Autores: Belen Rey Álvarez, Benito Sánchez-Montañés y Antonio García-Martínez.
Para esta revisión se optó por la metodología de revisión sistemática de la literatura. Con esta metodología, es posible identificar las fuentes más importantes y obtener una visión completa del estudio en cuestión. La revisión muestra que la mayoría de los artículos sobre la toxicidad de los materiales de construcción se centran en la fase de uso, ignorando la perspectiva del ciclo de vida. Por otro lado, las distintas metodologías de Análisis de Ciclo de Vida parten de diferentes inventarios, por lo que los resultados variarán dependiendo del método elegido. En todos los casos, las predicciones sobre la toxicidad se subestiman, por lo que consideran su impacto como secundario, y tampoco se integran en la metodología los efectos de bioacumulación. Se discuten los principales puntos conflictivos encontrados, como la falta de seguridad de sustancias ampliamente utilizadas en el sector de la construcción o la necesidad de integrar nuevos impactos.
1. Introducción
Este documento tiene como objetivo revisar y brindar una visión crítica de los materiales de construcción y su toxicidad, y cómo se ha evaluado desde la perspectiva del Análisis del Ciclo de Vida; Se entiende por toxicidad la capacidad que tiene una sustancia química de producir efectos nocivos cuando entra en contacto con un ser vivo y, por extensión, con el medio en que habita (Toxicidad | Definición | Diccionario de La Lengua Española | RAE – ASALE). Para ello, se realizará una revisión crítica de la literatura científica relacionada con ambos campos.
La industria de la construcción representa alrededor del 40% de las emisiones globales de dióxido de carbono (Global status report for building and construction, 2021), y si bien es cierto que entre 2008 y 2019 se logró una reducción del 18% en las emisiones de CO2 (Barker et al., 2018; Greenhouse Gas Emission Statistics – Air Emissions Accounts – Statistics Explained, s.f.), el interés por los edificios de energía cero se ha mantenido estable en los últimos años, y el interés por la construcción sostenible o verde ha ido disminuyendo, tal y como muestra Hu(2019) en su estudio. Esto ha llevado a que el principal interés sea la reducción de energía, por su impacto en los costes, y más concretamente de energía operativa (Soares et al., 2017), que supone entre el 80 y el 90% del ciclo energético total. De esta forma, las partes de diseño que incluyen aspectos como la salud humana y la relación con el medio ambiente han quedado relegadas a un segundo plano.
Para tener una visión holística y optimizar tanto los procesos como los materiales que intervienen en el sector de la construcción, es necesario utilizar herramientas y metodologías que faciliten estos análisis. Una de las metodologías más utilizadas es el Análisis de Ciclo de Vida. Esta, a diferencia de otras metodologías, nos permite calcular los impactos potenciales de un producto y/o proceso en todas las fases del ciclo de vida, desde la producción hasta, idealmente, el reciclaje (ISO 14040:2006; ISO 14044:2006). De esta forma, el inventario de impactos potenciales es más completo, no centrándose únicamente en la energía y la fase operativa.
2. Estudio de toxicidad de productos mediante análisis de ciclo de vida
El Análisis de Ciclo de Vida es una de las mejores metodologías para el cálculo y evaluación de los posibles impactos ambientales que existen actualmente (Integrated Product Policy – Environment – European Commission s. f.).
Se han tenido que hacer muchas modificaciones y mejoras para llegar al desarrollo actual de la metodología, que permite tanto una mejor predicción de los impactos como una mejor comprensión por parte de los usuarios de cómo interpretar los datos y manejar la metodología (Westh et al., 2015).
La evaluación de la toxicidad mediante el análisis del ciclo de vida ha evolucionado mucho desde las primeras publicaciones. Guinée y Heijungs (1993) propusieron la incorporación de sustancias tóxicas y el concepto de sustancias de referencia. Ahora, las últimas publicaciones se centran en encontrar modelos de predicción más precisos, con un rango de incertidumbre menor y una mayor cantidad de sustancias clasificadas (Hou et al., 2020).
Actualmente, el ACV[1] (https://www.cas.org/) enumera un total de 70 millones de sustancias orgánicas e inorgánicas, de las cuales se estima que 100.000 pueden jugar un papel relevante dentro de la industria de la construcción. De estas sustancias, solo una pequeña parte han sido incluidas dentro de las diferentes metodologías de evaluación de toxicidad (Jolliet y Fantke, 2015). La primera categorización de sustancias tóxicas dentro del marco ACV contenía solo 181 sustancias (Huijbregts et al., 2000), y hasta la fecha, el modelo USEtox, el más completo en este campo, incluye 1250 (Rosenbaum et al., 2008).
Sin embargo, la caracterización de las sustancias no es el único factor a tener en cuenta. También es importante describir con precisión cómo se emiten estas sustancias durante las diferentes fases del ciclo vida (Guinée y Heijungs, 1993). El horizonte temporal que se aplica a las diferentes sustancias también debe establecerse correctamente, ya que algunas sustancias como los metales necesitarían un horizonte virtualmente infinito para evaluar con precisión su grado de toxicidad y su potencial para contaminar (Huijbregts et al., 2001). La necesidad de distinguir en el ACV cuestiones de corto y largo plazo ha llegado (Hauschild et al., 2008).
Todos estos factores han llevado al desarrollo de diferentes metodologías que buscan la mayor representatividad con el menor grado de incertidumbre posible. Hay diferencias entre estas metodologías, desde el grado de importancia que se da a las distintas toxinas y contaminantes hasta las distintas vías de exposición.
Una de las primeras metodologías desarrolladas fue CalTox (McKone, 1993).
Esta metodología se basa en una hoja de cálculo que permite calcular y evaluar el riesgo para la salud humana de estar en contacto con suelos contaminados. Este sistema permite predecir las concentraciones de una toxina en función del tiempo de permanencia en el aire, el agua, los diferentes estratos del suelo, sedimentos y plantas.
Poco después se desarrolló la metodología denominada USES-LCA (Huijbregts et al., 2000). Este sistema está basado en el sistema USES 2.0 (Sistema Uniforme para la Evaluación de Sustancias), que a su vez viene del EUSES 1.0 (Sistema de la Unión Europea para la Evaluación de Sustancias) (Jbhj, Dt, y Eco 1997). Este sistema actualiza la evaluación del riesgo de plaguicidas agrícolas y no agrícolas.
Esta metodología establece el análisis de 181 sustancias clasificadas según su emisión: emisiones a la atmósfera, agua dulce, agua salada, suelo industrial y suelo agrícola. Los resultados de la evaluación a través de estas cinco categorías se compararon con los resultados de la evaluación realizada a través de seis categorías más complejas: ecotoxicidad en agua dulce, ecotoxicidad del agua de mar, ecotoxicidad de los sedimentos en agua dulce, ecotoxicidad de los sedimentos en agua de mar, ecotoxicidad terrestre y ecotoxicidad humana.
Así, pudieron comparar las diferencias de los distintos órdenes de magnitud obtenidos en estos nuevos cálculos y los calculados previamente.
Esta incertidumbre, que puede variar entre 1,5 y 6 órdenes de magnitud, se debe a la limitación de los parámetros involucrados en describir a un mismo tiempo el transporte químico y degradación tanto en el agua como en el suelo (Huijbregts et al., 2000a,b). La conclusión de los diferentes estudios publicados en referencia a esta metodología es la necesidad de una visión más amplia para poder evaluar la verdadera magnitud de los impactos (Huijbregts et al., 2001).
Con diferentes metodologías ya publicadas, los estudios inmediatamente posteriores intentan mejorar las deficiencias que presentan estos primeros sistemas.
Se incrementa el número de sustancias evaluadas, y se hace más énfasis en la toxicidad humana, aunque sólo se evalúan en la fase de uso (Hertwich et al., 2001).
Sin embargo, la gravedad de los efectos sobre la salud es tan compleja que no puede ser evaluada objetivamente. Para evaluar qué consecuencias son más serias que otras, se usa un formulario que puntúa entre 0 y 1000 las diferentes lesiones y enfermedades derivadas de la exposición tóxica (Landsiedel y Saling, 2002).
A partir de este primer acercamiento, BASF (Badische Anilin – Und Soda-Fabrik) desarrolla una metodología para el cálculo de la ecoeficiencia (Saling et al., 2002). En este sistema se ponderan todos los aspectos evaluados (consumo de materias primas, consumo de energía, emisiones resultantes, potencial de toxicidad y potencial de abuso y riesgo) y se representan como un valor único. Estos valores se colocan en un gráfico de dos vías: impacto ambiental (normalizado) y costo total (normalizado). Se introduce así un nuevo factor, el económico, que permite evaluar la idoneidad de los productos industriales. Para desarrollar una visión más holística, se han hecho modificaciones al modelo hasta un nuevo método llamado SEEbalance, que incluye aspectos sociales (Saling, 2016). La finalidad de sumar todos estos factores y representarlos gráficamente en uno solo es la de desarrollar una aplicación para la toma de decisiones rápida y con gran peso económico (Grosse-Sommer et al., 2020).
Entre las incertidumbres que presentan los diferentes métodos, una de las más estudiadas es el geográfico. El cálculo de los posibles efectos de las toxinas depende en gran medida del entorno físico (Huijbregts et al., 2003). Basandose en esta necesidad y en el modelo USES 2.0, GLOBOX pretende aumentar la precisión de los factores de caracterización relacionados con las diferencias ambientales (Wegener Sleeswijk y Heijungs, 2010). Desarrolla una metodología muy fiable para países con ecosistemas homogéneos, aunque la incertidumbre en países muy grandes como EE. UU. o China sigue siendo alta (Wegener Sleeswijk y Heijungs, 2010).
Con mayor precisión en términos de caracterización territorial, la dispersión de toxinas, tanto por el aire como por el agua, podría predecirse mejor, lo que facilitaría en gran medida una reducción de la contaminación y una mejora en la gestión de los riesgos ambientales que provoca la emisión de estos contaminantes (Tian y Bilec, 2018). Este nivel de precisión se logra con el sistema IMPACT World+, que permite evaluar las emisiones y el consumo de recursos naturales en cualquier parte del mundo a partir de cuatro niveles de caracterización: global, continental, de país y regional (Bulle et al., 2019). Este estudio también destaca la necesidad de una mayor ambición a la hora de analizar los impactos a largo plazo, no solo en el campo del cambio climático, sino también en la predicción de los impactos ecotoxicológicos.
Estas diferencias entre metodologías y la falta de consenso al evaluar la toxicidad humana obligan a los investigadores a decidir qué sistema es mejor para un estudio en particular, dependiendo de las fortalezas y debilidades que presente cada uno (Pizzol et al., 2011).
Se han publicado numerosos estudios que analizan las discrepancias entre las diferentes metodologías, comparando su funcionamiento e idoneidad según la casuística. Una de estas primeras comparaciones es la del sistema CalTOX con el sistema WMPT (Waste Minimization Prioritization Tool) (Pennington y Bare 2001). El sistema CalTOX se basa en potenciales de equivalencia tóxica, mientras que el WMPT calcula una puntuación única (de 3 a 9) para comparar los impactos en la salud humana en función de tres factores: persistencia, bioacumulación y toxicidad. Este estudio mostró que ambos métodos tienen predicciones muy similares pero que el sistema WMPT mejoraría si se aumentaran las categorías de impacto incluidas.
También se ha comparado el sistema CalTOX con el sistema USES-ACV, en concreto, las diferencias en la fracción de ingesta que resultan de uno y otro (Huijbregts et al., 2005). Las diferencias en cuanto a la conceptualización del modelo territorial, así como las diferentes proporcionalidades de las vías de captación, hacen que ambos sistemas den resultados muy diferentes entre sí.
A partir de estos estudios comparativos y de la comprobación de las diferencias entre un sistema y otro, se llegó a un modelo de consenso científico, USETox (Rosenbaum et al., 2008). Este modelo nace de acotar las diferencias de magnitud entre los resultados obtenidos por los distintos sistemas, pasando de diferencias de hasta 13 puntos a un máximo de 2. Además, esta metodología propone un protocolo para poder extrapolar rutas de exposición, pudiendo ir desde la ingesta oral hasta los datos de inhalación.
Para ello se identifican los mecanismos clave que influyen en la exposición humana, siendo uno de ellos la densidad de población en el caso de la inhalación (Rosenbaum et al., 2011).
A pesar de la clara contribución a la evaluación de las emisiones tóxicas que supone un modelo consensuado entre los diferentes expertos, aún quedan muchas mejoras por realizar, tanto en la predicción del comportamiento de algunas toxinas, como la de los metales, o la caracterización geográfica (Henderson et al., 2011).
No solo se han comparado las metodologías de ACV, también se han publicado estudios de LCIA (Análisis del Impacto en el Ciclo de Vida) para analizar cómo se priorizan los impactos en cada uno de ellos. Los métodos estudiados fueron: USETox, IMPACT 2002+ y ReCiPe (Mattila et al., 2011).
IMPACT 2002+ propone mejoras en el cálculo de toxicidad humana y ecotoxicidad, basándose en un cambio en el cálculo de la fracción de ingesta. La transferencia de contaminantes a la alimentación humana ya no se basa en encuestas de consumo sino en datos de producción agrícola y ganadera (Jolliet et al., 2003). Por otro lado, ReCiPe es un método para evaluar LCIA que traduce las emisiones y el consumo de recursos en un número reducido de puntajes de impacto ambiental utilizando diferentes factores de caracterización (Goedkoop et al., 2008).
Estos tres modelos proporcionan diferentes datos para las evaluaciones. Por un lado, el modelo USETox daría recomendaciones en un marco más amplio, mientras que los otros dos métodos se enfocan en algunos contaminantes clave (Mattila et al., 2011). Como recomendación final, se señala la importancia de incluir la bioacumulación en los modelos de ACV.
Otro desafío al que se enfrentan las diferentes metodologías es la integración de fuentes químicas producidas por productos de consumo y materiales de construcción que tradicionalmente han sido excluidos de los ACV (Csiszar et al., 2016). La evaluación correcta de algunas toxinas también es difícil. En el modelo de toxicidad USETox, la caracterización se calcula en base a la cantidad ingerida en Kg. En lo que se refiere a elementos como las nanopartículas, este método de cálculo puede ser insuficiente y subestimar su toxicidad (Buist et al., 2017; Romeo et al., 2020).
La falta de caracterización de muchas sustancias es un obstáculo para evaluar correctamente estos impactos (Hou et al., 2020). Esto induce a la falta de información en varios de los aspectos evaluados, produciendo una gran diferencia de fiabilidad entre unos datos y otros (Dong et al., 2021). Aunque los datos de emisiones relacionadas con el calentamiento global tienen una fiabilidad del 98 al 99 %, para la toxicidad es solo del 85 %.
Por otra parte, en las distintas bases de datos sobre las que se basa el Ciclo de Vida, las bases de valoración son muy diferentes entre sí, tanto por la transparencia de los datos que se muestran como por la representatividad de las sustancias incluidas. Algunas de estas disimilitudes podrían deberse a las diferencias en la fabricación y obtención de materiales en algunos países, pero no explicaría totalmente esta diferencia entre los resultados (Martínez-Rocamora et al., 2016).
Todo esto pone de manifiesto la necesidad de seguir mejorando la evaluación y predicción de los diferentes impactos en el marco del ACV. Para aclarar esta información, las Tablas 2–4, incluidas en la Sección 5, resumen las diferentes metodologías, las brechas identificadas y la propuesta de mejora descrita anteriormente.
3. Toxicidad de los materiales de construcción
La construcción es uno de los sectores más grandes y activos del mundo, sin perspectivas de que esta tendencia cambie (Global Construction Outlook hasta 2025, actualización del primer trimestre de 2021). Dentro de este sector, se han desarrollado más de 100.000 nuevos componentes químicos desde 1930, y del 95% de ellos se ignora su potencial tóxico (Torgal y Jalali, 2011).
Esta diferencia entre los compuestos analizados y los incluidos dentro de los materiales de construcción sigue aumentando, ya que existe un creciente interés en el desarrollo de nuevos materiales con mejores propiedades mecánicas y menores costos de producción (Mocová et al., 2019). Para lograr estas mejoras, especialmente en productos derivados del cemento, es común recurrir a materiales no convencionales para los que no existen unos protocolos adecuados de medición de su toxicidad y, por tanto, con niveles de toxicidad desconocidos (Rodrigues et al., 2017).
En la identificación de posibles tóxicos, generalmente se encuentran dos problemas:
- La falta de caracterización de las sustancias y su estandarización.
- La falta de evaluación de los impactos de una sustancia a lo largo de su ciclo de vida completo.
3.1. Caracterización de sustancias y estandarización
Para la supervisión de sustancias químicas, (ECHA y s.f.), se creó la Agencia Europea de Sustancias Químicas (ASALE & RAE, n.d.), cuya misión es implementar la legislación de la Unión Europea sobre productos químicos. Dentro de esta legislación, existen diferentes normas que regulan las diferentes categorías de sustancias químicas y entre ellas los Productos Químicos. El propósito de este reglamento es proteger la salud humana y el medio ambiente, así como imponer a las empresas el deber de identificar y gestionar los riesgos derivados de las sustancias que fabrican y comercializan (Comprensión de REACH – ECHA). También se presentó en una ley separada un documento que aborda específicamente el sector de la construcción (Reglamento nº305, 2011). Este documento aborda las emisiones tóxicas de los materiales, además de otros aspectos más habituales como seguridad, estabilidad o resistencia mecánica.
Las principales agencias reguladoras del mundo son la UE y EE.UU. (ATSDR – Agencia para el Registro de Tóxicos y Enfermedades); así, algunos investigadores extrapolan los datos de estas agencias a terceros países que no tienen datos tan exhaustivos, por lo que los resultados del análisis, en algunas ocasiones, podrían ser menos precisos (Cucurachi et al., 2014).
Además de la globalización de los datos, otro de los grandes retos es evaluar correctamente la exposición a productos químicos y mezclas químicas. Gade et al. (2012) demostraron que las directrices REACH para el cálculo en combinaciones de productos químicos era válido; Sin embargo, al comparar los resultados del cálculo y de las mediciones in situ, se encontró que en la mitad de los casos la predicción coincidía con la media y en la otra mitad fue subestimado. En este sentido, REACH propone umbrales de exposición que se consideran seguros; estos umbrales varían dependiendo del tipo de sustancia química y sus efectos sobre la salud. Estos umbrales de exposición también se aplican a contaminantes como los disruptores endocrinos, que están presentes cada vez más en ambientes interiores (Rudel y Perovich, 2009). Como ya se ha dicho, la predicción de los efectos en la salud producida por la combinación de sustancias, el llamado “efecto cóctel”, no es fiable, por lo que estos umbrales deben revisarse a la baja para compensar para esta desviación (Zeliger, 2008).
La falta de normalización de muchos datos y la variación entre la predicción y la medición real derivan en errores acumulativos que se trasladan a las diferentes metodologías de evaluación ambiental, como la del Análisis de Ciclo de Vida, produciendo en muchos casos problemas muy graves de subestimación de las toxinas (Kim et al., 2013; Slapnik et al., 2015).
Este proceso se repite una y otra vez, ya que si se subestiman las emisiones tóxicas en el cálculo, se dará mayor relevancia a otros factores analizados, como el potencial de calentamiento global, que en muchos casos conduce a la búsqueda de nuevas composiciones químicas que, aun reduciendo las emisiones contaminantes, no han sido exhaustivamente analizados desde el punto de vista de la toxicidad (Maia et al., 2020).
3.2. Evaluación de la toxicidad en las diferentes fases del ciclo de vida
Como afirman Kobeticová y Cerný (2017) en su estudio, la tendencia en la evaluación del ciclo de vida es la reducción de las emisiones que, salvo algunas excepciones, se refleja en la legislación. Siendo la tendencia en el desarrollo de nuevos materiales mejorar sus propiedades y reducir costos (Pacheco-Torgal y Labrincha, 2013), los objetivos del consumo de energía y la generación de gases de efecto invernadero priman sobre otros impactos como la ecotoxicidad, catalogada en muchos casos como un impacto adicional (Dreyer et al., 2003).
Aunque la curva de evolución para la identificación de toxinas ha sido muy pronunciada en los últimos años, necesita seguir mejorando y poniendo más énfasis en la exposición directa de los trabajadores a los productos químicos durante la fase de producción y de los consumidores durante la fase de uso (Jolliet y Fantke, 2015).
La falta de estudios de un material en particular a lo largo de todas las fases del ciclo de vida acentúa la falta de información sobre la toxicidad de dicho material durante su fase de uso, ya que esta puede variar con el envejecimiento del material (Cupi et al., 2015).
Por lo tanto, cuando se habla de salud humana en el contexto de materiales de construcción, es inevitable hablar de la calidad del aire interior y de sus efectos sobre la salud (Jones, 2002a,b). En otras palabras, por razones de salud, las emisiones interiores pueden ser más peligrosas que las emisiones exteriores, ya que los humanos pasamos el 90% de nuestro tiempo en interiores y el grado de concentración al aire libre es menor (Klepeis et al., 2001).
Ya en 2011, Fisk et al. (2011) evidenciaron los beneficios económicos de mejorar la calidad del aire interior en los edificios de oficinas del Reino Unido, estimándolo en £ 20 mil millones. Esto demuestra que es fundamental incluir criterios de biohabitabilidad en las primeras fases de diseño y elección de materiales, ya que esto puede prevenir patologías derivadas de un mal diseño (Sarkhosh et al., 2021).
Distintas metodologías para el cálculo de contaminantes emitidos por materiales de construcción durante la fase de uso (Park et al., 2016) muestran que su impacto en la salud humana podría ser mayor que en las etapas de producción y eliminación porque se subestima la fase de uso (Skaar y Jørgensen, 2013), así pues, la prevención desde las etapas más tempranas del diseño es esencial. Ya en 1982, Andersen propuso la sustitución de materiales tóxicos por otros menos tóxicos en el marco de las regulaciones danesas (Andersen et al., 1982).
Materiales de construcción convencionales fabricados con recursos no renovables son la principal fuente de contaminantes del aire interior, afectando incluso a la calidad del aire exterior (Khoshnava et al., 2020). Con un diseño desde la perspectiva medioambiental, la sustitución de materiales convencionales por otros orgánicos, naturales y no tóxicos, como la sustitución del cemento por ejemplo, tendríamos la posibilidad de reducir tanto las emisiones de CO2 como el potencial tóxico de las construcciones (Ben-Alon et al., 2021).
En los apartados 2 y 3 se ha hecho una descripción,
pero una simple revisión de la literatura no es suficiente en este caso; es
necesario proporcionar un análisis que permita la identificación de los
nichos de oportunidad para seguir mejorando en este campo de investigación.
Por tanto, los datos descritos en los apartados anteriores serán analizados, comparados y discutidos. Para ello, en el apartado 4 se presenta la metodología utilizada para la selección de la bibliografía y en el apartado 5 se incluirá una revisión crítica de esto. Finalmente, la Sección 6 reúne las conclusiones resultantes de la revisión crítica, así como un apartado sobre posibles futuras líneas de investigación.
4. Metodología: revisión sistemática de la literatura
Esta revisión sistemática de la literatura (SLR) sigue la metodología definida por Obrecht et al. (2020). Es un procedimiento sistemático y ordenado que permite identificar las fuentes más importantes y obtener una lectura completa del estudio en cuestión. Con esto, será posible responder a una pregunta específica de cualquier campo de investigación, en este caso, la relación entre la toxicidad de los materiales de construcción y el ACV. Para ello, se han seleccionado algunas palabras clave y luego se han combinado para obtener una visión más completa de la investigación: ‘ACV’ Y ‘TOXICIDAD’, ‘ACV’ Y ‘SALUD HUMANA’, ‘ACV’ Y ‘MATERIALES DE CONSTRUCCIÓN’ y finalmente ‘ACV’ Y ‘SALUD HUMANA’ Y ‘MATERIALES DE CONSTRUCCIÓN’.
Las bases de datos elegidas para estas búsquedas fueron Science Direct, Scopus y Web of Science.
Una vez seleccionados los artículos que aparecían bajo estas palabras clave, un primer cribado de las que no encajaban en la temática fue realizada a través del título. Se realizó una segunda evaluación mediante la lectura del resumen y el resto de los artículos fueron leídos en su totalidad. Además de estos, otros artículos y capítulos de libros fueron seleccionados por su especial relevancia para el tema, por ser de bibliografía común en los artículos seleccionados.
Los mapas conceptuales se realizaron a través de R-Studio y Bibliometrix, con su interfaz en línea, Biblioshiny. Algunos autores fueron conectados con otros, se identificaron los más citados y relevantes, se analizó el año de su publicación y las referencias cruzadas para identificar los grupos de investigadores, los autores más relevantes y los artículos más esenciales. Esto también nos permitió identificar la falta de conexión entre grupos, revelando líneas paralelas inconexas. Por lo tanto, 127 artículos han sido identificados como relevantes para su clasificación (ver Fig. 1).
Para analizar en profundidad la bibliografía y hacer una revisión exhaustiva de la misma, la bibliografía se ha dividido en tres categorías diferentes, como puede verse en la Tabla 1. Estas primeras categorías han sido establecidas para entender las diferentes formas en las que se aborda la toxicidad.
5. Discusión y resultados adicionales
Este estudio tiene como objetivo analizar la relación entre la toxicidad y los materiales de construcción y cómo se ha abordado esta relación desde la evaluación del ciclo de vida. Con la literatura analizada, podemos identificar los puntos conflictivos y qué líneas de trabajo futuro se deben seguir.
5.1. Análisis de los datos del estudio de toxicidad a través del ACV
Con el fin de realizar un estudio exhaustivo de la bibliografía de referencia, se han realizado las tablas más representativas para clasificar los artículos correspondientes a la bibliografía ACV. Por un lado, la clasificación de las metodologías ACV propuestas (Cuadro 2), las de LCIA (Tabla 3) y por otro lado, los artículos que identifican fallas o propuestas de mejora (Tabla 4).
En la Tabla 2 se han resumido las diferentes metodologías descritas en la Sección 2. Estas metodologías han sido desarrolladas para calcular la toxicidad durante el ciclo de vida del material con el fin de continuar con su discusión. Como se puede ver en la comparación, las últimas mejoras que se han implementado son para actualizar la capacidad de predicción o de introducir nuevos factores, pero en ningún caso de proponer nuevos protocolos de detección. En la Tabla 3, que se refiere a la LCIA, sucede lo mismo, es posible ver que hay mejoras en el inventario de impactos, pero no se modifica la forma en que se valoran.
En la Tabla 4 se pueden encontrar los artículos que proponen mejoras o detectan errores en la predicción de toxicidad en el Análisis de Ciclo de Vida.
Entre estos artículos, se puede ver que se repiten algunos temas, como la necesidad de una mejor caracterización de las sustancias tóxicas (Guinée y Heijungs, 1993; Pizzol et al., 2011; Hauschild et al., 2013; Buist et al., 2017; Hou et al., 2020). Estos artículos destacan la necesidad de incluir en las bases de datos las sustancias tóxicas más utilizadas. En este sentido, también se observa la necesidad de incorporar conceptos como la bioacumulación o la interacción entre sustancias tóxicas, ya que los resultados de toxicidad podrían cambiar sustancialmente (Mattila et al., 2011).
Un segundo gran grupo identificable de artículos se refiere a la incertidumbre. Varios artículos hablan de la necesidad de mejorar las simulaciones geográficas para predecir mejor los medios de transporte de productos químicos (Huijbregts et al., 2003; Passer et al., 2015; Hauschild et al., 2013; Csiszar et al., 2016). Como se puede ver en la Sección 2, esta necesidad resultó en algunas metodologías ACV específicas como GLOBOX (Wegener Sleeswijk y Heijungs, 2010) y LCIA como Impact WORLD + (Bulle et al., 2019).
Finalmente, existe un tercer grupo de artículos que identifican errores en la valoración de la toxicidad desde el enfoque de la evaluación del ciclo de vida (Buist et al., 2017; Hauschild et al., 2008; Passer et al., 2015; Pizzol et al., 2011). Este es, quizás, el grupo de artículos más interesante, ya que los fallos identificados no se solucionan con una mejora de la metodología existente, sino con cambios más profundos en la metodología. Como ejemplo, se encontró la necesidad de incluir impactos a más largo plazo, lo que mejoraría la predicción de la toxicidad de los metales (Hauschild et al., 2008) o un campo emergente, como la predicción de la toxicidad de nuevas sustancias como los nanomateriales (Buist et al., 2017).
Todas estas necesidades deben tenerse en cuenta al diseñar nuevos productos químicos y los protocolos de predicción de toxicidad, de tal forma que las nuevas metodologías se adapten a la realidad constructiva actual y a los conjuntos de sustancias que esto implica. En este sentido, la ACV juega un papel fundamental, puesto que adaptando su metodología es posible lograr una mejor predicción y lectura de esta toxicidad en todas las fases de vida del material.
5.2. Análisis de datos del estudio de toxicidad en materiales de construcción
Al igual que en el punto anterior, para hacer una aproximación global de la bibliografía de referencia, se han realizado dos cuadros resumen: el primero es una clasificación de los materiales en los que se ha estudiado la toxicidad (Cuadro 5) y el segundo es una clasificación de las sustancias tóxicas estudiadas (Cuadro 6).
En la Tabla 5 podemos ver una clasificación del análisis de toxicidad en materiales de construcción. Los materiales de construcción más estudiados son también los más comunes, materiales derivados del cemento (Imbabi et al., 2012; Abdel-Gawwad et al., 2020; Almeida et al., 2021; Assi et al., 2018; Cheng et al., 2018; He et al., 2019; Holt y Berge, 2018; Lai et al., 2016; Lee, 2009; Li et al., 2016, 2021; Liu et al., 2021; Martins et al., 2021; Rafieizonooz et al., 2017; Shih et al., 2013; Stafford et al., 2016; ´Swierczek et al., 2021; Tosti et al., 2020) y materiales cerámicos (Andreola et al., 2019; Contreras et al., 2018; Cusid´o y Cremades, 2012; Galán-Marín et al., 2010; Lin, 2006; Munir et al., 2021; Salleh et al., 2021; Ye et al., 2018). En ambos casos, el enfoque del estudio se centró en el comportamiento de nuevos aditivos en las mezclas. También se puede ver que, con una excepción (Maia et al., 2020), los estudios de toxicidad de estos materiales se realizan exclusivamente en la fase de producción, sin considerar ya sea la fase de uso, la más larga, o la fase de fin de vida. Esta deja una perspectiva incompleta sobre cómo evaluar el comportamiento real de un material de construcción.
Otro grupo de materiales ampliamente estudiado son los materiales aislantes (Andersen et al., 1982; Liang y Ho, 2007; Morin y Kubinski, 1978; Stec y Hull, 2011) y la madera tratada (Balasbaneh et al., 2018; Balasbaneh y Sher, 2021; Sotayo et al., 2020). En este caso, vemos que los estudios tampoco están completos, centrándose en la fase de uso.
En el caso del aislamiento, además de la toxicidad como aporte de contaminantes al aire interior durante su uso, también se estudia la contribución a la toxicidad en caso de incendio (Stec y Hull, 2011).
Las pinturas también acumulan gran parte de la literatura sobre el estudio de la toxicidad (Amara et al., 2018; Castritsi-Catharios et al., 2007; Gade et al., 2012; Ganguli and Chaudhuri, 2021; Gaylarde et al., 2021; Karlsson
et al., 2006; Karlsson et al., 2010; Torres & De-la-Torre, 2021). Esta toxicidad ha sido estudiada desde varias perspectivas. El estudio de la toxicidad de las pinturas se ha utilizado como control para encontrar la diferencia entre partículas emitidas y simuladas (Gade et al., 2012). Uno de los aspectos más estudiados es la búsqueda de alternativas menos contaminantes (Amara et al., 2018; Castritsi-Catharios et al., 2007; Karlsson et al., 2006; Karlsson et al., 2010; Torres & De-la-Torre, 2021), así como su contribución a la creación de microplásticos (Gaylarde et al., 2021). En este caso, en el análisis de la toxicidad de las pinturas podemos ver que solo se estudia en la fase de uso.
Como en el punto anterior, aquí también se puede ver que el estudio de la
la toxicidad de los nanomateriales es un campo emergente que ocupa gran parte de la literatura más reciente (Buist et al., 2017; Cupi et al., 2015; Ganguli and Chaudhuri, 2021; Li et al., 2016; Percebom et al., 2018; Pini et al., 2017; Romeo et al., 2020; Simeone et al., 2019).
En la Tabla 6 puede verse la bibliografía de la toxicidad clasificada según el contaminante al que se refieren. El primer gran grupo de artículos es el que se refiere a la calidad del aire interior (Abdul-Wahab et al., 2015; Andersen et al., 1982; Becerra et al., 2020; Becher, 1996; Bernstein et al., 2008; Billionnet et al., 2011; Derbez et al., 2014; Desauziers et al., 2015; Fisk et al., 2011; Hulin et al., 2012; Jones, 1999; Langer et al., 2016; Paleologos et al. , 2021; Roig, 2018; Sarkhosh et al., 2021; Smith, 2002; Spengler et al., 2001; Spengler y Chen, 2000; Weschler, 2001; Zhang et al., 2003). En este caso, no solo se estudia un único contaminante sino todos aquellos factores que intervienen en la calidad del aire interior, entre ellos la humedad o el confort térmico. Por lo tanto, la definición de síndrome del edificio enfermo también entraría dentro de esta clasificación (Sarkhosh et al., 2021). Como puede verse, en este caso, al estudiar la salud humana, los estudios se limitan a la fase de uso.
Entre los propios contaminantes, los compuestos orgánicos volátiles (VOCs) son el grupo que más bibliografía acumula, más de la mitad (Abdul-Wahab et al., 2015; Becerra et al., 2020; Becher, 1996; Bernstein et al., 2008; Billionnet et al., 2011; Derbez et al., 2014; Desauziers et al., 2015; Hulin et al., 2012; Jones, 1999, 2002; Langer et al., 2016; Paleólogos et al., 2021; Roig, 2018; Smith, 2002; Spengler et al., 2001; Spengler y Chen, 2000; Weschler, 2001; Zhang et al., 2003). En este caso, se puede observar que los artículos se clasifican refiriéndose al material de construcción que puede emitirlos, aunque la emisión sólo se estudia para la fase de uso. El siguiente grupo de contaminantes encontrado es formaldehído (Andersen et al., 1975; Ezratty et al., 2007; Gunschera et al., 2013; Plaisance et al., 2014a,b), que se asocia en muchos casos con madera tratada (Andersen et al., 1975).
Como se explica en el punto 4, uno de los contaminantes más preocupantes son disruptores endocrinos, por sus grandes efectos con dosis exposición mínima (Weschler, 2001). En este caso, la bibliografía relacionada con los materiales de edificación es muy escasa. Esto representa un nicho de oportunidad para continuar mejorando las normas de control y con ello las herramientas de predicción y metodologías.
5.3. Aproximación de la toxicidad a través de la evaluación del ciclo de vida
Para entender cómo se ha abordado la toxicidad a través de la Análisis del Ciclo de Vida, es fundamental analizar toda la bibliografía, para establecer las relaciones y conexiones adecuadas, permitiéndonos comprender cabalmente el estado de dicha relación. Para hacer esto, y con la ayuda del programa Bibliometrix mencionado anteriormente, se han realizado los gráficos más necesarios y clarificadores. Por un lado, en la Fig. 2, tenemos un gráfico de centralidad y densidad, y en el otro, en la Fig. 3, una relación temática. Ambos gráficos serán descritos debajo.
En el gráfico 2 hay dos ejes, uno de centralidad y otro de densidad. La centralidad se refiere a la importancia del tema específico y la densidad general se refiere al nivel de desarrollo de dicho tema.
El tamaño de las burbujas se refiere al número de publicaciones en este área, en este caso, se puede ver que los temas más importantes son aquellos relacionados con los contaminantes ambientales y el análisis del ciclo de vida. Problemas relacionados con la salud humana y con toxinas específicas, como los COVs, ocupan un segundo lugar. Por otro lado, en cuanto al nivel de desarrollo de los temas, lo más estudiado es el campo de la salud humana y el análisis del ciclo de vida.
En el gráfico 3, es posible ver cómo los diferentes bloques temáticos de la bibliografía interactúan entre sí. Se divide en cuatro grandes bloques; LCIA relacionada con las categorías de impacto, LCIA y su aplicación a ACV, ACV aplicado a materiales de construcción y desarrollo sostenible.
Mirando más de cerca, se puede ver que no hay una relación directa entre los materiales de construcción y la toxicidad y que el estudio de la ecotoxicidad supera al de toxicidad humana en el campo ACV.
Con esto, podemos verificar la necesidad de establecer una relación entre materiales de construcción, toxicidad y evaluación del ciclo de vida como metodología, para tener una visión holística del aporte del sector de la construcción a las emisiones contaminantes y tóxicas y comprender mejor cómo dicha toxicidad afecta a los usuarios del edificio.
6. Conclusiones y futuras investigaciones
La evaluación del ciclo de vida tiene muchas ventajas en el cálculo de los impactos, incluida la toxicidad, en comparación con otras metodologías existentes. Sin embargo, el hecho de que pueda ser el mejor método no significa que sea perfecto.
A medida que se desarrollen nuevos materiales, la metodología deberá adaptarse para hacer predicciones lo más completas posible.
Este estudio proporciona un punto de partida para el estudio de los puntos conflictivos de la metodología de Análisis de Ciclo de Vida con respecto al análisis de toxicidad, específicamente de los materiales de construcción. Para abordar eficazmente el problema de la toxicidad y los materiales de construcción, es fundamental hacerlo desde la perspectiva del ciclo de vida. Esta perspectiva permite analizar las emisiones en todas las fases de la vida del material, pudiendo así controlar qué impactos se producen, dónde y a qué son debidos.
Además, aunque esta relación es fundamental, ya se ha visto que no se aplica. Más aún, en el ACV, la toxicidad humana es una categoría adicional que ha recibido menos peso, entre otras cosas, por falta de normas de control y el desconocimiento. Además, en cuanto los análisis de la toxicidad de los materiales de construcción, tal y como se ha analizado en el punto anterior, se puede observar que no son completos. Por un lado, si el análisis se hace para evaluar la toxicidad de un material, se puede encontrar que se limita a la fase de producción; en cambio, si se estudia el contaminante en sí, se limita casi en su totalidad a la fase de uso. Por tanto, estos análisis son parciales y no permiten evaluar completamente un material, por lo que es necesario que todas las evaluaciones de toxicidad se realicen en todas las fases de vida del material.
Esto se corrobora por la falta de una bibliografía que abarque todas las fases del ciclo de vida de un material específico.
Además, el desarrollo de nuevos materiales requiere que las herramientas y metodologías utilizadas para medir la toxicidad se adapten a los mismos. Es fundamental incluir en los ACV protocolos para la bioacumulación y la interacción de diferentes sustancias químicas, ya que los resultados del efecto cóctel pueden ser considerablemente peores.
Lo anterior permite concluir la inexistencia de una perspectiva de ciclo de vida en el momento de calcular la toxicidad de los materiales de construcción. Esto se debe a que la tendencia en el desarrollo de materiales y las normativas de aplicación medioambientales se han centrado en la reducción de las emisiones de CO2, dejando fuera de la ecuación otros aspectos igualmente importantes.
Este hecho se ha acentuado al subestimar las emisiones tóxicas, lo que da más importancia a otros factores analizados.
Esto también resulta en una desconexión entre las regulaciones y el consenso científico en multitud de aspectos. Cuando se sabe que un compuesto químico es nocivo para la salud, no se traslada automáticamente a la normativa, permitiendo que ese compuesto siga utilizándose en un contexto tan perdurable como el de la edificación. En muchos otros casos, no se aplica el principio de precaución, se demuestra que los materiales son tóxicos después de que se ha desarrollado el producto y, en la mayoría de los casos, no se dispone de protocolos adecuados de evaluación de la toxicidad.
Como se ha demostrado, el estudio de la toxicidad en el marco del análisis del ciclo de vida es un campo de investigación poco desarrollado que presenta muchos desafíos interesantes. Futuras investigaciones abordarán cómo unificar estos criterios de evaluación, toxicidad de los materiales de construcción y ACV, para poder aplicarlos desde la fase de diseño.
En cuanto a futuras investigaciones, este artículo deja como conclusiones algunas de las líneas en las que se pueden realizar futuras investigaciones, por ejemplo:
- Necesidad de estandarizar las bases de datos del inventario de Análisis de Ciclo de Vida para evitar distorsiones en los resultados dependiendo de la base de datos elegida.
- Para ello sería necesaria una mayor cobertura de sustancias químicas de amplio uso en el sector de la construcción y la industria en general.
- Incluir protocolos de bioacumulación e interacción entre diferentes sustancias químicas en el Análisis de Ciclo de Vida.
- Mejorar la calibración del Análisis de Ciclo de Vida para no subestimar las emisiones tóxicas.
Declaración de competencia de intereses
Los autores declaran que no tienen competencia financiera conocida, intereses o relaciones personales que podrían haber aparecido para influir en el trabajo informado en este documento.
Lista de siglas utilizadas en el estudio
ATSDR Agencia para el Registro de Tóxicos y Enfermedades
CAS Sociedad Química Americana
ECHA Sociedad Química Europea
UE Unión Europea
USA Estados Unidos de América
ACV Evaluación del ciclo de vida
LCIA Evaluación del impacto del ciclo de vida
REACH Registro, Evaluación, Autorización y restricción de QUÍMICOS
COV Compuestos Orgánicos Volátiles
Apéndice A. Datos complementarios
Los datos complementarios de este artículo se pueden encontrar en línea en https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2022.130838.
[1] CAS es una division de la American Chemical Society that proporciona información autorizada de sobre sustancias químicas
Belen Rey Álvarez a,*, Benito Sánchez-Montañés a, Antonio García-Martínez b a HUM – _1008 Research Group, E.T.S. Arquitectura, Universidad de Sevilla, Spain b TEP-130 Research Group, Instituto Universitario de Arquitectura y Ciencias de La Construcci´on, IUACC, Universidad de Sevilla, Spain
