámetros que son afectados por el paso a través de las capas del suelo (p. ej., turbidez, sólidos en suspensión, amoniaco, carbono orgánico, etc.) muestran valores considerablemente más bajos. Cabe destacar el contenido de cloruro del agua del acuífero, que aumentó en un período reciente de cuatro años entre un 15 y un 26 %, como lo demuestra el cambio en la calidad del agua en los pozos de recuperación. Este cambio indica la continua sustitución del agua del acuífero por efluentes con un contenido de cloruros considerablemente mayor.
La calidad del agua en los seis embalses del sistema de la Tercera Línea está influenciada por cambios biológicos y químicos que ocurren dentro de los embalses abiertos. El contenido de oxígeno aumenta como resultado de la fotosíntesis de las algas y debido a la disolución del oxígeno atmosférico. Las concentraciones de varios tipos de bacterias también aumentan como resultado de la contaminación aleatoria por parte de la fauna acuática que reside cerca de los embalses.
La calidad del agua suministrada a los clientes a lo largo del sistema depende de la calidad del agua de los pozos de recuperación y los embalses. La cloración obligatoria del agua del sistema constituye una salvaguarda adicional contra el uso erróneo del agua como agua potable. La comparación de los datos de agua de la Tercera Línea con los requisitos del Ministerio de Salud de Israel con respecto a la calidad de las aguas residuales para uso agrícola ilimitado muestra que la mayoría de las veces la calidad del agua satisface plenamente los requisitos.
En conclusión, se puede decir que el sistema de recuperación y utilización de aguas residuales de Third Line ha sido un exitoso proyecto ambiental y nacional israelí. Ha resuelto el problema de la eliminación sanitaria de las aguas residuales de la Región Dan y, al mismo tiempo, ha aumentado el balance hídrico nacional en un factor de aproximadamente el 5%. En un país árido como Israel, donde el suministro de agua, especialmente para uso agrícola, es bastante limitado, esta es una verdadera contribución.
El costo de la operación de recarga y mantenimiento del agua regenerada, en 1993, fue de alrededor de 3 centavos de dólar por m3 (0.093 NIS/m3).
El sistema ha estado funcionando desde finales de la década de 1960 bajo la estricta vigilancia del Ministerio de Salud de Israel y del departamento de seguridad e higiene en el trabajo de Mekoroth. No ha habido informes de ninguna enfermedad ocupacional como resultado de la operación de este sistema intrincado y completo.
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