REVISIîN

Riesgos sanitarios de la contaminaci—n de suelos

Francisco D’az-Fierros Vigueira

Catedr‡tico EmŽrito de la Universidad de Santiago de Compostela Farmacia.

e-mail: francisco.diaz-fierros@usc.es

Recibido el 14 de septiembre de 2013. An. Real Acad. Farm. Vol 79, N¼ 3 (2013), pag. 388-411

RESUMEN

Se plantea el origen hist—rico de la contaminaci—n de suelos, as’ como los conceptos fundamentales implicados en ella. Se formula la importante relaci—n establecida entre las gesti—n de los suelos contaminados y los mŽtodos de evaluaci—n de riesgos sanitarios. Se presentan los aspectos fundamentales de la evaluaci—n de riesgos de los suelos contaminados a partir de las etapas de identificaci—n y caracterizaci—n del peligro para la salud. Se expone la importancia de los estudios de car‡cter edafol—gico en los procesos de retenci—n, transformaci—n y transporte de contaminantes en el suelo y se evalœan los distintos aspectos relativos a la exposici—n de los receptores humanos a los contaminantes. Se presentan los mŽtodos de caracterizar los riesgos, as’ como la importancia actual de modelos de gesti—n como los RBCA. Finalmente, se plantean los nuevos objetivos que se presentan para la evaluaci—n de riesgos.

Palabras clave: Suelos contaminados; Riesgos sanitarios; Evaluaci—n de riesgos.

ABSTRACT

Health risks of pollution of soils

The historical origin of soil pollution and the main concepts involved in it are considered. The outstanding relationship between the management of contaminated soils and the assessment methods of health risks is proposed. The main aspects of the assessment of polluted soil risks are presented taking into account the periods of identification and description of health risks. The relevance of soil studies in the processes of retention, transformation of soil pollutants is showed and the different aspects of human exposured to pollutants are assessed. The methods to describe risks, as well as the present relevance of management methods such as the RBCA are introduced. Finally, new challenges for risk assessment are proposed.

Keywords: Contaminated soils; Health risks; risks assessment.

introducci—n

De acuerdo con la Organizaci—n Mundial de la Salud, la ÒSalud AmbientalÓ (1993) comprende Òaquellos aspectos de la salud humana, incluida la calidad de vida, que son determinados por las condiciones f’sicas, biol—gicas, sociales y psicol—gicas del medio ambienteÓ (Basset, 1999). En consonancia con esta definici—n, el ÒHombre SanoÓ que es el objetivo de todas las ciencias sanitarias, incluida la farmacŽutica, ser’a aquel que goza de un equilibrio interior (fisiol—gico y psicol—gico) y vive en un ambiente sin agresiones (f’sicas, qu’micas, biol—gicas y sociales)

            Como factores fundamentales del medio f’sico que determinan en œltima instancia las caracter’sticas de esta rama importante de la sanidad, se considerar’an la atm—sfera, el agua y el suelo. Todos ellos juegan un papel esencial y diferenciado en la recepci—n, acumulaci—n, atenuaci—n y trasmisi—n de las substancias contaminantes hacia el ser humano. Sin embargo, la percepci—n por la sociedad de su influencia sobre la salud humana tuvo una historia muy diferente, siendo el suelo el œltimo componente del medio f’sico que fue aceptado como problema ambiental (Petts et al., 1997). Anteriormente, el agua hab’a sido considerada como un problema importante para la salud humana, a finales del siglo XIX, cuando fue demostrada la transmisi—n h’drica de muchos microorganismos pat—genos (c—lera, tifus, etc.) (Grosclaude, 1999, D’az-Fierros, 2010). DespuŽs de la Segunda Guerra Mundial, los estudios epidemiol—gicos que pon’an en evidencia la relaci—n entre las enfermedades respiratorias y la contaminaci—n de las atm—sferas urbanas (Mc Dermott, 1961) dieron origen a las primeras medidas reguladoras de car‡cter medio ambiental sobre el aire. Y ser’a ya en los comienzos de los ochenta, al producirse el desmantelamiento de la industria pesada que tuvo lugar en muchos pa’ses avanzados, cuando se descubri— la existencia de amplias superficies de suelos contaminados con productos de probada toxicidad (Petts et al., 1997).

            Otros factores que habr’an influido en la falta de sensibilidad de la sociedad frente a la contaminaci—n de suelos y que retrasaron las medidas de su evaluaci—n y control, pudieron estar relacionados con alguna de las caracter’sticas propias de la contaminaci—n del medio ed‡fico. Salvo casos excepcionales (p. ej. la poblaci—n infantil) no existe una exposici—n directa del ser humano a los suelos contaminados, las relaciones causa-efecto no son tan evidentes y se aceptaba que el suelo era un medio con una capacidad casi ilimitada para almacenar y retener substancias contaminantes sin efectos nocivos (Douben, 1998, IGME, 2005).

            De todas formas, el interŽs creciente que se desarroll— sobre los suelos contaminados multiplic— en los œltimos a–os los mŽtodos de identificaci—n y estudio, as’ como las medidas legislativas de control correspondientes. En Europa, aunque no hay todav’a una cuantificaci—n rigurosa, se estima que existen m‡s de un mill—n de suelos/terrenos contaminados (Prokop et al., 2000).

El riesgo sanitario ambiental, definido como la probabilidad de que se produzca algœn da–o sobre la salud humana o animal como consecuencia de la acci—n de productos emitidos al medio ambiente, comenz— a identificarse como problema importante para las sociedades avanzadas a partir del a–o 1972 en el que tuvo lugar la Cumbre de Estocolmo, ÒUna sola TierraÓ, convocada por el PNUMA (D’az-Fierros, 2000). Con esas fechas, la OMS puso en marcha su programa EHC (Environmental Health Criteria) para Òevaluar la informaci—n sobre las relaciones entre la exposici—n a contaminantes ambientales y la salud humanaÓ. Al mismo tiempo la National Academy of Engeenering y la National Academy of Sciences de USA organiza en 1972 la primera conferencia sobre an‡lisis de riesgos que dio origen a una serie de informes que culminaron con la publicaci—n Risk Assessment in the Federal Governement: Managing the Process (1983), importante documento que defini— por primera vez las cuatro etapas de la evaluaci—n de riesgos: identificaci—n del peligro, caracterizaci—n del peligro, evaluaci—n de la exposici—n y caracterizaci—n del riesgo.

Otras etapas importantes de este proceso fueron la publicaci—n por la CAC (Codex Alimentarius Commissi—n, 1999) de la metodolog’a adecuada para la evaluaci—n de los riesgos sanitarios de car‡cter microbiol—gico. Finalmente, la evaluaci—n del riesgo ecol—gico (efectos sobre la biota) fue desarrollada fundamentalmente por la Environmental Protection Agency (EPA) de USA con varios documentos (Framework for Ecological Risk Assessment, 1992 y Proposed Guide for Ecological Risk Assessment, 1996) y la Society of Environment Toxicology and Chemistry (SETAC) a travŽs de varios grupos de trabajo que en 1997 dieron lugar a un importante documento de s’ntesis (Ecological Risk Assessment).

La preocupaci—n por los suelos contaminados y su influencia sobre la salud pœblica se vincula a una serie de incidentes ocurridos en torno a los a–os ochenta. El primero de ellos, el del Love Canal (USA), ocurri— cuando durante un episodio de fuertes lluvias, en 1977-78, se puso de manifiesto el elevado grado de contaminaci—n de las aguas subterr‡neas de un barrio marginal de Niagara Falls construido sobre un antiguo vertedero de residuos. La evidencia de problemas sanitarios en la poblaci—n origin— un estado de emergencia y una toma de conciencia de las autoridades sobre esta problem‡tica que dio origen a la Comprehensive Environmental Response, Compensacion and Liability Act 1980 (CERCLA) conocida popularmente como legislaci—n ÒSuperfundÓ. Su pr—rroga en 1986 y 1995 dio origen a toda una larga serie de medidas de identificaci—n y tratamiento de suelos contaminados que, pr‡cticamente, sirvi— para situar en la agenda de la pol’tica ambiental de todos los pa’ses esta problem‡tica. En Europa pueden citarse los incidentes de Lekkertkerk (Holanda) de una urbanizaci—n construida tambiŽn sobre un vertedero y cuya poblaci—n tuvo que ser evacuada en 1980 y el de Loscoe (UK) donde, en 1986, una explosi—n de gas metano, que ocasion— varios muertos, fue atribuida a las emisiones de un vertedero. Como consecuencia de estos incidentes y los estudios e investigaciones que se pusieron en marcha a continuaci—n, la mayor parte de los pa’ses europeos realizaron sus particulares inventarios de suelos contaminados, as’ como la propia UE, y a lo largo de la dŽcada de los noventa fueron adaptando sus legislaciones para incluir en ellas la problem‡tica de los suelos contaminados.

En Espa–a la Ley B‡sica de Residuos (1998) destina un ep’grafe ’ntegro, el T’tulo V, a la gesti—n de los suelos contaminados, que recae b‡sicamente sobre las Comunidades Aut—nomas. Posteriormente se desarrolla un RD (9/2005) sobre la definici—n y est‡ndares para la declaraci—n de suelos contaminados y, en el 2011, se redacta una nueva Ley de ÒResiduos y Suelos ContaminadosÓ, que deroga la de 1998. De las comunidades aut—nomas fue el Pa’s Vasco la primera que desarroll— una legislaci—n sobre suelos contaminados que recog’a como tŽcnica fundamental de evaluaci—n la relativa a los riesgos sanitarios y ecol—gicos (IHOBE, 1998). En la actualidad, la mayor’a de las comunidades aut—nomas, en alguna medida, tienen normas de actuaci—n sobre los suelos contaminados (CONAMA, 2010).

La legislaci—n americana de los Superfund que sirvi—, en general, como referencia para los desarrollos legislativos de los diferentes pa’ses, consider— desde el primer momento la necesidad de realizar Òevaluaciones de riesgoÓ (ER) para la caracterizaci—n de los terrenos contaminados. Por una parte, exist’a la necesidad de priorizar las costosas medidas de restauraci—n y recuperaci—n de suelos contaminados con medidas de evaluaci—n rigurosas y, por otra, estaban ya muy desarrolladas y acreditadas las medidas de evaluaci—n de riegos, por lo que fueron estas las que, en general, se adoptaron como criterio fundamental para la gesti—n de esta problem‡tica. De ah’ que el estudio y la gesti—n de los suelos contaminados se haya desarrollado, pr‡cticamente desde sus comienzos, ligada a la aplicaci—n a los mismos de los nuevos mŽtodos de evaluaci—n de riesgos sanitarios y ecol—gicos.

En este trabajo de revisi—n se presentar‡n los avances actuales y las perspectivas de futuro en los procesos de evaluaci—n de riesgos sanitarios de los suelos contaminados, cuesti—n indudablemente ligada a las materias propias de la sanidad ambiental, que lo son, a su vez, de las ciencias farmacŽuticas.

CONCEPTOS FUNDAMENTALES

ÒSuelo contaminadoÓ es aquel que presenta substancias peligrosas en una cantidad o concentraci—n superiores a las que se dan habitualmente en el suelo (Smith, 1985, Fisk, 1990, Bridges, 1991). Y una substancia peligrosa desde el punto de vista sanitario es aquella que potencialmente puede producir un efecto negativo, o da–o, sobre la salud humana. Esa potencialidad normalmente se evalœa como la probabilidad de producir ese efecto da–ino por lo que, en œltima instancia, ser‡ siempre considerado como un proceso estoc‡stico.

            Identificado el peligro, derivado de la presencia de substancias contaminantes del suelo, es fundamental para obtener una correcta evaluaci—n del da–o, el considerar las caracter’sticas de los seres humanos receptores, que pueden ser m‡s o menos sensibles a Žl, p. ej. segœn la edad o el tipo de actividad. Por otra parte, en la importancia del da–o causado, influye tambiŽn el grado de exposici—n a la substancia contaminante, que a su vez es dependiente del medio por el que se pone en contacto con el receptor y del camino que haya seguido desde el suelo.

            El riesgo, en definitiva, ser’a la probabilidad de que una determinada substancia contaminante del suelo llegara a ponerse en contacto un cierto tiempo con un receptor humano despuŽs de haber recorrido una ruta en particular. Sospechada la existencia de un riesgo, los diferentes mŽtodos de evaluaci—n del mismo se descomponen en una serie de etapas desarrolladas en cadena. De acuerdo con la Directiva que primero tuvo en cuenta esta metodolog’a para la Uni—n Europea (UE 2000) estas etapas ser’an:

1 ) Identificaci—n del peligro.

2 ) Caracterizaci—n del peligro.

3) Evaluaci—n de la exposici—n.

4) Caracterizaci—n del riesgo.

1. Identificaci—n del peligro

Esta etapa inicial que, en la normativa USA derivada de las acciones Superfund se denominar’a como la de ÒDefinici—n del problemaÓ, supondr’a una serie de actividades encaminadas a identificar, en primer lugar, los factores causantes del posible da–o sobre la salud humana, que podr’an ser de tipo qu’mico (p. ej. un determinado componente t—xico), f’sico (p. ej. una radiaci—n ionizante) o biol—gico (p. ej. un microorganismo pat—geno). A continuaci—n se tratar’a de localizar la fuente generadora del problema que depender’a normalmente de un determinado tipo de actividad. Un listado de las actividades contaminantes del suelo m‡s importantes se recoge en la Tabla 1. En muchos casos, la existencia de una actividad particularmente contaminante, en virtud del principio de precauci—n, puede ser el primer paso en la identificaci—n del peligro, aœn antes de que pudiera ser demostrada su incidencia sobre el ser humano.

Tabla 1.- Sectores de actividad industrial y/o comercial y posible contaminaci—n puntual de suelos relacionada (D’az-Fierros, 1992)

ACTIVIDAD INDUSTRIAL Y/O COMERCIAL

POSIBLE CONTAMINACIîN

Industria de bater’a y pilas

Metales pesados (Cd, Pb, Cr, Ni, Hg)

Miner’a

Cd, Pb, Cr, Cu, Zn, As, Ni, Se, CN-

Industria del vidrio

F, Pb

Industrias gr‡ficas e impresi—n

Hidrocarburos clorados y arom‡ticos, Mg, As

Pinturas, barnices y tintas

Hidrocarburos, (Pb, Cd, Ba, Cr) Alcoholes

Industria maderera

Hidroc. arom‡ticos, fenoles, metales pesados

Industria protecci—n de la madera

Hidrocarburos, metales (Cu, Cr, As)

Industria textil

Hidroc., pesticidas, metales, ‡cidos/‡lcalis, etc.

Lavander’as qu’micas

Hidrocarburos

Industria insecticida

Hidrocarburos, fenoles, Hg, Ti, As

Empresas de gas

Hidrocarburos arom‡ticos y polic’clicos, CN-

Industria petroqu’mica

Hidr. arom. y polic., Alif‡ticos, Pb, Zn, Cu, Ni, Cd

Refiner’as

Hidrocarburos, ‡cidos/‡lcalis, asbesto

Industria metalœrgica/galv‡nica

Hidroc. arom‡ticos, metales pesados, CN-

Metales fŽrricos y acer’as

Metales, ‡cidos, disolventes, hidroc. lodos

Talleres

Hidrocarburos, ‡cidos, Pb

Curtidos y tener’as

Hidroc., ‡cidos, metales, disolv., colorantes

Pl‡sticos

Hidroc., metales, CN-, aminas, mon—meros

Goma y caucho

Hidroc., metales, ‡cidos, comp.S, mon—meros

Industria de transformaci—n

Hidroc.,metales, Sb, ‡cidos

Astilleros e Industria Naval

Hidroc., fenoles, metales, disolventes

Microelectr—nica

Hidroc., metales, ‡cidos

Papeleras

Materia org‡nica, Hg, deriv. S

Tabacos

Cd

Industria vin’cola

CN-, fenoles

Vertederos controlados de RSU

Compuestos org‡nicos, metales

Laboratorios fotogr‡ficos y de film

Compuestos org‡nicos, Ag

Las actividades contaminadoras pueden subdividirse en ÒdifusasÓ y ÒpuntualesÓ. Dentro de las primeras son de especial importancia las que se transmiten por el aire y llegan al suelo por deposici—n ÒsecaÓ en forma de part’culas o aerosoles o por deposici—n ÒhœmedaÓ mediante precipitaciones: son de destacar, por su extensi—n y su car‡cter transnacional, las Òlluvias ‡cidasÓ, provocadas en general por la contaminaci—n industrial y las Òlluvias radiactivasÓ, por los accidentes nucleares. Otro tipo de contaminaci—n difusa de suelos es la derivada de las pr‡cticas agrarias (fertilizantes, plaguicidas, productos farmacŽuticos veterinarios, etc.) y los asentamientos poblacionales dispersos. En el caso de las contaminaciones puntuales o localizadas, donde normalmente se alcanzan concentraciones mayores de los contaminantes, se tendr’an antiguas localizaciones industriales, vertederos de todo tipo (municipales, mineros, etc.) y ser‡ a ellas a las que se dedicar‡n fundamentalmente los procesos de ER.

La contaminaci—n difusa del suelo, aunque puede ser tambiŽn susceptible de evaluaciones de riesgo, utiliza otro tipo de medidas de gesti—n que se centran m‡s en controles sobre la ÒfuenteÓ de los contaminantes que en actuaciones sobre el punto de acumulaci—n sobre el suelo, como ocurre con los casos de contaminaci—n puntual o localizada. En estos casos, la ER actœa como una gu’a fundamental para detectar el riesgo y decidir el alcance de las medidas de correcci—n. A este tipo de contaminaci—n ser‡ a la que se dedicar‡ esta revisi—n.

La investigaci—n del suelo problema y, sobre todo, de las diferentes v’as por las que puede emigrar el contaminante (Figura 1) ser’a otro de los objetivos de esta etapa. En ella habr’a que considerar tambiŽn los posibles procesos de interacci—n del contaminante con el suelo o con los diferentes medios que realizan su transporte hacia el receptor, con todo lo cual se elaborar’a un modelo conceptual que dar’a cuenta de los cambios y evoluci—n del contaminante antes de ponerse en contacto con el ser humano. En este modelo se tendr’a en cuenta tambiŽn las caracter’sticas de la exposici—n y sus repercusiones sobre la salud humana.

Descripci—n: C:\Documents and Settings\pc\Escritorio\riscos.jpg

Figura 1.- Lugares de exposici—n y rutas posibles para los contaminantes de un suelo (IHOBE, 1998)

2. Caracterizaci—n del peligro

Es un proceso claramente ligado a la toxicolog’a pues, en definitiva, trata de definir las relaciones dosis-respuesta del contaminante en cuesti—n. Tradicionalmente se consideran dos tipos de procesos: el de aquellas substancias que tienen un tramo donde las dosis no originan respuesta toxicol—gica (las denominadas de tipo NOAEL) y el de aquellas que se supone que actœan negativamente sobre el organismo desde la presencia de las primeras molŽculas del contaminante, como ser’a el caso de las substancias cancer’genas con respuesta genot—xica. Otro caso ser’an los microorganismos, cuyos procesos dosis-respuesta tienen una especial complejidad, dando origen a numerosos modelos (exponencial, poisson-beta, con umbral sin respuesta, etc. – Haas, Rose, Gerba, 1999 -), por lo que su aplicaci—n al ER precisar’a todav’a un mayor nœmero de estudios y datos para obtener resultados œtiles para la gesti—n de los riesgos.

En el caso de las substancias NOAEL la dosis diaria de referencia DdR (nivel de entrada diaria en el organismo que no produce un da–o apreciable en poblaciones humanas) es el ’ndice m‡s utilizado en los estudios de ER, existiendo diferentes bases de datos en el mundo que pueden aportar esta informaci—n. En general, en estos ’ndices se tiene en cuenta el tiempo de exposici—n, existiendo DdR cr—nicas (DrRc) calculadas para per’odos mayores de los 7 a–os (10% de la esperanza de vida), subcr—nicas (DrRc) para per’odos entre dos semanas y siete a–os e incluso para per’odos menores, ’ndices HA1 y AH10 – Pe–a, Carter, Ayala-Fierro, 2001). Para substancias sin umbral de respuesta, como es el caso de los cancer’genos, existen dos tipos de ’ndices: el peso de la evidencia segœn estŽn clasificados por la EPA como A (cancer’geno para humanos), B (probable cancer’geno humano), C (posible cancer’geno humano), D y E (no hay evidencia de que sea cancer’geno humano), y el factor de pendiente correspondiente a la curva dosis-respuesta genot—xica que relaciona la probabilidad de que se produzca c‡ncer y la dosis aplicada. Se admite, en general, como incremento de la probabilidad admisible la inferior a un caso de c‡ncer por cada 105 individuos, aun cuando, œltimamente, para determinadas substancias y circunstancias, tiende a emplearse el nivel m‡s exigente de 106.

3. Evaluaci—n de la exposici—n

En esta etapa se tienen en cuenta las diferentes interacciones de las substancias contaminantes con el suelo y/o con los diferentes medios que pueden ser agentes de su transporte hacia los receptores. Es un campo de estudio propio de edaf—logos, ge—logos, hidr—logos, etc.

            Cuando un producto contaminante llega al suelo, lo primero que hay que tener en cuenta es ese concepto tan cl‡sico de la Edafolog’a que considera al suelo como un Òsistema dispersoÓ trif‡sico: es decir, un medio compuesto por una fase s—lida r’gida, o matriz, que define a su vez un espacio donde se pueden desplazar las fases fluidas del aire y del agua (D’az-Fierros, 2011). Con relaci—n a esas tres fases se produce un proceso inicial de ÒrepartoÓ del contaminante entre ellas, determinado tanto por las propiedades del producto contaminante como de las fases correspondientes. Las cantidades del contaminante que se localizar’an en cada una de las fases pueden calcularse f‡cilmente, si se asume que hay un equilibrio entre ellas, a partir de los coeficientes de reparto octanol-agua Kow, el producto de solubilidad y la constante de Henry H, relativa a los procesos de difusi—n en el aire. De una forma sencilla, podr’a se–alarse que los compuestos que tienen una presi—n de vapor o una constante de Henry altas (p. ej. benceno) tienden a concentrarse en el aire, mientras que en al agua lo hacen los muy solubles y con valores de Kow relativamente bajos (p. ej. fenol) y en el suelo los que presentan Kow altos (p. ej. DDT).

El concepto de ÒfugacidadÓ introducido por Lewis, GN en 1901 y aplicado por Mackay, D. (2001) a la difusi—n de contaminantes en el medio ambiente es otra alternativa utilizada ampliamente en la actualidad para la modelizaci—n de estos procesos de reparto (http://www.trentu.ca/cemec/models/models.html). La fugacidad, que significa la tendencia a emigrar desde una determinada fase, tiene unidades de presi—n y puede ser considerada como la presi—n parcial que un determinado producto qu’mico ejerce para desplazarse de una fase a otra. En muchos aspectos, la fugacidad juega el mismo papel que la temperatura para describir, en condiciones de equilibrio tŽrmico entre las fases, la direcci—n del flujo de calor (CEMN, 2005).

El proceso de reparto puede dar origen a un equilibrio estacionario (modelos de evoluci—n de los contaminantes de nivel I, II y III – CEMN, 2005) o puede variar con el tiempo, nivel IV. En cualquier caso, es el punto de partida de otro conjunto de procesos que afectan: a) a su transformaci—n mediante una serie de reacciones y b) al transporte de estos productos o de sus diferentes subproductos de degradaci—n.

Procesos de transformaci—n.

Consisten en una serie de reacciones (hidrol’ticas, oxidativas, biodegradativas, etc.) que alteran las caracter’sticas qu’micas del producto contaminante. En muchos casos, estos procesos reducen su actividad t—xica, por lo que estos mecanismos pueden considerarse como atenuadores o depuradores de la contaminaci—n del suelo. De todas formas, existen muchas evidencias (todav’a no suficientemente bien estudiadas) de que en la cadena degradativa de muchos productos pueden aparecer subproductos con actividades t—xicas similares o incluso superiores a la del tŽrmino inicial (Eijsackers,H y Doelman,P. 1987).

Retenci—n en el suelo

Para que los mecanismos degradativos, en las diferentes fases del suelo, actœen con una cierta eficiencia se necesita que exista un tiempo m’nimo de contacto entre el producto y la fase en cuesti—n, por lo que el tiempo de retenci—n del contaminante en el suelo es un proceso complejo que debe ser considerado previamente para comprender adecuadamente los procesos de transformaci—n. Estos mecanismos de retenci—n de los productos contaminantes al suelo pueden interferir con los mecanismos de transporte y as’, p. ej., la vaporizaci—n o disoluci—n en agua puede verse disminuida si la retenci—n es muy intensa o irreversible. De una forma aproximada los coeficientes de reparto suelo-agua y suelo-aire pueden dar cuenta de la importancia de estos procesos.

Dentro de la complejidad de los procesos de retenci—n de contaminantes se podr’a establecer una divisi—n segœn su constituci—n, en a) inorg‡nicos, b) org‡nicos y c) particulados. En relaci—n con los materiales inorg‡nicos, los de car‡cter cati—nico tienen una especial afinidad por el suelo debido a la carga negativa predominante en las superficies activas del suelo. De todas formas se podr’an establecer diferencias con las uniones de los cationes al suelo, segœn sean Òf‡cilmente intercambiablesÓ con las superficies activas del suelo, ÒcomplejadosÓ con la materia org‡nica y ÒocluidosÓ o ÒcoprecipitadosÓ con —xidos met‡licos, carbonatos, fosfatos, etc. Los materiales inorg‡nicos ani—nicos se unen con mayor dificultad al suelo. Solo en los casos donde este puede llegar a desarrollar en sus superficies activas cargas positivas (presencia de —xidos de hierro a bajos pH, etc.) o se pueden establecer Òpuentes cati—nicosÓ, estas uniones pueden llegar a tener cierta importancia.

En el caso de los materiales org‡nicos de elevado peso molecular, las uniones que se establecen con el suelo pueden ser de ’ndole muy variada (fuerzas London-Van der Walls, electrost‡ticas, enlaces de hidr—geno, enlaces coordinados, etc.) y alcanzar intensidades de muy diversa magnitud.

En el caso de los materiales particulados son de gran interŽs los mecanismos de retenci—n que afectan a bacterias y virus. Para las primeras, habr’a que tener en cuenta, en primer lugar, como consecuencia de su mayor tama–o, la retenci—n mec‡nica por el espacio poroso del suelo. Por otra parte, existe la posibilidad de que se produzcan uniones de tipo electrost‡tico dependiendo de la carga de la membrana celular que, a su vez, por su car‡cter af—tero estar’a regulada por el pH del suelo. De todas formas cualquier tipo de uni—n que puede tener lugar con las molŽculas org‡nicas (Van der Walls, puentes de H, puentes cati—nicos, etc.) puede ser posible, dando origen a lo que Marshall, K.S. (1980) define como uniones ÒreversiblesÓ, puesto que se destruyen con relativa facilidad. Frente a ellas estar’an las ÒpermanentesÓ donde una serie de substancias, como pol’meros org‡nicos y otras substancias coloidales, Òanclar’anÓ firmemente la cŽlula al suelo.

En el caso de los virus las interacciones f’sico-qu’micas con la matriz ed‡fica tendr’an especial relevancia en los procesos de retenci—n, pues, como consecuencia de su menor tama–o (de 0,5 a 0,02 micras), la retenci—n mec‡nica tendr’a mucha menos importancia. El c‡psido proteico de los virus se comporta como un coloide afotŽrico (Bitton, G. 1980) con cargas dependientes del pH, de tal forma que un incremento del pH tiende a incrementar el comportamiento ani—nico de los virus, lo que conllevar’a una menor retenci—n por las superficies activas del suelo. Por otra parte, la presencia de cationes en la soluci—n del suelo tiende a incrementar la retenci—n, mientras que la materia org‡nica disuelta tiene el efecto contrario.

Reactividad en los ambientes ed‡ficos

Los procesos de transformaci—n de los productos contaminantes van a tener diferentes caracter’sticas e intensidades de acuerdo con su localizaci—n en los diferentes ambientes ed‡ficos:

a) Superficie del suelo. En ella lo caracter’stico y diferencial es la presencia de la radiaci—n UV como reactivo fundamental. Su acci—n sobre los contaminantes precisa, en general, para que sea completa, del concurso de otros procesos de car‡cter bi—tico y abi—tico, por lo que su papel se considera limitado y reducido a las primeras etapas de la degradaci—n (Haan,F. y Zwerman,P. 1986)

b) Atm—sfera del suelo. Se localiza en los espacios porosos cuando est‡n vac’os o parcialmente ocupados por agua. Su reactivo fundamental es el ox’geno, por lo que las reacciones m‡s espec’ficas ser‡n las de oxidaci—n. Y, aunque en este medio se localizan sobre todo los productos m‡s vol‡tiles, en las proximidades de las interfases gas-l’quido y gas-s—lido se pueden activar y extender este tipo de reacciones a todo clase de productos retenidos en el suelo.

c) Agua del suelo. La reacci—n fundamental es la hidr—lisis y, dependiendo de la presencia o no de ox’geno disuelto, las de car‡cter red-ox se podr‡n desarrollar en un sentido o en otro. Por otra parte, el car‡cter soluble de muchos contaminantes determina que sea en este medio donde se localicen la mayor parte de sus reacciones de transformaci—n.

d) Matriz del suelo. En sentido estricto, las interacciones con la matriz solo se producir’an cuando ninguna molŽcula de agua permaneciese adsorbida sobre su superficie. La realidad es que esta situaci—n solo se dar’a en condiciones de sequedad extrema, y afectando sobre todo a las fracciones m‡s gruesas del suelo que son las menos reactivas. Lo habitual es que existe una capa de mayor o menor espesor de molŽculas de agua y que ser‡ en esta interfase suelo-agua donde se localicen las reacciones m‡s importantes.

e) Microh‡bitats. La localizaci—n de los organismos en el suelo est‡ determinada por la existencia de agua, de nutrientes y, en la mayor parte de los casos, de ox’geno lo que, en general, da origen a una distribuci—n heterogŽnea de los mismos. En estos ambientes, adem‡s de que existe la posibilidad de que actœen cualquiera de los reactivos anteriores, existe como car‡cter diferencial la presencia de enzimas que son de especial interŽs en la activaci—n de muchas reacciones.

Reacciones de transformaci—n

a) Hidr—lisis. Es uno de los procesos m‡s frecuentes con los que se inicia la degradaci—n de los productos org‡nicos. Su velocidad de reacci—n es muy variable aunque, en general, en aquellos que presentan una mayor solubilidad en el agua son m‡s r‡pidas, mientras que otros, como los Žteres y Žsteres, lo hacen m‡s lentamente. Hay casos, muy importantes, p. ej. en la desactivaci—n de los organoclorados, en los que la hidr—lisis va acompa–ada de un proceso de deshalogenaci—n.

b) Procesos red-ox. Hay elementos como los hidrolizatos (Al, Fe y Mn) en los que los cambios en su estado de oxidaci—n suponen variaciones muy importantes en su solubilidad, influyendo por este medio en su toxicidad. En otros casos, las oxidaciones son mecanismos importantes en la apertura de anillos, que representan un mecanismo b‡sico de atenuaci—n de su toxicidad (Manaham,S. 1990).

c) Cat‡lisis inorg‡nica. Muchas de estas reacciones pueden activarse de forma especial en contacto con las fracciones inorg‡nicas coloidales del suelo, que Miselgrin, U. y Prost, A. (1989) las definen como cat‡lisis heterogŽneas, porque las consideran espec’ficas de la interfase suelo-agua. Fueron especialmente estudiadas con los plaguicidas para los que se demostr— un incremento en su degradaci—n cuando se encontraban en contacto con arcillas, —xidos met‡licos o cationes adsorbidos.

d) Interacciones con la materia org‡nica. La materia org‡nica coloidal puede actuar como catalizador en reacciones heterogŽneas similares a las descritas en el apartado anterior. Los procesos de complejaci—n con metales pesados tienen habitualmente una importante funci—n de atenuaci—n de su toxicidad, no solo por su papel en la disminuci—n de su solubilidad, y su consiguiente biodisponibilidad, sino tambiŽn por otras reacciones como pueden ser su competencia con los cationes precipitantes de prote’nas (Hardgrove,W. y Thomas, G. 1981). Otro tipo de uniones que se pueden establecer entre la materia org‡nica del suelo y las molŽculas org‡nicas contaminantes puede dar lugar al bloqueo o substituci—n de radicales responsables de la toxicidad. De todas formas, cuando la materia org‡nica que interviene en estas reacciones es de bajo peso molecular o con una proporci—n importante de grupos hidr—filos, el efecto sobre la movilidad del producto contaminante puede ser estimulante, como p. ej. en el caso del DDT en contacto con ‡cidos hœmicos (Senesi,N. y Chen,Y. 1989).

e) Biodegradaci—n. Es, posiblemente, el mecanismo m‡s importante de desactivaci—n de los productos org‡nicos contaminantes y, aunque en su detalle se puede referir a muchos de los procesos anteriores (hidr—lisis, oxidaciones, etc.), la activaci—n espec’fica que generan los organismos del suelo a partir de los procesos enzim‡ticos que inducen les confiere una intensidad y extensi—n que no alcanzar’an de otra manera. Las condiciones del suelo que favorecen este tipo de reacciones son todas las que son estimulantes de los fen—menos vitales: agua, aire y nutrientes. Sin embargo, es fundamental distinguir en el suelo los procesos en rŽgimen aerobio de los anaerobios, ya que los primeros son, normalmente, m‡s efectivos por el hecho de que la degradaci—n oxidativa de los productos org‡nicos es mucho m‡s directa y eficiente que las complejas v’as que siguen las degradaciones en condiciones an—xicas o anaerobias.

Procesos de transporte

El transporte de los contaminantes o de los subproductos de su degradaci—n puede realizarse desde la matriz del suelo unido a las part’culas del suelo cuando este se moviliza por los procesos de erosi—n e—lica y/o h’drica y con el desplazamiento de las fases m—viles del agua y el aire del suelo.

a) Transporte con la matriz del suelo. Los procesos de erosi—n del suelo se inician siempre con el mecanismo de desagregaci—n de las part’culas del suelo como consecuencia de la destrucci—n de las substancias cementantes (materia org‡nica, —xidos de hierro, etc.) que mantienen estable la estructura del suelo. Los agentes desagregantes mas frecuentes son la lluvia, las escorrent’as y la mecanizaci—n. Una vez liberadas, las part’culas pueden ser desplazadas por el viento, sobre todo en medios ‡ridos, y recorrer grandes distancias originando autŽnticas nubes contaminantes (p. ej. el conocido episodio del Dust Blow americano, de los a–os treinta del pasado siglo). M‡s extendidos est‡n los procesos de erosi—n h’drica, que pueden alcanzar valores tan elevados como las 100 Tm. Ha-1. a–o y se localizan de forma preferente en los climas subtropicales y mediterr‡neos. Los procesos erosivos afectan al desplazamiento de los contaminantes localizados en la capa m‡s superficial del suelo y con un Kow elevado.

b) Transporte con la fase l’quida del suelo y subsuelo. Puede afectar a tres situaciones distintas de los contaminantes (disueltos, inmiscibles y particulados). Los materiales disueltos, que son normalmente los que presentan un producto de solubilidad m‡s alto, se desplazan de acuerdo con la din‡mica particular de los flujos de agua que puede ser de car‡cter ÒdifusivoÓ, cuando lo hace frente a un gradiente de potenciales de retenci—n de agua en condiciones de no saturaci—n, o ÒadventivoÓ, cuando se realiza en rŽgimen de saturaci—n. Este œltimo suele ser el responsable de los principales procesos de desplazamiento de contaminantes por el agua del suelo. Normalmente se distinguen en el suelo, segœn su localizaci—n, los flujos de agua ÒsuperficialesÓ, ÒsubsuperficialesÓ y Òsubterr‡neosÓ. Con estos œltimos se establece un continuum con los acu’feros subterr‡neos, por lo que los desplazamientos de los contaminantes por el agua se enmarcan, m‡s que en los l’mites estrictos de lo que se entiende por suelo, en el ‡mbito m‡s amplio que comprende lo que se denomina actualmente como Zona Cr’tica de la Tierra (atm—sfera, litosfera, hidrosfera) (Lin, 2010).

Los materiales inmiscibles, como los derivados del petr—leo, que pueden dar origen a graves episodios de contaminaci—n, tienen normalmente un comportamiento muy complejo. Por una parte, existe una fracci—n ÒoleosaÓ que puede quedar retenida en los intersticios del suelo mientras que otra Òm—vilÓ puede desplazarse con los movimientos del agua, distinguiŽndose en este caso las fracciones menos densas del agua, que ÒflotanÓ en la capa l’mite de saturaci—n, de las m‡s densas, que emigrar’an hacia el fondo de los acu’feros. TambiŽn podr’a existir una fracci—n vol‡til que emigrar’a en forma de vapor hacia las capas m‡s superficiales del suelo (Mackay y Cherny, 1989).

Los materiales particulados pueden movilizarse con el agua del suelo con los flujos subsuperficiales r‡pidos, desplazamientos que tienen en general poca importancia. M‡s importante, aunque menos conocido, es el desplazamiento de los virus y bacterias con el agua el suelo y que tienen un comportamiento hidrodin‡mico similar a las part’culas de suelo. En el caso de las bacterias sus desplazamientos pueden quedar muy limitados por su tama–o (Crane et al., 1983). Lo que se entiende como poder depurador del suelo frente a los desplazamientos de bacterias (concepto ampliamente utilizado en la gesti—n de las fosas sŽpticas con vertido al suelo) depender’a de esta relaci—n de tama–os. L—gicamente, este poder depurador del suelo ser’a mucho menor frente a los virus que presentan tama–os muy inferiores y de los que se constatan desplazamientos superiores a 1 Km. (Rao y Melvick, 1987).

c) Transporte en la fase gaseosa. Los compuestos con presi—n de vapor alta tienden a concentrarse en la fase gaseosa del suelo y, a travŽs de esta, a ponerse en contacto con la atm—sfera exterior. Los tres tipos fundamentales de flujo gaseoso del suelo son: convectivo, que est‡ controlado por los movimientos y cambios de presi—n de la baja atm—sfera; difusivo, que est‡ gobernado por los gradientes de concentraci—n; y termodifusivo, que implica adem‡s a los gradientes de temperatura. Todos ellos generan un flujo continuo de salida de la atm—sfera del suelo hacia el aire exterior que ser‡ tanto m‡s intenso cuanto mayor sea la concentraci—n y presi—n de vapor del producto contaminante, mayor la turbulencia y ventilaci—n en la superficie del suelo y m‡s intenso el gradiente de temperaturas. Adem‡s, existe otro factor importante en la salida de contaminantes a la atm—sfera exterior que es la presencia de agua en fase de vapor, de tal manera que aquellos productos que unen a una presi—n de vapor alta un coeficiente de reparto agua-suelo bajo, pueden ver estimulada de forma importante su salida hacia el exterior en condiciones de una intensa din‡mica evaporante del agua (Jury et al., 1987). En conclusi—n, se podr’a resumir que los suelos secos, compactos y fr’os ofrecen mayores resistencias para que los contaminantes vol‡tiles entren en contacto con la atm—sfera.

Exposici—n de los receptores a los productos contaminantes

La condici—n en la que un determinado producto entra en contacto con los l’mites externos de un ser humano es lo que se conoce como exposici—n (EPA, 1992). Esta se produce despuŽs de que el contaminante que llega al suelo experiment— complejos procesos de transformaci—n y transporte por lo que las concentraciones con las que se produce el contacto pueden ser muy diferentes de las iniciales y, asimismo, los productos resultantes pueden ser mucho m‡s variados que el tŽrmino inicial, como resultado de la aparici—n de subproductos derivados de las reacciones de degradaci—n.

Las rutas mediante las que se produce el contacto del contaminante con el receptor pueden ser muy variadas. Como ejemplo se pueden se–alar las que utiliza el modelo CSOIL2000 holandŽs (RIVM, 2007):

A partir del suelo:

Ingesti—n de part’culas de suelo.

Contacto dŽrmico con el suelo.

Inhalaci—n de part’culas de suelo.

A partir del agua:

Inhalaci—n de vapores en espacios interiores (p. ej. ducha).

Inhalaci—n de vapores en espacios exteriores.

Ingesti—n con el agua de bebida.

Contacto dŽrmico con la ducha y/o el ba–o.

A partir de los alimentos vegetales:

Ingesti—n por el consumo de cultivos locales.

Pueden existir m‡s v’as de entrada del contaminante, como p. ej. los alimentos animales (leche, carne, etc.), pero realmente, en la mayor’a de los casos, solo unas pocas rutas suelen dar cuenta de la mayor parte de la exposici—n de un determinado producto. Los autores anteriores, a partir de la experiencia europea, llegan a la conclusi—n de que solo tres rutas (ingesti—n de part’culas de suelo, inhalaci—n de vapores en atm—sferas interiores y consumo de alimentos vegetales) bastar’an para dar cuenta en la mayor’a de los productos del 90% de la exposici—n. Las dem‡s tendr’an una incidencia muy baja (p. ej., 1-7%, el contacto dŽrmico con el suelo, 1-5% el contacto dŽrmico con el agua). De todas formas, como principio b‡sico, para la ER derivada de una determinada exposici—n se deben de tener en cuenta todas las rutas conocidas.

Para evaluar la exposici—n se debe considerar no solo la concentraci—n del contaminante sino tambiŽn el tiempo de contacto con el receptor. Puede representarse por una curva de concentraciones dependiente del tiempo, de tal manera que el ‡rea bajo esta curva define la magnitud de la exposici—n en unidades de tiempo-concentraci—n:

Este tiempo de contacto puede ser evaluado directamente, pero tambiŽn a efectos de modelizaci—n y cuando no es posible realizar esa medida, existen tablas que calculan por defecto el tiempo de contacto estimado para las diferentes rutas.

Para poder evaluar las consecuencias sanitarias de una determinada exposici—n a un contaminante es importante tener en cuenta la concentraci—n que alcanza realmente en el interior del organismo. Y de forma m‡s concreta en aquellos —rganos donde su efecto puede ser m‡s da–ino. Para ello es necesario conocer los cambios en la concentraci—n,y tambiŽn en su constituci—n que se pueden producir en el proceso de transferencia desde la superficie del cuerpo humano al interior de un —rgano determinado. Estos procesos de transferencia pueden tener dos modalidades: la denominada ÒintakeÓ por la EPA, o entrada en el organismo por las aberturas naturales (boca, nariz, etc.), y la que se produce a travŽs de las barreras naturales (piel, mucosas, etc.) o ÒuptakeÓ. En el primer caso, la concentraci—n en los medios de transporte fluidos como el aire y el agua se transmite mediante los mecanismos cl‡sicos de flujo (advenci—n, difusi—n, etc.), y en los medios de transporte s—lidos, como el bolo alimenticio, segœn el mecanismo fisiol—gico de progresi—n por el tr‡nsito digestivo. En el caso de tener que atravesar barreras naturales, se produce un proceso fisiol—gico relativamente complejo de absorci—n y transporte que normalmente supone una alteraci—n importante tanto del car‡cter como de la concentraci—n del contaminante.

La Òdosis aplicadaÓ del contaminante es la cantidad de producto localizada en la barrera de absorci—n (piel, pulm—n, tracto gastrointestinal) y que est‡ disponible para su absorci—n. Normalmente es muy dif’cil de medir. De todas maneras, una aproximaci—n a este valor se puede conseguir con el tŽrmino Òdosis potencialÓ que es simplemente la cantidad de producto ingerido, inhalado o localizado sobre la barrera natural. La dosis aplicada frecuentemente puede ser menor que la dosis potencial si el material es solo parcialmente biodisponible. Donde estos datos de biodisponibilidad son conocidos, es posible ajustar la dosis potencial a la dosis aplicada.

La cantidad de producto que es absorbida y est‡ disponible en los fluidos internos para interactuar con receptores biol—gicos significativos se denomina Òdosis internaÓ. Finalmente, la cantidad transportada a un —rgano, tejido o fluido concreto se la denomina Òdosis de descargaÓ, que puede ser solo una peque–a parte de la dosis interna. La dosis Òbiol—gicamente efectivaÓ, o la cantidad que realmente alcanzan las cŽlulas, sitios o membranas donde realmente ocurren los efectos adversos puede ser solo una parte de la dosis de descarga, aunque obviamente, es la fracci—n crucial (EPA, 1992).

Normalmente, la mayor parte de las ER actœan sobre relaciones dosis-respuesta basadas en la dosis potencial o en la dosis interna, ya que la mayor’a de los estudios farmacocinŽticos necesarios para establecer las dosis de descarga o biol—gicamente activas no est‡n disponibles para una buena parte de los productos contaminantes. Esta situaci—n podr’a cambiar en el futuro ya que cada vez m‡s se est‡ profundizando en los estudios farmacocinŽticos de los productos contaminantes.

En la actualidad existen diferentes mŽtodos, de car‡cter directo o indirecto, para poder evaluar estos procesos que relacionan la exposici—n con la denominada Òdosis internaÓ del contaminante (Nieuwenhuijsen,M. et al., 2006). Uno de los m‡s interesantes es el que utiliza los modelos farmacocinŽticos, o modelado PBPK, desarrollados inicialmente para el estudio del comportamiento de los medicamentos, pero que hoy tienen amplia vigencia en los estudios de sanidad ambiental (Lipscomb, et al., 2012). En cualquier caso, en la actualidad existen ya una serie de coeficientes, obtenidos por mŽtodos cada vez m‡s rigurosos y sofisticados y de una razonable seguridad, que nos permiten de una forma sencilla relacionar la concentraci—n del contaminante en el punto de contacto con la dosis interna.

Desde un punto de vista pr‡ctico, la evaluaci—n de la exposici—n se realiza a partir de una serie de ecuaciones desarrolladas segœn las diferentes rutas de entrada y el tipo de receptores. La forma genŽrica de estas ecuaciones (USEPA, 1989, IHOBE, 1998) ser’a la siguiente:

                                   IDE = (C x TC x FE x DE) / (PC x TM)

Siendo IDE, (Cantidad del producto en la capa l’mite de intercambio, disponible para la absorci—n), C (concentraci—n en el medio considerado), TC (tasa de contacto), FE (frecuencia de exposici—n), DE (duraci—n de la exposici—n), PC (peso corporal) y TM (tiempo promedio de exposici—n). De esta ecuaci—n genŽrica se pueden derivar otras correspondientes a diferentes rutas y receptores (Asante-Duah, 1996) expresadas en ICD (ingesta cr—nica diaria, en mg.Kg-1.d’a-1) que es el tŽrmino que habitualmente se emplea en las ER.

Las concentraciones de los contaminantes son normalmente el resultado de varias medidas, por lo que debe utilizarse un determinado par‡metro estad’stico para su representaci—n. En lugar del promedio, en la mayor’a de los casos se emplea o el valor m‡ximo del conjunto de medidas o, m‡s habitualmente, el correspondiente al 95 %. De esta forma se trabaja con un mayor margen de seguridad en relaci—n a la prevenci—n del riesgo.

4. Caracterizaci—n del riesgo

La estimaci—n del riesgo para substancias no cancer’genas se realiza comparando la ICD con un nivel de referencia, que normalmente se encuentra tabulado por las m‡s importantes organizaciones sanitarias, que p. ej. para la USEPA americana, ser’a la DdR, y para el RIVM holandŽs, la MPR (expresados, ambos, en mg.Kg-1.d’a-1). La relaci—n entre la ICD y p. ej. la Drd, se denomina Òcoeficiente de peligroÓ y, si el valor es inferior a 1, el riesgo se considera irrelevante y, si es superior, apreciable. Existiendo a partir de este nivel una serie de tramos donde los niveles de gesti—n de los suelos contaminados se hacen cada vez m‡s intensos y costosos. Para cada contaminante se deben evaluar los diferentes aportes que pueden llegar al receptor por las diferentes rutas posibles por lo que el total a considerar como dosis de exposici—n es el sumatorio aportado por cada ruta en particular.

Como la evaluaci—n del riesgo se realiza para cada contaminante en particular, para caracterizar el riesgo de un suelo contaminado determinado, donde es frecuente que existan diferentes contaminantes, lo m‡s habitual es calcular para cada uno su coeficiente de peligro, deduciendo, finalmente, por la suma de los coeficientes particulares, un coeficiente de peligro general del suelo en cuesti—n.

            En las substancias cancer’genas se calcula un Òexceso de probabilidadÓ de un caso de c‡ncer sobre los valores normales de una poblaci—n determinada, multiplicando el factor de pendiente (que est‡ expresado en mg.Kg-1.d’a-1) por la dosis de exposici—n (p. ej. la ICD). Segœn las diferentes legislaciones y circunstancias particulares del contaminante o de la poblaci—n estos valores pueden oscilar entre 10-4 a 10-7. Como en el caso de las substancias no cancer’genas, los riesgos individuales de que se produzca un caso de c‡ncer para cada substancia contaminante se suman para obtener un ’ndice general en el caso de que existan diferentes substancias cancer’genas en el suelo.

            En los sistemas de ER utilizados habitualmente no se tienen en cuenta las posibilidades de que entre las substancias contaminantes puedan existir efectos aditivos o sinŽrgicos, como est‡ demostrado que ocurre p. ej. con mezclas de varios plaguicidas (Arnold et al., 1996). Esta deficiencia, que es bien conocida, sin embargo, ante la dificultad de su evaluaci—n por falta de datos suficientes, no est‡ considerada en la mayor’a de las gu’as propuestas para la realizaci—n de las ER.

            Una vez caracterizado el riesgo por una ER, viene la etapa de actuaci—n sobre el suelo problema que puede ir desde unas simples recomendaciones sobre cambios de h‡bitos en la poblaci—n hasta el sellado e impermeabilizaci—n de los suelos problema. En determinadas gu’as existen ‡rboles de decisi—n adaptados a los diferentes tipos de actuaciones que se pueden llevar a cabo con los suelos contaminados.

            Finalmente, existe cada vez m‡s la tendencia de incorporar a las decisiones a representantes de las propias poblaciones afectadas, para que dentro de las acciones a realizar se encuentre tambiŽn la de la Òaceptaci—nÓ del riesgo. Como existe la evidencia de que el riesgo ÒceroÓ en muchos casos es muy dif’cil de alcanzar (Crews, D. y Gore, A.C., 2011), se trata, en estas situaciones, de poner en marcha una acci—n educativa para conseguir que la poblaci—n aprenda a convivir con determinados niveles de riesgo compatibles con la salud pœblica.

Modelos RBCA para an‡lisis de riesgos

Una de las cuestiones fundamentales en relaci—n con los suelos contaminados es la de poder hacer frente a las costosas medidas de correcci—n con criterios de rentabilidad econ—mica y sanitaria. En el a–o 1995 la ASTM desarroll— una Gu’a (E-1739-95) basada en el an‡lisis de riesgos para las acciones correctivas de las zonas afectadas por vertidos de hidrocarburos. Poco despuŽs, en el 2000, ampli— la Gu’a a todo tipo de terrenos contaminados (E-2081-00, Gu’a Standard ASTM para Acciones Correctivas Basadas en el Riesgo), que pas— a ser la metodolog’a de elecci—n para la toma de decisiones en materia de restauraci—n y correcci—n de suelos contaminados en la mayor parte de los pa’ses. En Espa–a, en los œltimos a–os, se desarrollaron un conjunto de acciones formativas (IUSC, 2012) encaminadas a la preparaci—n de tŽcnicos con capacidad para la aplicaci—n de estas metodolog’as RBCA.

            En esencia, la metodolog’a propuesta en la Gu’a E-2081 consta de tres etapas que pueden desarrollarse total o parcialmente:

I ) Una evaluaci—n de riesgos cualitativa que identifica los impactos sanitarios (si los hubiese), los receptores potenciales m‡s sensibles (escuelas, hogares, masas de agua, etc.) y las rutas m‡s significativas. La comparaci—n de los niveles de contaminaci—n existentes con los Niveles Gu’a (que son de car‡cter general) a–adida a los datos anteriores podr’a servir para establecer una jerarqu’a en cuanto a la urgencia y oportunidad de la intervenci—n. Para conseguir objetivos de intervenci—n m‡s espec’ficos del sitio se pasar’a a la etapa siguiente.

II) Se utilizan nuevos datos adaptados a las condiciones particulares del sitio investigado (sobre todo condiciones edafol—gicas, hidrol—gicas y geol—gicas locales) y se investigan cambios en las concentraciones de los contaminantes que pueden evolucionar con el tiempo. Se determinan cuantitativamente valores de riesgo para receptores espec’ficos a partir de niveles de referencia adaptados al sitio. Se proponen objetivos de correcci—n adaptados a las condiciones de riesgo del sitio. Si estos no fueran suficientes, se pasar’a a la etapa siguiente.

III) Se utiliza informaci—n estad’stica compleja y modelos de transporte m‡s sofisticados y se desarrollan niveles de referencia espec’ficos para el sitio (SSTL) en el ‡rea fuente y los puntos de exposici—n. Debido al coste de esta etapa solo se utiliza para extensiones de terrenos contaminados de gran amplitud o con un fuerte impacto sobre la salud pœblica.

            Existe en el mercado una amplia variedad de software bien adaptado a la aplicaci—n de esta metodolog’a con m—dulos espec’ficos para la evaluaci—n de las rutas de exposici—n, de los procesos de transformaci—n y de transporte, tanto en condiciones estacionarias como transitorias, bases de datos de compuestos qu’micos, etc. (p. ej. RBCA Tool Kit for Chemical Releases, versi—n 2.6 E, 2012).

En general se acepta a priori que con la metodolog’a RBCA se pueden realizar las operaciones de correcci—n con objetivos menos exigentes y, por lo tanto, a un menor coste econ—mico. De todas formas, la experiencia indica que esta metodolog’a puede fijar objetivos que pueden ser tanto m‡s como menos exigentes que las metodolog’as cl‡sicas que utilizan solo niveles de referencia de Òintervenci—nÓ como gu’a de la correcci—n (Poggio, F. 2006)

Nuevos objetivos en la evaluaci—n de riesgos sanitarios

En la actualidad se utilizan m‡s de 100.000 productos qu’micos con un incremento anual del orden del 1% (EPA, 2009) de los cuales solo el 25% est‡ estudiado desde el punto de vista de su toxicidad. En consecuencia, una de las prioridades en la ER es mejorar este conocimiento mediante programas ambiciosos de selecci—n y estudio de los productos con un mayor riesgo sanitario potencial. En Europa el programa REACH (UE, 2007, 2011) se propone para el a–o 2018 tener registradas todas las substancias (existentes o nuevas) con datos fisicoqu’micos y de toxicidad, y para aquellas con unos movimientos superiores a las 10 MT. a–o-1, con informaci—n sobre su ciclo de vida, escenarios de exposici—n y riegos derivados. En USA se puso en marcha el programa Tox21 (EPA, 2012) desarrollado a partir de un consorcio de instituciones pœblicas y privadas y que se propone aplicar a unos 10.000 productos los avances m‡s recientes en an‡lisis toxicol—gico, fundamentalmente los derivados de las tecnolog’as ÒomicÓ.

Para incorporar toda esta nueva fuente de datos las tecnolog’as de evaluaci—n de riesgos deben realizar un esfuerzo paralelo para integrar los nuevos progresos en biolog’a de sistemas y molecular a partir de los mŽtodos y datos proporcionados por la gen—mica, epigen—mica, transcript—mica, prote—mica y metabol—mica (Cote et al., 2012). Avances que en el futuro deber’an poder integrarse en sistema de gesti—n accesibles al personal tŽcnico que habitualmente realiza las ER. De todas formas, existen toda una serie de cuestiones a las que se debe dar una respuesta adecuada y suficiente en las pr—ximas dŽcadas:

ÀC—mo puede la biolog’a molecular y de sistemas aportar nueva informaci—n sobre los potenciales efectos adversos, o su falta de efectos, sobre los humanos?

ÀC—mo pueden estos datos informar sobre las relaciones exposici—n/dosis-respuesta esperadas in vivo en el ser humano?

ÀCu‡l es el papel de los modelos farmacocinŽticos sobre los datos in vitro?

ÀPueden estos datos informar sobre la variabilidad y susceptibilidad de las poblaciones?

ÀC—mo se incorporan a los nuevos modelos de gesti—n los efectos aditivos o sinŽrgicos de una mezcla de contaminantes?

ÀC—mo puede caracterizarse las probabilidades de un da–o a la salud pœblica y c—mo pueden caracterizarse la incertidumbre y la variabilidad?

ÀCu‡les son las fortalezas y debilidades de estos nuevos planteamientos?

 (Cote et al., 2012)

Estos nuevos retos representar’an un cambio en los mŽtodos en uso para las ER, basados en los presupuestos mecanicistas de las dŽcadas de los ochenta y noventa, hacia estos nuevos planteamientos conceptuales. Cambio, que, en œltimo extremo, supondr’a la substituci—n de un paradigma cl‡sico por otro con una proyecci—n de futuro todav’a no muy f‡cil de definir.

BIBLIOGRAFêA

1.     Arnold,S.F. et al., 1996. Synergistic activation of estrogen receptor with combinations of environmentl chemicals. Science, 272 (7 June): 1489-92.

2.     Asante-Duah, D.K. Managing Contaminated Sites: Problem Diagnosis and Development of Site Restoration. Wiley&Sons. Chichester. 1996

3.     Basset, W.H. Clay«s Handbook of Enviroenmental Health. E&FN SPON. Londons, 1999

4.     Bitton,G. Adsortion of Viruses to Surfaces: Technological and Ecological Implications. En Adsortion of Microorganisms to Surfaces. Eds., Bitton-Marshall. Wiley-Sons. New York. 1980

5.     Bridges, Polluted and contaminated soils. Annual Rep. ISRIC. Wageningen, 1991

6.     CEMN. Development and Application of Models of Chemical fate in Canada. Rep. No. 200501. Canadian Env. Modell. Network- Trent University. Ont. 2005.

7.     CONAMA, Estado de la gesti—n de suelos contaminados en Espa–a y necesidad de mejoras. X Congr. Nac. Medio Ambiente. Madrid (22.11.2010)

8.     Cote et al., 2012. Advancing the Next Generation of health Risk Assessment. Env. Health Perspectives, 120, 11: 1499-1502.

9.     Crane, S.R. et al., 1983. Bacterial Pollution from Agricultural Sources: A review. Trans. A.S.A.E., 26,3 : 858-866.

10.  Crews,D. y Gore,A.C., 2011. Life Imprints: Living in a Contaminated World. Env. Health Perspectives,119, 9 : 1208-1210.

11.  D’az-Fierros, F. 1992. Contaminaci—n de suelos. En IV Simposio Nacional sobre Nutrici—n Mineral de las Plantas. Alicante.

12.  D’az-Fierros,F. O Medio Ambiente: Do control de emissions ‡ incerteza do risco.. Real Academia de Farmacia. Secci—n Galicia. Santiago, 2000.

13.  D’az-Fierros, F. A auga. Un para’so perdido?. En Cultura e paisaxe. Eds. PŽrez Moreira,R. y L—pez Gonz‡lez,J.. Serv. Pub. Univ. Santiago de Compostela. Santiago, 2010

14.  D’az-Fierros,F. La ciencia del suelo. Historia, concepto y mŽtodo. Serv. Pub. Univ. Santiago Compostela. Santiago. 2011

15.  Douben, P.E. Pollution Risk Assessment and Management. Wiley&Sons. Chichester, 1998

16.  Eijsackers, H y Doelman,P. Persistant Chemicals in Soil Ecosystems and optimisation of biological degradation processes. En Ecological Assessment of Environmental Degradation, Pollution and Recovery. Elsevier. Amsterdam. 1987.

17.  EPA, Guidelines for Exposure Assessment. EPA7600/Z-92001 (1992)

18.  European Commision. Harmonisation of risk assessment procedures (First Report). Oct. 2000

19.  European Commision. REACH (Registration, Evaluation, Authorisation and Restriction of Chemical Substances). March, 2007

20.  European Commision, Towards the Replacemen of Òin vivoÓ Repeated Dose Systemic Toxicity Testingt, 2011

21.  Fisk, D.J. Evidence given to the Environment Comitee of the House of Commons. First Report, ÒContaminated LandÓ. HMSO. Londres, 1990

22.  Grosclaude, G. (Coord.) L«eau. I, Mileu natural et maitrise. INRA. Par’s, 1999

23.  Haas,Ch. N., Rose,J.B., Gerba,Ch. P. Quantitative Microbial Risk Assessement. Wiley&Sons. Chischester, 1999

24.  Hann,F y Zwerman,P. Pollution of Soil. En Soil Chemistry, vol I. Ed. Bolt, G.H. Elsevier. Amsterdam. 1976

25.  Hardgrove,W. y Thomas,G. Effect of organic matter on Exchangeable Aluminium and Plant Growth in Acid Soils. En Chemistry in the Soil Environment. ASA. SSSA. Spec. Pub. 40. Madiosn, 1981

26.  IGME, 2005, La investigaci—n de suelos contaminados en el IGME (http://www.igme.es)

27.  IHOBE, Investigaci—n de la contaminaci—n de suelos. Gobierno Vasco. Bilbao, 1998

28.  IUSC, An‡lisis de riesgos de suelos contaminados RBCA (Curso, abril 2012)

29.  Jury et al., 1987. Transport and transformations of organic chemicals in the soil-air-water ecosystems. Rev. Environm.Contam.Tox. vol 99: 119-164.

30.  Lin, H. 2010. Earth«s Critical Zone and hydropedology: concepts, characteristics, and advances. Hydrol. Earth System Sci., 14: 25-45.

31.  Lipscomb, J.C. et al., 2012. Physiologically-based pharmacokinetic (PBPK) models in toxicity texting and risk assessment. Adv. Exp. Med. Biol. 745: 76-95.

32.  Mackay y Cherny, 1989. Groundwater contamination: Pump-and-treat remediation. Env. Sci. Tecnol.23,6 : 630-636.

33.  Mackay, D. Multimedia Environmental Models. The Fugacity Approach. 2nd. Ed. Lewis Pub. London, 2001.

34.  Manaham,S. Environmental Chemistry. Lewis Pub. London.1990

35.  Marshall,K.S. Adsortion of Microorganims to Soil and Sediments. En Adsortion of Microorganism to Surfaces (Eds. Bitton-Marshall) Wiley-Sons. New York. 1980

36.  Mc Dermott, W. Contaminaci—n del aire y salud pœblica. En El hombre y la Ecosfera (Selecc. Sci. American)Ed. Blume. Madrid, 1961

37.   Mingelgrin,U. y Prost, A. Surface Interactions of Organic Wastes and Waste Waters. En Toxic Organic Chemicals in Porous Media. Ed. Gerstl, Z. Springer verlag. Berlin, 1989

38.  Nieuwenhuijsen,M:, Paustenbach,D. y Duarte-Davidson, R. 2006. New developments in exposure assessment: The impact on the practice of health risk assessment and epidemiological studies. Env. Int. Dec, 32 (8): 996-1009

39.  Pe–a,C.E., Carter,D.E., Ayala-Fierro,F. Toxicolog’a Ambiental. Superfund Basic Res, and Train. Progr. College of Pharmacy. Univ. Arizona, 2001

40.  Petts, J., Cairney,T., y Smith,M. Risk-Based Contaminated Land Investigation and Assessment. Wiley & Sons. Chichester. 1997

41.  Poggio,F. 2006. El an‡lisis de riesgo RBCA en el desarrollo de objetivos de remediaci—n. Petrotecnia, febrero (2006):56-58

42.  Prokop,G. et al., 2000. Management of contaminated sites in Western Europe. European Env. Agency. Topic Report 123/1999.

43.  Rao,V. Ch. y Melvick, J.L. Human viruses in Sediments. CRC Press. Boca Raton. Fl. 1987

44.  RIVM, CSOIL 2000: an exposure model for human risk assessment of soil contamination. (Brand,E., Otte, P.F y Lijzen,J.P )BA Bilthoven, 2007

45.  Senesi,N. y Chen,Y., Interactions of Toxic Organic Chemicals with Humic Substances. En Toxic Organic Chemicals in Porous Media. (Ed. Gerstl, Z.) Spriinger Verlag. Berlin.1989

46.  Smith, M.A. Background, En Contaminated Land: Reclamation and Treatment. Plenum Pub. New York. 1985

47.  U.S. EPA, Risk Assessment Guidance for Superfund. Washington, D.C. 1989

48.  U.S.EPA,The U.S. Environmental Protection Agency«s Startegic Plan for Evaluating the Toxicity of Chemicals. EPA/100/K-09/001. 2009

49.  U.S.EPA, Safety for Sustainability Research. Washington, DC. 2012