C A R TA E D I T O R I A L
"Cuando se usan antitranspirantes en aerosol, la exposición dérmica al aluminio puede ir acompañada de una exposición no intencional al aluminio por inhalación."
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Segunda parte del Reporte Especial del Aluminio en Antitranspirantes.
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ÍNDICE
ÍNDICE
OCTUBRE2020 REPORTE ESPECIAL Aluminio en Antitranspirantes Parte II.
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MEDIO AMBIENTE US Ecology lanza un nuevo sistema de reciclaje de aerosoles.
INDUSTRIA Análisis y estimación de la generación y disposición final de envases metálicos en México.
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NOTAS A PRESIÓN Nuevos productos en aerosol para la industria automotriz, para el hogar y de uso personal.
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ASOCIACIONES Reunión de UADA con funcionarios de desarrollo productivo para recuperar el sector aerosolista.
CALENDARIO Cancelaciones y cambios de fecha de los eventos en la industria del aerosol ante la emergencia sanitaria a nivel mundial.
CONSENTIDO DEL HUMOR Homenaje a: Jorge González
REPORTE ESPECIAL
EN ANTITRANSPIRANTES baja contribución a la ingesta total de aluminio en humanos Parte II
ALUMÍNIO EM ANTITRANSPIRANTES Baixa contribuição para a ingestão total de alumínio em humanos
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REPORTE ESPECIAL
Continuamos con la parte II de este tema... Después de la aplicación, se pidió a los sujetos que usaran una camiseta de algodón durante 24 h, y luego se les permitió tomar una ducha y lavarse la zona de las axilas. En este estudio no se utilizó un vendaje o gasa para cubrir el área de piel expuesta. Se tomaron muestras de sangre en puntos específicos en el tiempo durante un período de 28 días después de la aplicación dérmica (Tabla 1), con el objetivo de reconstruir el curso concentración-tiempo en sangre de 26Al. Además, se recolectaron esporádicamente muestras de orina de la mañana (Tabla 1) para obtener alguna evidencia sobre la excreción urinaria de 26Al.
Após a aplicação, os sujeitos foram convidados a usar uma camiseta de algodão por 24 horas e, em seguida, autorizados a tomar banho e lavar a área das axares. Este estudo não ucou um curativo ou gaze para cobrir a área da pele exposta. Amostras de sangue foram colhidas em pontos específicos ao longo do tempo por um período de 28 dias após a aplicação dérmica (Tabela 1), com o objetivo de reconstruir o curso de tempo de concentração sanguínea 26al. Além disso, amostras de urina matinal foram coletadas esporadicamente (Tabela 1) para obter alguma evidência de excreção urinária do 26Al.
Se eligió un diseño cruzado para este estudio con el fin de investigar la influencia de (i) la aplicación diaria versus la aplicación única de antitranspirantes y (ii) el afeitado diario de las axilas versus no afeitarse el área de las axilas. Para hacerlo, se definieron tres regímenes de uso separados, dentro de los cuales la exposición a la formulación antitranspirante etiquetada con 26Al ocurrió una vez: estos involucraron el uso diario antes y después de la exposición de un estándar listo para usar (sin etiquetar) antitranspirante en la piel sin afeitar (régimen A) o afeitada (régimen B), así como sin el uso de ningún "tratamiento adicional" (régimen C). Con este fin, los 12 sujetos se dividieron en tres grupos de cuatro individuos. Los grupos diferían entre sí sólo en términos del orden en que siguieron los tres regímenes de uso (ver Figura 1). Después de completar los regímenes A, B y C, seguido de una fase de lavado de 4 semanas que no implicó el uso de ningún antitranspirante, los sujetos recibieron una única dosis intravenosa4. Esto implicó la inyección en bolo de 5 ml de una solución de citrato de aluminio marcada con 26Al (~ 1 Bq). Después de esto, se tomaron y recolectaron muestras de sangre y orina matutina durante un período de 28 días.
Foi escolhido um projeto crossover para este estudo para investigar a influência da (i) aplicação diária versus a aplicação única de antitranspirantes e (ii) a barba diária das axilas versus não raspar a área das axilas. Para tanto, foram definidos três regimes de uso separados, dentro dos quais ocorreu exposição à formulação antitranspirante rotulada com 26a uma vez: estes envolveram uso diário antes e depois da exposição de um padrão antitranspirante pronto para uso (sem rótulo) na pele sem barbear (regime A) ou raspado (regime B), bem como sem o uso de qualquer "tratamento adicional" (regime C). Para isso, os 12 sujeitos foram divididos em três grupos de quatro indivíduos. Os grupos diferem uns dos outros apenas em termos da ordem em que seguiram os três regimes de uso (ver Figura 1). Após a conclusão dos regimes A, B e C, seguidos de uma fase de lavagem de 4 semanas que não envolveu o uso de nenhum antitranspirante, os sujeitos receberam uma única dose intravenosa4. Isso envolveu a injeção de bolus de 5 ml de uma solução citrato de alumínio marcada com 26Al (1 Bq). Depois disso, amostras de sangue e urina matinal foram colhidas e coletadas durante um período de 28 dias.
Después de la administración dérmica, las concentraciones de 26Al en sangre estuvieron por encima del límite de cuantificación (0,122 fg / ml) en solo 2 de 504 muestras, lo que impidió el cálculo de cualquier perfil de concentración-tiempo. Por lo tanto, no fue posible una determinación de la biodisponibilidad utilizando curvas de concentración en sangre-tiempo. En su lugar, los autores recurrieron al uso de los datos de las muestras de orina de la mañana recogidas después de la administración dérmica para determinar la acumulación excreción en la orina (ver más abajo). Resultó posible cuantificar 26Al en el 35% (87 de 252 muestras) de estas muestras de orina, aunque solo las muestras tomadas los días 1, 2 y 3 fueron generalmente cuantificables.
Após a administração dérmica, as concentrações de 26Al no sangue estavam acima do limite de quantificação (0,122 fg/ml) em apenas 2 das 504 amostras, o que impediu o cálculo de qualquer perfil de tempo de concentração. Portanto, não foi possível a determinação da biodisponibilidade utilizando curvas de concentração no tempo de sangue. Em vez disso, os autores recorreram ao uso de dados de amostras de urina matinais coletadas após a administração dérmica para determinar o acúmulo de excreção na urina (veja abaixo). Foi possível quantificar a 26ª em 35% (87 das 252 amostras) dessas amostras de urina, embora apenas amostras colhidas nos dias 1, 2 e 3 fossem geralmente quantificáveis.
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REPORTE ESPECIAL
Para los diversos escenarios, el enfoque del mejor de los casos arrojó valores de biodisponibilidad de 0,0056% (régimen A) a 0,0100% (régimen C), mientras que el enfoque conservador del peor de los casos arrojó valores de 0,0100 (régimen A) a 0,0144% (régimen C). Como resultado de la gran variación en los datos, las diferencias entre los tres regímenes con respecto a la biodisponibilidad no fueron estadísticamente significativas.
Para os diversos cenários, a abordagem melhorcaso rendeu valores de biodisponibilidade de 0,0056% (regime A) a 0,0100% (regime C), enquanto a abordagem conservadora de pior caso rendeu valores de 0,0100 (regime A) a 0,0144% (regime C). Como resultado da grande variação dos dados, as diferenças entre os três regimes em relação à biodisponibilidade não foram estatisticamente significativas. TNO 2019
TNO 2019 En este estudio, seis mujeres completaron una fase de adaptación de 2 semanas que incluyó un afeitado húmedo diario y el uso de un antitranspirante estándar antes de recibir una sola aplicación en ambas axilas de una formulación que contenía ACH marcado con 26Al que había sido espesado. con hidroxietilcelulosa. La cantidad total aplicada pesó 1,5 gy tuvo una actividad de 2695 Bq, lo que correspondió a una cantidad aplicada de 3732 ng de 26Al. Después de la aplicación de 0,75 g en cada axila (aprox. 100 cm² de piel de la axila), el área tratada se dejó secar de forma natural antes de cubrirla con una gasa no oclusiva que se adhirió sin apretar sobre el área de aplicación. A continuación, se pidió a los sujetos que usaran una camiseta durante 24 h. El expuesto Luego se lavó el área de la piel y se cubrió con una gasa semioclusiva durante otras 24 h. Después de este período de 24 h, se volvió a lavar la zona de la piel. La solución de lavado, los demás materiales utilizados, las gasas y las camisetas usadas se analizaron luego para determinar la proporción de 26Al no absorbido. Para la dosis intravenosa, se administraron 5 ml de una solución de citrato de aluminio marcada con 26Al (~ 0,1 Bq) mediante una inyección en bolo.
Neste estudo, seis mulheres completaram uma fase de adaptação de duas semanas que incluiu uma barba úmida diária e o uso de um antitranspirante padrão antes de receber uma única aplicação em ambas as axilas de uma formulação contendo ACH marcada com 26A que havia sido espessada. hidroximetilcelulose. O valor total aplicado deesed 1.5 gy teve uma atividade de 2695 Bq, correspondendo a um montante aplicado de 3732 ng de 26Al. Após a aplicação de 0,75 g em cada axila (aproximadamente 100 cm2 de pele da axila), a área tratada foi deixada para secar naturalmente antes de cobri-la com uma gaze não oclusiva que aderiu sem apertar sobre a área de aplicação. Os sujeitos foram então convidados a usar uma camiseta por 24 horas. O exposto então lavou a área da pele e cobriu com gaze semi-clusive por mais 24 horas. Após esse período de 24 horas, a área da pele foi lavada novamente. A solução de lavagem, os outros materiais utilizados, a gaze e as camisetas utilizadas foram então analisadas para determinar a proporção de 26A não absorvido. Para a dose intravenosa, 5 ml de uma solução citrato de alumínio marcada com 26º (x 0,1 Bq) foi administrada por injeção de bolus.
Luego se tomaron muestras de sangre en puntos de tiempo específicos durante 28 días después de la aplicación dérmica. Además, la orina y las heces
As amostras de sangue foram então colhidas em pontos de tempo específicos por 28 dias após a aplicação dérmica. Além disso, urina e fezes foram
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REPORTE ESPECIAL
se recolectaron en su totalidad durante un período de 10 días (referido a la recolección de orina (orina de 6 hy 12 h), orina de 24 h y heces de 24 h en los siguientes casos); También se recogió orina de 24 h los días 14, 21 y 28. El día 7 y el día 35 después de la aplicación, también se realizó una "extracción de cinta" en una axila para determinar los residuos de 26Al en la capa córnea. Para ello, se eliminó el estrato córneo en capas individuales utilizando tiras de cinta hasta que la superficie brillante de la epidermis viable se hizo visible. También se tomó una biopsia de piel en el área de piel libre de su capa córnea después de 35 días, para determinar la cantidad de 26Al en las capas de piel debajo del estrato córneo. Dado que las concentraciones de 26Al en sangre estaban por encima del límite de cuantificación en solo 12 de 84 muestras, esto redujo la utilidad de los perfiles de concentración-tiempo resultantes. En este estudio no se pudieron derivar afirmaciones sólidas sobre la biodisponibilidad a partir de los perfiles de tiempo de concentración en sangre. En cambio, los autores recurrieron al uso de los datos de las muestras de orina recolectadas.
coletadas em sua totalidade durante um período de 10 dias (referente à coleta de urina (6 hy 12 h de urina), urina 24 horas e fezes 24 horas nos seguintes casos); Urina 24 horas também foi coletada nos 14, 21 e 28. Nos dias 7 e 35 após a aplicação, também foi realizada uma "extração de fita" em uma axila para determinar os resíduos de 26Al na camada de córnea. Para isso, o corneum estrato foi removido em camadas individuais usando tiras de fita até que a superfície brilhante da epiderme viável se tornasse visível. Uma biópsia de pele também foi feita na área de pele livre de sua camada de córnea após 35 dias, para determinar a quantidade de 26al nas camadas de pele sob o córnea estrato. Uma vez que as concentrações de 26O no sangue estavam acima do limite de quantificação em apenas 12 das 84 amostras, isso reduziu a utilidade dos perfis de tempo de concentração resultantes. Neste estudo, afirmações sólidas sobre biodisponibilidade não poderiam ser derivadas de perfis de tempo de concentração sanguínea. Em vez disso, os autores recorreram ao uso de dados das amostras de urina coletadas.
Después de la administración dérmica, fue posible cuantificar el 26Al en el 66% (59 de 90) de las muestras de orina recolectadas durante todo el período de observación. Hasta el día 6 (inclusive), la proporción de muestras de orina cuantificables fue del 90%. Después de la administración intravenosa, el porcentaje durante todo el período de tiempo fue del 98% (88 de 90 muestras). Para las últimas muestras tomadas (el día 28), la concentración de 26Al en todas las muestras estaba por debajo del límite de detección (administración dérmica) o cerca o por debajo del límite de detección (administración IV). Para calcular la excreción acumulada de 26Al, los valores por debajo del límite de cuantificación se establecieron en el límite de cuantificación (estimación del límite superior). En el caso de un sujeto, los datos toxicocinéticos sugirieron que la administración intravenosa prevista probablemente se produjo por vía intramuscular/subcutánea. Los datos obtenidos de este tema fueron excluidos de la estadística descriptiva. Durante todo el período de estudio, una media del 0,00036% (dérmica) y el 70% (IV) de la dosis aplicada se excretó en la orina (valor medio de 5 sujetos).
Após a administração dérmica, foi possível quantificar 26al em 66% (59 de 90) das amostras de urina coletadas ao longo do período de observação. Até o dia 6 (inclusive), a proporção de amostras de urina quantificáveis foram de 90%. Após a administração intravenosa, o percentual durante todo o período foi de 98% (88 das 90 amostras). Para as últimas amostras colhidas (dia 28), a concentração de 26al em todas as amostras ficou abaixo do limite de detecção (administração dérmica) ou perto ou abaixo do limite de detecção (administração IV). Para calcular a excreção cumulativa de 26Al, os valores abaixo do limite de quantização foram fixados no limite de quantização (estimativa limite superior). No caso de um sujeito, dados toxico-líticos sugeriram que a administração intravenosa pretendida provavelmente ocorreu por intramuscular/subcutânea. Os dados obtidos a partir deste tópico foram excluídos da estatística descritiva. Durante todo o período de estudo, foi excretado na urina uma média de 0,00036% (dérmica) e 70% (IV) da dose aplicada (valor médio de 5 indivíduos).
Al tomar la proporción de 26Al excretada en la orina después de la aplicación dérmica y multiplicarla por la proporción excretada en la orina después de la administración intravenosa, la fracción biodisponible después de la aplicación dérmica podría calcularse para cada uno de los cinco sujetos restantes (ver ecuación en la página 6). El valor medio de esta fracción biodisponible fue del 0,00052%.
Tomando a razão de 26A excretada na urina após a aplicação dérmica e multiplicando-a pela proporção excretada na urina após a administração intravenosa, a fração biodisponidiável após a aplicação dérmica poderia ser calculada para cada um dos cinco sujeitos restantes (ver equação na página 6). O valor médio dessa fração biodisponiária foi de 0,00052%.
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En las heces, se recuperó de media el 0,0014% de la dosis dérmica. Las mediciones realizadas en las camisetas gastadas, las gasas, la solución de lavado y los utensilios utilizados arrojaron una tasa de recuperación del 70%. La mayor proporción se encontró a las 24 h en la solución de lavado (62%) y las camisetas (6%). Basado en el análisis de las tiras de cinta, la tasa de recuperación para la dosis aplicada de la capa córnea fue del 0,0097% (después de 7 días) y del 0,0090% (después de 35 días). La biopsia cutánea con punch (epidermis viva y dermis vecina) arrojó una recuperación tasa de 0,00004% después de 35 días (valor medio de dos muestras cuantificables). Conclusiones Los tres estudios en humanos sobre la biodisponibilidad del aluminio de los antitranspirantes aplicados por vía dérmica proporcionan un conjunto de resultados muy heterogéneo. Los valores oscilan entre el 0,014% (Flarend et al. 2001) y el 0,0056–0,0144% (TNO 2016), el 0,00052% (orina) y el 0,0014% (heces) (TNO 2019). Es necesario discutir tanto los aspectos aleatorios como los factores sistemáticos para identificar las posibles explicaciones de estas diferencias. En el estudio de Flarend et al., el pequeño tamaño de la muestra puede haber ejercido un cierto grado de influencia como componente aleatorio (en términos de sesgo de muestreo/selección). Sin embargo, la BfR no considera este parámetro como el factor de influencia crucial para explicar la absorción 27 veces mayor en comparación con el estudio de TNO (2019). En cambio, las propiedades físicas y la composición de la formulación utilizada proporcionan la contribución decisiva a los resultados aquí. A saber: se aplicó una solución acuosa de ACH en lugar de una formulación cosmética viscosa. Aparte de la cifra comparativamente alta de la absorción dérmica en sí, una peculiaridad adicional en Flarend et al., es que la tasa más o menos constante de excreción urinaria diaria de 26Al durante un período de 14 días, que contrasta con la disminución tanto en TNO (2016) como en TNO (2019) después del primer día posterior a la dosificación. Esto implica que el 26Al se volvió biodisponible a partir de un depósito dérmico de manera escalonada / retardada. La razón de esto podría ser una penetración más profunda de la solución acuosa en los conductos de las glándulas sudoríparas, lo que podría haber resultado en una exposición sistémica prolongada. A pesar de solo un caso de aplicación dérmica, esto podría explicar la tasa de absorción constante durante 14 días. Calculando hacia atrás durante este período, se obtendría una tasa de absorción dérmica de 0,001% por día.
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Nas fezes, 0,0014% da dose dérmica foi recuperada em média. As medidas em camisetas usadas, gaze, solução de lavagem e utensílios utilizados renderam uma taxa de recuperação de 70%. A maior proporção foi encontrada em 24h na solução de lavagem (62%) e camisetas (6%). Com base na análise das tiras de fita, a taxa de recuperação da dose aplicada da camada de córnea foi de 0,0097% (após 7 dias) e de 0,0090% (após 35 dias). A biópsia da pele do perdoecido (epiderme viva e derme vizinha) rendeu uma taxa de recuperação de 0,00004% após 35 dias (valor médio de duas amostras quantificáveis). Conclusões Os três estudos humanos sobre a biodisponibilidade do alumínio de antitranspirantes aplicados em dérmico fornecem um conjunto muito heterogêneo de resultados. Os valores variam de 0,014% (Flarend et al. 2001) a 0,0056-0,0144% (TNO 2016), 0,00052% (orina) e 0,0014% (fezes) (TNO 2019). É necessário discutir fatores aleatórios e sistemáticos para identificar possíveis explicações dessas diferenças. No estudo Flarend et al. No entanto, a BfR não considera esse parâmetro como o fator de influência crucial para explicar a absorção 27 vezes maior em comparação com o estudo TNO (2019). Em vez disso, as propriedades físicas e a composição da formulação utilizada proporcionam a contribuição decisiva para os resultados aqui. Ou seja: uma solução aquosa da ACH foi aplicada em vez de uma formulação cosmética viscosa. Além do número relativamente alto de absorção dérmica em si, uma peculiaridade adicional em Flarend et al., é que a taxa mais ou menos constante de excreção urinária diária de 26Al durante um período de 14 dias, o que contrasta com a diminuição tanto no TNO (2016) quanto no TNO (2019) após o primeiro dia após a dosagem. Isso implica que o 26al tornouse biodisponibilável a partir de um depósito dérmico de forma stepwise/atrasada. A razão para isso pode ser uma penetração mais profunda da solução aquosa nos dutos das glândulas sudoríparas, o que poderia ter resultado em exposição sistêmica prolongada. Apesar de apenas um caso de aplicação dérmica, isso poderia explicar a taxa de absorção constante por 14 dias. O cálculo para trás nesse período resultaria em uma taxa de absorção dérmica de 0,001% ao dia. O aplicativo exclusivo em vez do aplicativo diário também leva a uma maior absorção. O estudo TNO (2016) mostra que, no caso do regime C, comparável ao desenho do estudo Flarend et al. a melhor abordagem de caso levaria a aproximadamente o dobro da quantidade de alumínio sendo absorvida pela pele em comparação
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La aplicación única en lugar de la aplicación diaria también conduce a una mayor absorción. El estudio de TNO (2016) muestra que en el caso del régimen C, comparable al diseño del estudio de Flarend et al., El enfoque del mejor caso conduciría a aproximadamente el doble de la cantidad de aluminio siendo absorbido a través de la piel en comparación con el régimen A o B (0,0100% frente a 0,0056% y 0,0058%). Suponiendo que la vía de absorción dérmica esté sujeta a saturación, el porcentaje de la cantidad absorbida depende en última instancia de la cantidad aplicada. Por encima de una cierta cantidad de aluminio aplicada, la absorción no aumenta más una vez que se alcanza este límite de saturación. Si se aplica aluminio por vía dérmica por encima de este límite de saturación, la fracción biodisponible disminuirá. En el estudio de TNO (2016), la formulación antitranspirante se aplicó en una cantidad total 6 veces mayor y con una actividad aproximadamente 20 veces mayor en comparación con Flarend et al. (2001). El hecho de que, contrariamente a las expectativas de los autores, la concentración de 26Al en la sangre no fuera cuantificable es, en opinión del BfR, casi con certeza el resultado de una menor disponibilidad dérmica debido a las propiedades viscosas de la formulación (comercial estándar) también. como sensibilidad analítica, que fue de 1 a 2 órdenes de magnitud menor. La decisión de utilizar en su lugar los datos de las muestras de orina matutina, que se recolectaron esporádicamente y solo parcialmente analizables, requiere que se hagan una serie de suposiciones para estimar la excreción urinaria acumulada de 26Al. La estimación resultante está asociada con grandes incertidumbres. La BfR considera que el momento en el que se tomó la primera muestra, es decir, 24 h después de la administración dérmica/intravenosa, es decisivo en términos de la tasa de absorción dérmica obtenida de esta manera. La concentración de 26Al en la primera muestra de orina de la mañana se utilizó para estimar la excreción de 26Al durante las primeras 24 h. Esta ventana de tiempo es una fase muy dinámica en la que las formas de las curvas de concentración de orinatiempo difieren significativamente para la administración intravenosa y dérmica. Mientras que la primera curva muestra una caída exponencial, la segunda curva sigue una trayectoria inicialmente ascendente hasta un máximo antes de descender. Los datos proporcionados por el estudio de TNO (2019) indican que el máximo de excreción renal de 26Al se alcanza aproximadamente 24 h después de la aplicación dérmica. En base a los datos de la primera muestra de orina de la mañana, la excreción de 26Al durante las primeras 24 horas se subestima por lo tanto en el caso de la administración intravenosa y se sobreestima para la aplicación dérmica. Este error se
com o regime A ou B (0,0100% versus 0,0056% e 0,0058%). Supondo que a via de absorção dérmica esteja sujeita à saturação, a porcentagem da quantidade absorvida depende, em última análise, da quantidade aplicada. Acima de uma certa quantidade de alumínio aplicado, a absorção não aumenta ainda mais quando esse limite de saturação é atingido. Se o alumínio dérmico for aplicado acima desse limite de saturação, a fração biodispondida diminuirá. No estudo TNO (2016), a formulação antitranspirante foi aplicada em uma quantidade total 6 vezes maior e com uma atividade aproximadamente 20 vezes maior em relação ao Flarend et al. (2001). O fato de que, ao contrário das expectativas dos autores, a concentração de 26al no sangue não era quantificável é, na visão da RBF, quase certamente o resultado da menor disponibilidade dérmica devido às propriedades viscosas da formulação (comercial). sensibilidade analítica, que era de 1 a 2 ordens de magnitude menor. A decisão de utilizar os dados das amostras de urina da manhã, coletadas esporadicamente e apenas parcialmente analisadas, requer, em vez disso, uma série de suposições para estimar a excreção urinária cumulativa do 26Al. A estimativa resultante está associada a grandes incertezas. A RF considera que o tempo em que a primeira amostra foi colhida, ou seja, 24 h após a administração dérmica/intravenosa, é decisivo em termos da taxa de absorção dérmica obtida dessa forma. A concentração de 26º na primeira amostra de urina da manhã foi usada para estimar a excreção de 26Al durante as primeiras 24 horas. Esta janela de tempo é uma fase muito dinâmica em que as formas das curvas de concentração do tempo de urina diferem significativamente para administração intravenosa e dérmica. Enquanto a primeira curva mostra uma queda exponencial, a segunda curva segue um caminho inicialmente ascendente para um máximo antes de descer. Dados fornecidos pelo estudo TNO (2019) indicam que a excreção renal máxima do 26Al é atingida aproximadamente 24 horas após a aplicação dérmica. Com base nos dados da primeira amostra de urina da manhã, a excreção do 26Al durante as primeiras 24 horas é, portanto, subestimada no caso da administração intravenosa e é superestimada para aplicação dérmica. Esse erro é ainda mais agravado pelo uso de ambos os valores em um cálculo subsequente. A consequência é uma superestimação significativa da excreção do 26Al durante as primeiras 24 horas, que é, em última análise, a principal razão para superestimar a absorção dérmica. No estudo TNO (2019), a atividade na formulação antitranspirante aumentou em um fator de 25 em relação à atividade em TNO (2016). Embora isso tenha aumentado a proporção de amostras de sangue quantificáveis até certo ponto, os perfis de concentração de tempo de
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agrava aún más al utilizar ambos valores en un cálculo posterior. La consecuencia es una sobreestimación significativa de la excreción de 26Al durante las primeras 24 h, que es en última instancia la principal razón para sobreestimar la absorción dérmica. En el estudio de TNO (2019), la actividad en la formulación antitranspirante se incrementó en un factor de 25 en comparación con la actividad en TNO (2016). Si bien esto aumentó la proporción de muestras de sangre cuantificables hasta cierto punto, los perfiles de concentración sanguínea-tiempo que pueden derivarse de este estudio son de confiabilidad limitada (ver arriba). Sin embargo, este estudio proporcionó un conjunto sólido de datos sobre la concentración de 26Al en la orina recolectada sistemáticamente, que luego podría utilizarse para determinar la excreción acumulada de 26Al. En consecuencia, el estudio de TNO (2019) se puede utilizar para derivar una biodisponibilidad sistémica del aluminio en los antitranspirantes tras la aplicación dérmica del 0,00192%, que comprende el 0,00052% y el 0,0014% en orina y heces, respectivamente. Cuando se usan antitranspirantes en aerosol, la exposición dérmica al aluminio puede ir acompañada de una exposición no intencional al aluminio por inhalación. El SCCS ha completado una evaluación de riesgos para esta vía de exposición. El SCCS basó este trabajo en datos de expedientes (Meech et al. 2011, citado en SCCS (2020)). Aquí se consideraron tres fracciones de aerosol separadas y relevantes que difieren en términos de distribución de tamaño, que son capaces de llegar a los compartimentos principales de los pulmones (extratorácico, traqueobronquial y alveolar) (SCCS 2020). La cantidad de aluminio biodisponible por inhalación resultante del uso de un aerosol en aerosol estándar que contiene 2,86% de aluminio asciende a 0,010582 µg de Al/kg de peso corporal/día. Para un individuo de 60 kg, esto equivale a una exposición sistémica de 0,63492 µg Al/d. En cuanto a la metodología, SCCS se refiere a un estudio experimental de Schwarz et al. (2018), en el que se modela y calcula en condiciones de uso la exposición al aluminio por inhalación de aerosoles (sin alcohol). Según Schwarz et al. (2018), menos de 0,5 µg de aluminio se vuelven disponibles sistémicamente por uso a partir de un spray que contiene 1,5% de aluminio. Si se usa dos veces al día, esto corresponde a una dosis diaria de 0,01666 µg / kg de peso corporal. Si se utiliza la concentración más alta de 2,86% de Al de la evaluación de SCCS, se obtiene una biodisponibilidad de 0,03154 µg de Al/kg de peso corporal/día. Suponiendo que los aerosoles utilizados aquí no difieran significativamente en términos de sus patrones de generación de aerosoles del aerosol considerado por el SCCS, el estudio de Schwarz et al. confirma los cálculos de SCCS.
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sangue que podem ser derivados deste estudo são de confiabilidade limitada (ver acima). No entanto, este estudo forneceu um conjunto sólido de dados sobre a concentração de 26al na urina sistematicamente coletada, que poderia então ser usada para determinar a excreção cumulativa do 26Al. Consequentemente, o estudo TNO (2019) pode ser utilizado para derivar uma biodisponibilidade sistêmica de alumínio em antitranspirantes após aplicação dérmica de 0,00192%, compreendendo 0,00052% e 0,0014% em urina e fezes, respectivamente. Quando os antitranspirantes de pulverização são usados, a exposição dérmica ao alumínio pode ser acompanhada de exposição não intencional ao alumínio por inalação. O SCCS concluiu uma avaliação de risco para esta rota de exposição. O SCCS baseou este trabalho em dados de dossiê (Meech et al. 2011, citados em CCS (2020)). Aqui, três frações de aerossol separadas e relevantes foram consideradas diferentes em termos de distribuição de tamanho, que são capazes de atingir os principais compartimentos dos pulmões (extrathyracic, tracheobronquilal e alveolar) (SCCS 2020). A quantidade de alumínio biodispondida por inalação resultante do uso de um aerossol padrão contendo 2,86% de alumínio equivale a 0,010582 g de peso corporal/dia de Al/kg. Para um indivíduo de 60 kg, isso equivale a uma exposição sistêmica de 0,63492 g Al/d. Em relação à metodologia, a SCCS refere-se a um estudo experimental de Schwarz et al. (2018), em que a exposição ao alumínio por inalação de aerossóis (não alcoólicos) é modelada e calculada em condições de uso. De acordo com Schwarz et al. (2018), menos de 0,5 g de alumínio tornam-se globalmente disponíveis por uso a partir de um spray contendo 1,5% de alumínio. Se usado duas vezes por dia, isso corresponde a uma dose diária de 0,01666 g/kg de peso corporal. Se for utilizada a maior concentração de 2,86% de Al da avaliação do SCCS, é obtida uma biodisponibilidade de 0,03154 g de peso corporal/dia de Al/kg. Supondo que os aerossóis utilizados aqui não diferem significativamente em termos de seus padrões de geração de aerossol considerados pelo SCCS, o estudo schwarz et al. confirma os cálculos do SCCS. Ao comparar a inalação com a via dérmica em termos de exposição sistêmica por aerossóis antitranspirante, a biodisponibilidade da exposição à inalação é várias ordens de magnitude maior (em comparação com uma biodisponibilidade dérmica de 0,00192%) e, portanto, contribui significativamente para a exposição global. Apesar disso, o MoS para esta rota de exposição ainda está dentro da faixa de 20000 a 70000, pois os valores disponíveis por inalação são muito pequenos.
REPORTE ESPECIAL
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REPORTE ESPECIAL
Si se compara la inhalación con la vía dérmica en términos de exposición sistémica por aerosoles antitranspirantes, la biodisponibilidad de la exposición por inhalación es varios órdenes de magnitud mayor (en comparación con una biodisponibilidad dérmica del 0,00192%) y, por lo tanto, contribuye significativamente a la exposición general. A pesar de esto, el MoS para esta vía de exposición aún está dentro del rango de 20000 a 70000, ya que las cantidades disponibles por inhalación son muy pequeñas. Más información sobre el tema en el sitio web de BfR ... https://www.bfr.bund.de/cm/349/faqs-about-aluminiumin-food-and-products-intended-forconsumers.pdf Las sales de aluminio se utilizan en antitranspirantes para bloquear la sudoración e inhibir el mal olor. Desde hace mucho tiempo no se sabe con certeza cuánto aluminio de los antitranspirantes se absorbe a través de la piel. Actualmente hay tres estudios en humanos de 2001, 2016 y 2019 sobre la absorción de aluminio a través de la piel (absorción dérmica o biodisponibilidad) de los antitranspirantes. Los tres estudios se basan en medir la concentración de aluminio en sangre y/u orina. La conclusión científica y la relevancia científica de los tres estudios difieren considerablemente. Solo el estudio de 2019 proporciona datos fiables sobre los que concluir sobre la tasa de absorción/ biodisponibilidad. El BfR utilizó estos datos como base para su evaluación de riesgos y de esto derivó la absorción a través de la piel en un cálculo modelo. El resultado fue que, según los datos actuales, es poco probable una contribución significativa de los antitranspirantes a la exposición total al aluminio. Quienes deseen protegerse de la absorción excesiva de aluminio, deben asegurarse de que los alimentos y bebidas ácidos y salados no entren en contacto con el aluminio, por ejemplo, a través de botellas, bandejas para hornear, bandejas para grill. Según los conocimientos científicos actuales, los niveles excesivos de aluminio en el organismo pueden tener efectos negativos sobre el sistema nervioso, los riñones y los huesos.
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Saiba mais sobre o assunto no site da BfR... https://www.bfr.bund.de/cm/349/faqs-about-aluminiumin-food-and-products-intended-forconsumers.pdf Sais de alumínio são usados em antitranspirantes para bloquear a sudorese e inibir o odor. Por muito tempo não se sabe há muito tempo quanto alumínio de antitranspirantes é absorvido pela pele. Existem atualmente três estudos em humanos de 2001, 2016 e 2019 sobre a absorção de alumínio através da pele (absorção dérmica ou biodisponibilidade) de antitranspirantes. Todos os três estudos baseiam-se na medição da concentração de alumínio no sangue e/ou urina. A conclusão científica e a relevância científica dos três estudos diferem consideravelmente. Apenas o estudo de 2019 fornece dados confiáveis sobre os quais concluir sobre a taxa de absorção/ biodisponibilidade. O BfR utilizou esses dados como base para sua avaliação de risco e isso levou à absorção através da pele em um cálculo de modelo. O resultado foi que, segundo dados atuais, é improvável uma contribuição significativa dos antitranspirantes para a exposição total ao alumínio. Aqueles que desejam se proteger da absorção excessiva de alumínio devem garantir que alimentos e bebidas ácidos e salgados não entrem em contato com o alumínio, por exemplo, através de garrafas, assadeiras, bandejas de grelhadas. De acordo com o conhecimento científico atual, níveis excessivos de alumínio no corpo podem ter efeitos negativos no sistema nervoso, rins e ossos.
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MEDIO AMBIENTE
US ECOLOGY LANZA
UN NUEVO SISTEMA DE RECICLAJE DE AEROSOLES
Una solución 100% sostenible para los residuos de aerosoles
US
Ecology se ha convertido en la primera y única empresa estadounidense en ofrecer tecnología de reciclaje de aerosoles (ART), una solución 100% sostenible para los residuos de aerosoles. El sistema ART, desarrollado exclusivamente con DeSpray Environmental, utiliza tecnologías de vanguardia con patente pendiente para producir metal reciclable, combustibles alternativos reutilizables y combustibles líquidos. Según US Ecology, este sistema es único porque captura y comprime completamente el gas propulsor en combustible líquido reciclable purificado, similar al gas licuado de petróleo, para oportunidades de reventa que apoyen una economía circular.
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Otros subproductos reciclables o reutilizables de las latas de aerosol que pasan por el sistema incluyen ladrillos metálicos reciclables y productos comprimidos en combustible alternativo reutilizable. El proceso totalmente cerrado de US Ecology también está equipado con sensores completos de captura de carbono y monitoreo de oxígeno para proteger el medio ambiente y la salud y seguridad del personal. Eelco Osse, director ejecutivo de DeSpray Environmental, dijo que si bien las tecnologías anteriores en el mercado reciclan porciones de la lata de aerosol o sus componentes, solo se ha demostrado que ART captura y recicla o reutiliza eficazmente el 100% de la lata, ya sea vacía o llena y el lanzamiento del sistema ART es una culminación del arduo trabajo y la dedicación de muchos miembros del equipo durante los últimos años, así como de asociaciones de beneficio mutuo con empresas igualmente conscientes del medio ambiente.
A SCOAC L IEANCDI O AR NIEOS
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A SCOACLIEAN CD I OAN REI O S
REUNIÓN CON
FUNCIONARIOS DE
DESARROLLO PRODUCTIVO
para trabajar en la recuperación del sector aerosolista Por: El Aerosólogo News
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as autoridades de La Unión Argentina de Aerosolistas (UADA), encabezadas por su presidenta, Dra. Gabriela Mazzeo, mantuvieron un encuentro con el Director Nacional de Desarrollo Regional y Sectorial, Leandro Mora Alfonsín, con el objetivo de presentar la institución ante las nuevas autoridades del Ministerio de Desarrollo Productivo y avanzar sobre las problemáticas específicas del sector aerosolista. Mora Alfonsín, quien estuvo acompañado por la Directora de Desarrollo Sectorial, Mariángel Ghilardi, y el asesor Guido Martino, repasó todos los programas gubernamentales orientados a las industrias y adelantó que de las 60 medidas próximas a ser anunciadas por el Presidente de la Nación, Alberto Fernández, más de un tercio apuntarán a la recuperación del sector productivo. Durante el encuentro, UADA tuvo la oportunidad de abordar las problemáticas particulares del mercado del aerosol y peticionar sobre tres puntos sobre los que nuestra institución viene trabajando en los últimos años. En primer lugar, se solicitó que AFIP habilite la denominación “en aerosol” en las partidas arancelarias abiertas por UADA en Aduana para poder intervenir oportunamente como veedores.
En segunda instancia se reclamó la actuación de oficio de los organismos estatales ante denuncias de las cámaras por irregularidades. También se instó a agilizar la presentación y aprobación del Reglamento Técnico aerosolista para que los productos importados que ingresen al país cumplan con la misma legislación que la producción local. Además, se propuso la convocatoria a un Acuerdo Sectorial que incluya a todos los actores de la cadena productiva, incluidos los formadores de precio. En ese contexto, las autoridades de UADA pidieron que sea invitada la Cámara Argentina del Aerosol (CADEA), entre otras instituciones. Ante los requerimientos de UADA, el funcionario se comprometió a agilizar y acelerar las gestiones para avanzar en los puntos mencionados. Como corolario del encuentro, Leandro Mora Alfonsín se mostró especialmente interesado en recuperar la capacidad exportadora de nuestro sector y expresó la voluntad del Gobierno Nacional de orientarse a la recuperación productiva de cara a la pospandemia. Esta reunión fue posible gracias a la participación de UADA en instituciones regionales como la Asociación de Industriales de la Provincia de Buenos Aires (ADIBA).
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INDUSTRIA
ANÁLISIS Y ESTIMACIÓN DE LA GENERACIÓN Y DISPOSICIÓN FINAL DE
ENVASES METÁLICOS EN MÉXICO Estudio realizado por la Escuela Nacional de Ciencias Biológicas del Instituto Politécnico Nacional
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INDUSTRIA
RESUMEN
INTRODUCCIÓN
El estudio de análisis y estimación de la generación y disposición final de envases metálicos en México, realizado por el Instituto Politécnico Nacional, para la Cámara Nacional de Fabricantes de Envases Metálicos (CANAFEM), consistió en hacer una estimación de la generación y disposición final de envases metálicos de aluminio y acero en sitios de disposición final (SDF) en las principales ciudades de México.
El estudio consistió en hacer una estimación de la generación y disposición final de envases metálicos de aluminio y acero en las principales ciudades de la República Mexicana.
Se eligió el enfoque de balance de masas, a través de las diferentes etapas del manejo integral de residuos sólidos (MIRS), por ser este el único método para determinar la generación y el movimiento de residuos sólidos (en este caso, de envases metálicos) con cierto grado de fiabilidad. Se determinaron parámetros como el peso promedio de un envase de acero y aluminio (como residuo) así como el peso volumétrico de los mismos. Además se hizo un muestreo que permitió determinar cuáles son los tipos de envases más comúnmente desechados en casas-habitación de nivel socioeconómico 6, en la Ciudad de México. El proyecto incluye el desarrollo de un modelo matemático de estimación de la distribución de envases en los residuos de la CDMX, el cual puede ser replicado también en las ciudades de Guadalajara y Monterrey.
A raíz de la prohibición de los plásticos de un solo uso se ha desatado una polémica sobre los empaques y envases que rápidamente se convierten en residuos. Bajo este hecho una de las preguntas de investigación del presente estudio fue: ¿Pueden los envases metálicos ser considerados un ejemplo de “envases sustentables” dentro del nuevo modelo de la economía circular? Este proyecto se enfocó en estudiar el ciclo de lo que está sucediendo con los envases metálicos una vez que se desechan y en dilucidar si estos están contribuyendo significativamente al problema de los residuos o no.
ANTECEDENTES La producción de envases metálicos en México, en el año 2018 fue de 21 mil 580 millones de unidades de envases según datos proporcionados por la CANAFEM, de los cuales el 84.6% correspondió a envases de aluminio y 15.4% a envases de acero.
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OBJETIVOS Los objetivos del presente estudio son: 1. Hacer una revisión bibliográfica exhaustiva de instrumentos de la política ambiental que permitan estimar porcentaje promedio de envases encontrados en SDF. 2. Realizar una estimación de envases metálicos generados en casas-habitación de la CDMX. 3. Obtener las principales categorías de envases metálicos consumidos en una muestra de casashabitación. 4. Obtener el valor de peso específico (peso volumétrico) de una mezcla de envases metálicos para poder hacer la conversión de unidades producidas a su equivalente en peso. 5. Establecer estructura del proceso de acopio, almacenamiento, transporte y recuperación de envases metálicos en las etapas previas a la disposición final de envases, mediante la identificación de variables. 6. Desarrollar un modelo matemático para la estimación de envases recuperados en la CDMX y de envases que llegan a SDF, que pueda ser replicado en otras ciudades.
MÉTODOS Para dar cumplimiento a los objetivos anteriores se utilizaron los siguientes métodos: • Para el objetivo 1 se realizó una revisión bibliográfica exhaustiva de instrumentos como Programas estatales de residuos, programas municipales de Manejo de RSU, estudios de diagnóstico de RSU, etc. que nos dieran datos de composición de los RSU en diferentes lugares de la República Mexicana y a partir de ellos extraer datos relevantes de porcentajes de envases metálicos que llegan a la basura. • Para los objetivos 2 y 3 se realizó un muestreo para la determinación de los principales tipos de envases metálicos (EM) en los residuos de casas-habitación así como la clasificación de los envases recolectados para saber cuáles son las principales categorías que podemos encontrar en los desechos de casas-habitación. 22
• Para cumplir con el objetivo 4 se determinó la masa y peso volumétrico de diversas muestras de envases metálicos (de acuerdo a la norma técnica NMX – AA – 19 – 1985). • Para el objetivo 5 se determinó el proceso de acopio y recuperación de envases metálicos para la CDMX por el método de balance de masa, ya que es el método más confiable para este fin. Adicionalmente, se visitaron centros de acopio de residuos para obtener datos de campo y dilucidar los eslabones en la cadena de recuperación y reciclaje de los envases metálicos. • Finalmente con toda la información de los puntos anteriores, se desarrolló un modelo de distribución para la CDMX ya que es la única ciudad del país que cuenta con inventarios históricos de residuos de hasta 13 años atrás (siendo el primero el de 2006 y el último el de 2018, que es el año base del presente estudio). El sistema se delimitó a la CDMX y a partir de los resultados se hicieron escenarios para Guadalajara y Monterrey.
CONTEXTO DEL MANEJO DE LOS RESIDUOS EN MÉXICO En análisis de lo que sucede con los residuos de los productos que consumimos es una vía válida para inferir valores desconocidos de lo que sucede, en el caso del presente proyecto, con los envases metálicos cuando estos son desechados por las personas o al término de su vida útil. De hecho, el estudio de lo que como sociedad desechamos se usa para elaborar indicadores del grado de industrialización de un país, de sus hábitos de consumo, etc. En México, la Ley General para la Prevención y Gestión Integral de Residuos, (LGPGIR) clasifica a los residuos en sólo tres categorías: residuos sólidos urbanos (RSU), residuos de manejo especial (o RME y que son los que se generan en gran volumen principalmente en las actividades primarias como agricultura, silvicultura, pesca, etc. o en actividades como la construcción, residuos de construcción, residuos electrónicos y que requieren planes de manejo debido a su gran cantidad y volumen); y finalmente los residuos peligrosos (o RP). Los envases metálicos usados o desechados pertenecen a la categoría de RSU.
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Hay tres parámetros de los RSU que son muy importantes de medir para la planeación de necesidades de infraestructura tales como: plantas de selección, estaciones de transferencia, plantas de tratamiento o reciclaje o vertederos de residuos. Estos parámetros son: la generación per cápita (gpc), la composición de los residuos y el peso volumétrico (pv).
Para las ciudades que son objeto del presente estudio se tienen los siguientes datos: 1 Existe un nuevo Diagnóstico Nacional de Residuos publicado en mayo de 2020 (con datos de 2017) que indica que la generación per cápita promedio nacional es de 0.944 kg por habitante por día.
GENERACIÓN PER CÁPITA GUADALAJARA, JALISCO Según el Diagnóstico Básico de Residuos de 2012, en México la generación pércapita promedio fue de 0.96 kilogramos por habitante por día1 . Si multiplicamos la gpc por el número de habitantes de un país, en este caso 125 millones 300 mil habitantes (haciendo una proyección de la población a 2018 a partir de datos de INEGI) tenemos una generación total estimada de 120 mil 288 toneladas diarias de residuos.
COMPOSICIÓN La composición de los residuos a nivel nacional se muestra en la figura 1. La mitad de los residuos corresponden a compuestos orgánicos. Los residuos de aluminio y metales ferrosos corresponden a 1.5% y 1.1%, respectivamente.
La información del Programa Estatal para la Prevención y Gestión Integral de Residuos del estado de Jalisco 2016 – 2022 se usó como base para la estimación de datos en la Ciudad de Guadalajara. La población estimada a 2018 es 1,421,192 habitantes con una generación per cápita 1.29 kg/hab.d lo que a su vez se traduce en una generación total promedio de 1828 toneladas diarias de residuos sólo en el municipio de Guadalajara. La mitad de los residuos que se producen son residuos orgánicos biodegradables (53.88%), seguido de plásticos con 12.99%, residuos sanitarios con 12.56% y los materiales como material ferroso (en donde estarían contenidas las latas de acero) representan el 1.2 por cierto del total, mientras que las latas de aluminio representan el 0.27%.
Composición de los RSU a nivel nacional. Fuente: Diagnóstico básico para la prevención y gestión integral de residuos. (SEMARNAT, 2012)
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MONTERREY, NUEVO LEÓN El último Programa Estatal de Residuos de Nuevo León disponible (2009 – 2015) reporta una gpc de 1.32 kg/hab.d y una generación total de 1,319 toneladas diarias de residuos. Desafortunadamente este programa no contine una gráfica de composición que pueda ayudarnos a deducir cuánto de esto son envases metálicos por lo que para Monterrey se usaron los porcentajes de composición nacionales.
CIUDAD DE MÉXICO La Ciudad de México (CDMX), es un caso aparte ya que por sí sola genera casi el 10% del total nacional. Según el Inventario de Residuos Sólidos (IRS) de 2018, se generaron 13076 toneladas diarias de residuos. Los habitantes de la CDMX tienen una generación per cápita promedio de 1.38 kg/hab.d, una de las tasas más altas del país. Ninguno de los 13 inventarios de residuos publicados por el Gobierno de la Ciudad de México contiene una gráfica de composición, que como ya mencionó anteriormente, es un dato muy importante para saber qué es lo que tiramos qué de ello se podría aprovechar y valorizar. Por lo tanto, la gráfica de composición para la Ciudad de México, se obtuvo a partir de dos estudios muy detallados que se publicaron en 2009 y 2013 y con los cuales fue posible obtener porcentajes precisos de latas de acero y de aluminio en los desechos de la ciudad. Prácticamente el 50% de los residuos de la Ciudad son orgánicos, seguido de los residuos sanitarios con 10.77%. El aluminio figura con 0.29% mientras que el material ferroso representa el 1.16%. Esto es importante saberlo porque, a partir de datos de composición de los residuos, es posible estimar indirectamente la cantidad de envases metálicos que se utilizaron y que posteriormente fueron desechados en una Ciudad. Esto partiendo de la premisa de que, si se compran y usan 5 envases metálicos, este mismo número de envases podrán ser rastreados en camiones 24
recolectores o en las plantas de transferencia de la CDMX (quizás con alguna pérdida pero su rastreo en los servicios de recolección es una medida indirecta de la cantidad de envases metálicos que se distribuyeron a la ciudad). La ciudad de México entonces se tomó como base para el balance de materia y modelo del presente estudio debido a que es la Ciudad que tienen más infraestructura para el manejo de sus residuos. Cuenta con 12 estaciones de transferencia (ET) en donde se trasvasan 8346 toneladas diarias (de las 13 mil que se generan). Además cuenta con dos plantas de selección en donde se recuperan 184 toneladas diarias de materiales, dos plantas de compactación en las cuales se recuperan 769 toneladas diarias de RSU que se mandan a coprocesamiento en cementeras; así como ocho plantas de composta donde se procesan 1383 ton/d de materia orgánica. Finalmente se envían a disposición final 8107 toneladas diarias, las cuales se depositan en cinco sitios de disposición final (cuatro ubicados en el Estado de México y uno en el estado de Morelos).
RESULTADOS A continuación se presenta un resumen de los resultados obtenidos, siguiendo el orden de los objetivos planteados. • Revisión bibliográfica: porcentajes de envases de aluminio y acero en los RSU A nivel estatal, los estudios recopilados reportan un promedio de 1% de envases de aluminio (a veces reportados como aluminio y a veces como latas de aluminio) mientras que, para los envases de acero, puede deducirse que se encuentran siempre en el rubro “material ferroso” con un promedio de 1.4% , de lo cual no necesariamente todo corresponde a envases. (Los resultados detallados se encuentran en el Anexo IV del informe final). Para la Ciudad de México, el estudio realizado por Duran et. al., en 2013 reportó un promedio de 0.29% de latas de aluminio y 1.16% de metales ferrosos en el estudio de composición realizado por él y sus colaboradores.
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Otro estudio, realizado por Tovar et.al., en las estaciones de transferencia de RSU en 2009, sí desagrega la fracción latas de aluminio y latas de acero. A partir de los datos medidos en cada estación de transferencia se obtuvieron los siguientes promedios: 0.3% de latas de aluminio y 1.49% de latas de acero. • Principales categorías de envases metálicos en casas – habitación. El muestreo se realizó durante todo el mes de septiembre de 2019 en 58 viviendas. Los resultados fueron los siguientes:
Número de envases metálicos recolectados 620 Generación de envases metálicos per cápita por semana Desviación estándar de generación per cápita por semana: 2.18
Los diez envases más frecuentemente desechados en este muestreo en casas – habitación fueron, de mayor a menor frecuencia: 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10.
Atún (acero) Cerveza (aluminio) Refresco (aluminio) Leche condensada azucarada (acero) Leche evaporada (acero) Elote (acero) Jugo (acero) Chiles jalapeños (acero) Chiles chipotles (acero) Ensalada de legumbres (acero)
Masa y peso volumétrico de los envases metálicos. La masa promedio de un envase de aluminio en los RSU se estimó en 0.026 kg, mientras que para latas de acero se obtuvo un valor de 0.044 kg (esto debido a la variación entre los tipos de latas de acero encontradas en las muestras de residuos).
Respecto a los resultados de peso volumétrico se obtuvieron los siguientes datos a partir de mediciones en el laboratorio y en centros de acopio de RSU: - El valor promedio de peso volumétrico de latas de aluminio fue de 48.31 kg/m3. - El peso volumétrico de una mezcla de latas de acero es de 107.73 kg/m3. - La mezcla de latas de aluminio y acero promedió 78.48 kg/m3. El anexo V del informe final muestra los resultados a detalle. Proceso de acopio, almacenamiento, recuperación y disposición final de envases metálicos en las etapas de manejo de residuos. Se identificaron los siguientes eslabones que participan en el proceso de producción – distribución – acopio, reciclaje de los envases metálicos: • Fabricantes de envases metálicos. • Centros generadores de residuos de envases: viviendas (v), unidades económicas (UE) y grandes generadores (GG). • Centros de acopio mini (Cami). • Centros de acopio maxi (CAMaxi). • Empresas fundidoras (F): quienes realizan la fundición y reciclaje de los envases metálicos. • SDF: sitios de disposición final de residuos. El esquema de la figura 2 resume el modelo que explica el movimiento de los envases metálicos a través las etapas del manejo de residuos de la Ciudad de México: • El bloque azul representa la cantidad de envases metálicos distribuidos a la Ciudad de México (a partir de la producción nacional). Para estimar esta cantidad se usó la suma de los porcentajes de envases de aluminio y acero encontrados en los residuos de la CDMX, según el estudio de Tovar et al (1.49% del total de residuos de la ciudad). • El bloque verde representa los envases distribuidos en la Ciudad de México y desechados por cualquiera de las siguientes unidades: viviendas, grandes empresas o grandes generadores, unidades económicas (tiendas, restaurantes, etc.); otros generadores (edificios institucionales), así como los envases encontrados en la vía pública. 25
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Esquema del movimiento de los RSU (incluidos los envases metálicos) en la Ciudad de México. Fuente: elaboración propia.
• El bloque naranja representa los residuos que, una vez desechados, son captados por el servicio de limpia y recolección de la ciudad y/o por centros informales de acopio minoristas (CAmi), campañas de recolección de residuos, así como los recolectados en la Central de Abasto (CEDA). • Finalmente, en el bloque anaranjado se representa todo lo que eventualmente llega a centros de acopio mayoristas (CAMaxi), vía los centros Cami; las estaciones de transferencia (ET), las plantas de selección (PS), etc., y eventualmente llega a las plantas las fundidoras para su reciclaje. Aún con la recuperación que ocurre en todos estos eslabones, una pequeña parte de envases metálicos llegará a vertederos de basura (SDF) en los cuales puede ocurrir una última recuperación de material (gracias a la pepena informal en sitios de disposición final). Es importante aclarar que todo este sistema no necesariamente ocurre dentro de los límites territoriales de una sola ciudad. El modelo de distribución anterior se basa en la estimación de índices de generación. Por ejemplo, para obtener el índice de generación de EM en viviendas de la CDMX usamos el dato de INEGI de 2,601,323, las cuales generaron (de acuerdo al inventario de RS) 6274 toneladas diarias de residuos. Entonces, la generación del total de viviendas divididas entre el número viviendas nos 26
da un índice de residuos por vivienda de 0.0024 ton/d (o, lo que es lo mismo 2.4 kg/ vivienda por día. De esto, el 1.74% corresponde a envases metálicos, Por lo tanto, el índice de desecho de envases metálicos en una vivienda de la CDMX es de aproximadamente 0.04 kg/dia. El inventario de la CDMX reportó en 2018 una generación de 13073 ton/día de basura (ó 13539 ton/ día calculadas por el sistema). El porcentaje de envases metálicos en los RSU de la CDMX es de 1.76%, es decir, 238.28 ton/día (que se considera fueron distribuidos a la CDMX). Para poder transformar las toneladas de envases metálicos en los residuos a su equivalente en unidades se ideó el concepto de una lata teórica que contiene la misma proporción de aluminio y acero de los envases producidos a nivel nacional. Es decir, 4.6% de aluminio y 15.4% de acero. Con esta proporción y con los valores promedio de peso obtenidos a partir de nuestras mediciones determinamos un peso teórico de un envase en la basura de 0.029 kg. Esto permite convertir de kg de envases a número de unidades de envases metálicos. En resumen, se estimó que en la Ciudad de México se distribuyen y desechan aproximadamente 230.1 ton/d de las cuales 190.2 quedan retenidas en centros de acopio Maxi y eventualmente esta cantidad llega a
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las fundidoras (ubicadas fuera de la Ciudad de México). El resto estaría yendo a parar a SDF y se pierde en alguna otra etapa (esto está considerado en el rango del error del modelo). Para estimar la cantidad de EM que no son recuperados en ninguno de los eslabones anteriores pero que aún pueden ser recuperados gracias a la pepena en SDF, se hicieron tres escenarios: el primero de 75% (escenario 1) de recuperación; el escenario 2 con 50% y el escenario 3 con 25% de recuperación. Quitando esta cantidad se pudo entonces calcular un rango de envases que podrían estarse quedando en los sitios de disposición final sin aprovechamiento alguno. Finalmente, el modelo convierte las toneladas diarias en unidades de envases de acero y aluminio por medio del peso de la lata teórica de aluminio – acero. (0.029 kg). El porcentaje estimado de envases que no llegan a sitios de disposición final y que por lo tanto se están integrando a la cadena de reciclaje es de al menos 96.6%.
CONCLUSIONES En el muestreo en casas-habitación se obtuvo una generación per cápita de envases metálicos promedio de 1.63 unidades por semana con una desviación estándar de 2.18. El porcentaje de recuperación/reciclaje obtenido según el modelo matemático para la CDMX es de: 96.6%. A partir de la revisión de fuentes bibliográficas estatales y el análisis de datos, se concluyó que se pueden encontrar un promedio de 1% de latas de aluminio y un 1.4% de material ferroso (en el que están incluidas latas de acero) en los RSU a nivel nacional. A partir del análisis de documentos de nivel municipal se obtuvo un valor de 1.33% de latas de aluminio (aunque puede incluir otro tipo de aluminio) y 0.63% de material ferroso en RSU recolectados. A nivel nacional se puede decir que los envases de aluminio en los RSU están entre el 0.27 y el 0.3%, mientras que para envases de acero la cifra puede estar entre 0.88% y el 0.96% del total de RSU recolectados en una muestra del territorio mexicano. De esto, podría generalizarse que hasta el 96.6% se quedan en algún eslabón de la cadena de reciclaje, ya que los envases metálicos tienen un 28
valor considerable en el mercado de compraventa de residuos. Por lo tanto, los valores promedio de envases metálicos esperados en SDF son aún más bajos y dependen del porcentaje de recuperación que la última pepena que se da en los SDF. Para este estudio se corrieron tres escenarios (recuperación del 25%, 50% y 75% y el resto se consideró como el porcentaje de envases metálicos que potencialmente podrías estarse quedando en SDF sin reciclaje. Es importante mencionar que en México la pepena en SDF de hecho sí ocurre (aunque en algunos SDF está prohibida, pero casi siempre se permite la entrada de recolectores informales que recuperan materiales), por lo que el escenario 1 es plausible. A diferencia de otro tipo de residuos como los plásticos (PET, HDPE), los envases metálicos rara vez quedan confinados en un SDF debido a su alto valor en el mercado. Para la Ciudad de México se estimó que entre 6,046 (mejor escenario) y 18,137 (peor escenario) envases metálicos (de acero o aluminio) diarios, podrían haber quedado en SDF, durante 2018. Esto representaría el 0.07% (mejor escenario) del total de envases distribuidos a la CDMX, mientras que en el peor escenario este porcentaje podría ser de 0.22% de envases no reciclados. Para la Ciudad de Guadalajara se estimó que entre 1,614 y 4,842 envases de aluminio; y entre 3391 y 10172 envases de acero diarios, podrían haber quedado en SDF. Mientras que para la Ciudad de Monterrey se estimó que entre 1,293 y 3880 envases de aluminio; y entre 2,242 y 6,726 envases de acero diarios, podrían haber quedado sin reciclaje, bajo los escenarios propuestos. El peso promedio de un envase de aluminio se estimó en 0.026 kg mientras que un envase de acero promedio se estimó en un peso de 0.044 kg. El peso de un envase metálico genérico compuesto de 84.6% de aluminio y 15.4% de acero (de acuerdo con la proporción de la producción nacional en 2018) se estimó en 0.029 kg. Los envases de acero prácticamente no sufren compactación. Su peso específico varía de acuerdo con las mediciones realizadas, entre 107 y 144 kg/m3 lo que lo hace más pesado en su transporte (y por ende más
INDUSTRIA
costoso). Su precio de compra venta promedio durante el periodo de estudio fue de $0.5 MXN/kg. Los envases de aluminio son fácilmente compactables. Su peso específico es menor y varia entre 25 y 54 kg/m3 (como latas semi-compactas). Esto lo hace un material más viable de transportar a menor costo. El precio de compra venta promedio durante el periodo de estudio estuvo entre $12 y $18 MXN/kg.
El modelo matemático aún es perfectible y es necesario alimentarlo con datos obtenidos en campo de centros de acopio maxi y de más fundidoras, así como desagregar y calcular índices de generación para otros eslabones que no fue posible determinar. Además, aún está pendiente replicarlo para las ciudades de Guadalajara y Monterrey, pero para ello son necesarios más datos del sistema MIR que aún no están disponibles para estas ciudades.
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l Grupo Orbis desarrolló en tiempo récord un desinfectante en aerosol para espacios y superficies. El proceso de investigación y desarrollo del producto, que en el mercado se encontrará bajo la marca Brizzé, se hizo a través de un minucopsp estudop para incorporar materias primas óptimas para su funcionamiento y aplicación, con el din de que el producto cumpla con la función de desinfectante y aromatizante. El producto es un aerosol cuyas partículas garantizan mayor cobertura y tiempo de permanencia en los espacios y superficies, sin generar ningún impacto en el medioambiente y la capa de ozono, pues según explicaron, está libre de clorofluorocarbono (CFC) en su formulación que fue avalada también por el Laboratorio de Microbiología Industrial (ICMT) de la Universidad CES, donde se determinó su capacidad bactericida eliminando hongos y bacterias en el aire y en las superficies.
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CALENDARIO
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PRÓXIMOS EVENTOS
En Aerosol La Revista actualizamos la información de los eventos que están pospuestos, los que se reprogramaron para otras fechas y los que se cancelaron definitivamente, debido a la emergencia sanitaria mundial por la propagación del COVID-19.
Luxe Pack Paris Édition Spéciale Carreau du Temple, Paris, France editionspeciale-luxepack.com/en/
Aerosol Association of Australia Aerosol 2020 Pier One Hotel, Sydney, Australia aerosol.com.au
Cancelado
Cena de Fin de Año del IMAAC
Cancelado
Camden Park, Cheshire, UK. bama.co.uk
OCTUBRE 22
Western Aerosol Information Bureau (WAIB) Annual Conference
NOVIEMBRE 20
Camden Park, Cheshire, UK. bama.co.uk
Eastern Aerosol Association (EAA) Fall Meeting.
(Nueva Fecha)
NOV 30-DIC 01
(Pospuesto para junio 2021)
okaytospray.net
British Aerosol Manufacturers’ Association (BAMA) Forum & Awards
March 21–23, 2021
Midwest Aerosol Association (MAA) Annual Meeting
OCTUBRE 14
Paris, France. cfa-aerosol.com
CANCELADO
French Aerosol Committee (CFA) Aerosol Trades Training, “Getting to Know Aerosols.”
POSPUESTO PARA 2021
CANCELADO
OCTUBRE 13-15
EN EL MUNDO DEL AEROSOL
Sheraton Mahwah, Mahwah, NJ. easternaerosol.com
Restaurante del Lago, CDMX, México
Aerosol Summit: Vision 2021 Sheraton Grand Nashville Downtown, Nashville, TN. www.nationalaerosol.com
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ÍNDICE DE ANUNCIANTES
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ÍNDICE DE ANUNCIANTES
ÍNDICE DE ANUNCIANTES
2ª de forros
Desarrollo y Distribución de Especialidades Químicas, S.A de C.V.
Página 1
Terco, Inc.
Página 2
Aerosol La Revista, S.A. de C.V.
Página 3
Chumboon Metal Packaging Corporation.
Página 5
Válvulas de Fadeva, S.A.
Página 13
Summit de Sudamérica S.R.L.
Página 15
Válvulas de Precisión, S.A. de C.V.
Página 17
Lindal México, S.A. de C.V.
Página 19
Majesty Packaging International, Ltd.
Página 27
Nayala, S.A. de C.V.
Página 29
Pamasol Willi Mäder AG.
Página 30
Aerosol Europe.
Página 31
Química Marcat, S.A. de C.V.
Página 34
Desarrollo y Distribución de Especialidades Químicas, S.A de C.V.
Página 34
Propysol, S.A. de C.V.
Página 34
Aerosol La Revista, S.A. de C.V.
Página 34
Pamasol Willi Mäder AG.
Página 34
Envatec, S.A. de C.V.
Página 34
Terco, Inc.
3ª de forros
Envatec, S.A. de C.V.
4ª de forros
Propysol, S.A. de C.V.
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CONSENTIDO DEL HUMOR
Homenaje a Jorge Gonzรกlez
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