El uso de la energía en todas sus formas proporciona un enorme beneficio a la sociedad, sin embargo, también está asociado a numerosos desafíos medioambientales y sociales. La generación de electricidad a partir de combustibles fósiles, produce diferentes impactos negativos. Los más significativos, a nivel local, la contaminación atmosférica, a nivel regional, la lluvia o deposición ácida, y a nivel global, el cambio climático.
Estos impactos provocados por la generación de electricidad son considerados Costos Externos o Externalidades cuando no son incluidos en los precios del mercado de la energía y por tanto distorsionan las decisiones económicas óptimas. Las sociedades modernas se encuentran ante el reto de poder “internalizar” los costos asociados a estos impactos. Sin embargo, aunque no lleguen a ser propiamente internalizados, el simple hecho de conocerlos, ayuda a crear condiciones más favorables para el trazado de políticas y estrategias con vistas a reducir las emisiones generadas por este sector, entre las que podrían incluirse: la introducción de tecnologías de reducción o control de emisiones, el empleo de combustibles más eficientes y/o menos contaminantes entre otros. Nuestros estudios se enfocan básicamente en los daños provocados por la contaminación atmosférica.
El uso de la biomasa en Cuba para la generación de electricidad se realiza principalmente en centrales azucareros con doble finalidad, la producción de calor y electricidad. En los llamados periodos de zafra los actuales centrales azucareros son capaces, a partir de los residuos de la caña, de producir la electricidad que necesitan y entregar el sobrante al Sistema Electroenergético Nacional.
Una capacidad instalada de 755 MW se espera incorporar paulatinamente hasta 2030 como parte de la estrategia actual de introducción de las fuentes renovables. La industria azucarera está llamada a cambiar la matriz energética actual con una participación de un 30% en el año 2030. Para las nuevas inversiones son indispensables las evaluaciones de impacto ambiental, demostrando que las nuevas instalaciones cumplen las normas ambientales establecidas y no agravan los problemas existentes. En el caso de los centrales azucareros los problemas de contaminación atmosférica no son tratados, ni sujetos a normativa. En la actualidad ningún central cuenta con tecnología de control de emisiones de partículas, existiendo quejas de la población por las emisiones de las mismas en poblados cercanos a estas instalaciones.
En el trabajo se determinan las externalidades atmosféricas del uso del bagazo como fuente de energía a partir de las emisiones de material particulado (PM10) de tres centrales. Para el estudio se contemplaron dos escenarios:
La figura 1 se muestra el ciclo de vida de la biomasa cañera. A partir de las etapas del ciclo de vida se pueden estimar los impactos medioambientales generados en cada una de ellas. Aunque sean identificados los impactos en el caso que describe la figura es necesario poder cuantificar los mismos.
Las externalidades atmosféricas como consecuencia de la quema de bagazo, debido a la emisión de material particulado, se pueden determinar utilizando la metodología vías de impacto (ExternE, 2005). Esta sigue el camino de los contaminantes desde que son emitidos hasta los receptores afectados, identificando y cuantificando las afectaciones (impactos) para posteriormente estimar los costos asociados.
Esta metodología comprende cuatro etapas (figura 2):
Caracterización de la fuente emisora: localización, datos de la chimenea, flujos de contaminantes emitidos, entre otros.
Dispersión: cálculo del incremento de las concentraciones de los contaminantes emitidos en las regiones afectadas (dominio local y regional), utilizando modelos de dispersión o transporte de contaminantes atmosféricos.
Evaluación de impactos: evaluación de funciones exposición-respuesta, las cuales relacionan un impacto físico observado o síntoma en la salud con una exposición dada a un contaminante.
Costos: evaluación monetaria de los impactos en la salud, tanto de morbilidad como de mortalidad.
Este método se utiliza con frecuencia para calcular las emisiones cuando no están disponibles datos de monitoreo específico para la fuente. Un factor de emisión (FE) es un valor representativo que intenta relacionar la cantidad de un contaminante liberado a la atmósfera con la actividad que genera esa liberación (actividad que pueda ser fácilmente medida como la cantidad de material procesado o combustible utilizado).
El modelo básico simplificado para el estimado de las emisiones, en su variante más simple, consiste en el producto de al menos dos variables: estadística de actividad (o datos de actividad) y un factor de emisión (FE) típico promedio para la actividad.
E
- Tasa de emisión.
A
- Tasa de actividad
FE
- Factor de emisión
EC
- eficiencia de control de la emisión (%)
Para esta investigación se consideró que el factor de emisión de PM10 es para el tipo de proceso no controlado, ya que en el caso nuestro las tecnologías de quema de biomasa no tienen control de emisión. Por lo tanto, la ecuación 1 queda de la siguiente manera:
En los casos modelados se empleó como tasa de actividad las toneladas de bagazo quemado por cada planta. Los FE de emisión empleados fueron 15.6 lb/ton para el caso base y 1.36 lb/ton para el caso de mitigación donde se asume un entorno controlado con limpiadores húmedos y el factor empleado es teniendo en cuenta una eficacia del 90% de estos (EPA, 2001b).
Para resolver la dispersión local de contaminantes se utilizó el Sistema AERMOD (AERMAP-AERMET-AERMOD). Para el Sistema AERMOD se utilizaron las últimas versiones liberadas por la EPA (EPA, 2001) y algunas herramientas de cálculo complementarias desarrolladas por el equipo de CUBAENERGÍA, haciendo las adecuaciones pertinentes para las condiciones del país.
Las características y localización de las fuentes de emisiones contempladas en el estudio se muestran en la Tabla 1 y figura 3.
El dominio de modelación empleado para el estudio de la dispersión de los contaminantes fue de 50 x 50 km, 25 km al Norte, 25 al Este, 25 km al Sur y 25 al Oeste del punto considerado origen. Dentro del dominio se define una rejilla cartesiana uniformemente espaciada. La rejilla cubre todo el dominio e incluye 121 receptores con separación de 5 x 5 km. En el estudio se contemplan en total 100 celdas.
La Tabla 2 muestra los datos utilizados en la modelación de dispersión de las partículas desde la fuente considerada para cada escenario y fuente: flujo másico de emisiones del contaminante en g/s, flujo volumétrico de emisiones de los gases de escape en m3/s y temperatura de salida de los gases de la combustión en grados K.
Para la evaluación se consideró que el tamaño del 90% de las partículas emitidas eran igual o menor a 10µm.
La medición del impacto de la contaminación atmosférica sobre la salud se realiza a través de “funciones exposición-respuesta” (FERs), las que relacionan el incremento de los niveles de concentración de los contaminantes durante un período de tiempo (exposición) con el incremento de la probabilidad de ocurrencia del efecto adverso (riesgo), determinando la proporción de sujetos afectados en la población (respuesta) (Rabl, 2002) (WHO, 2000).
El estudio actual propone seguir la metodología propuesta por Rabl (Rabl, 2002), y empleada en modelo de acuerdo a la ecuación 3. Esta metodología asume las FER lineales, sin umbral, calculando la pendiente de la FER como el incremento del riesgo relativo (IRR) al impacto, multiplicado por la incidencia base por la fracción de la población en riego.
fpop
- se corresponde con la fracción de la población en riesgo.
IRR
- es el cambio en la tasa de ocurrencia de una enfermedad (efecto adverso o variable respuesta) para una población expuesta al factor de riesgo objeto de análisis (en este caso el contaminante), por unidad de cambio en la concentración ambiental (µg/m3) para un tiempo de exposición promedio dado (horas, día, semanas, año).
La tasa natural de incidencia de una enfermedad en particular es la línea base, la cual se expresa en casos al año normalizado por persona (probabilidad individual de sufrir el efecto). Para la mortalidad, la línea base es la tasa anual de mortalidad para el grupo receptor. Este IRR se estima de la misma manera que coeficiente β, en los estudios log-lineales:
RR
- es el riesgo relativo y es la relación que existe entre la tasa de ocurrencia de un efecto entre un grupo poblacional expuesto y otro no expuesto.
Utilizando el valor de pendiente obtenido en la ecuación 3, los casos anuales atribuibles se podrán expresar de la siguiente forma:
ΔY
- Incremento en el número de casos anuales
POPj
- es el número de receptores en la localización j.
ΔCj
- es el cambio anual (variabilidad) en las concentraciones de un contaminante dado en el área j.
Las funciones exposición-respuesta más actuales de material particulado han sido obtenidas fundamentalmente para PM2.5 o PM10. Teniendo en cuenta que los incrementos de concentraciones se obtuvieron para material particulado total y PM10, se asumirán las siguientes relaciones:
la toxicidad de PM10 igual a 0.6 la de PM2.5 (SFER PM10 = 0.6* SFER PM2.5).
la toxicidad de las PM igual a 0.55 la de PM10 (SFER PM= 0.55* SFER PM10).
Estas relaciones han sido utilizadas previamente por otros autores como ExternE (ExternE, 2005) y Ostro (Ostro, 1996).
Para la mortalidad crónica, en este caso, se estiman los años de vida perdidos (AVP). Para este caso se utiliza el valor de pendiente SFER determinada en estudio realizado por Meneses (Meneses et al, 2008) basada en la metodología anterior.
Los estudios desarrollados para la morbilidad son menos frecuentes. En ausencia de estadísticas nacionales que recojan las incidencias de los efectos incluidos en el estudio se decidió utilizar como referencia la incidencia empleadas en los estudios de PM10. Las fracciones de la población se sacaron del anuario estadístico correspondiente al año 2015. El porcentaje de asmáticos se asumió igual al 8%. En el caso de las funciones obtenidas para niños se decidió aplicarla a una población entre 5-14 años. Los valores considerados son resumidos en la tabla 4.
La tabla 5 constituye un resumen de los incrementos expuestos anteriormente, estos fueron determinados por Meneses (Meneses et al, 2016).
ExternE en sus diferentes fases, ha asumido que una muerte aguda equivale a 6 meses 0.5 AVP. Por tanto para el cálculo de la pendiente de la función se utilizará el incremento mostrado en la tabla anterior multiplicada por los AVP/Caso, en este caso 0.5, de acuerdo a la siguiente expresión:
Como receptores se seleccionó a la salud por constituir el ser humano el más vulnerable a los efectos de la contaminación atmosférica. El valor total para la sociedad relacionado con un efecto adverso en salud tiene dos componentes: la primera el costo de la enfermedad para el paciente donde está incluido el valor total de los recursos médicos usados, más la pérdida de productividad y la segunda, la voluntad individual a pagar (WTP), entre otras, para evitar el dolor y el sufrimiento relacionado con la enfermedad. La primera puede valorarse con precios de mercado mientras que la segunda no tiene precios de mercado que puedan servir como referencia.
Los costos de mortalidad se valoran utilizando la metodología de voluntad a pagar (VAP). Existen diferentes métodos para estimar la voluntad a pagar para evitar una enfermedad, entre ellos el método de precios hedónicos, diferencias salariales y valoración contingente.
Para seleccionar los costos unitarios a emplear en el estudio se tomaron dos estudios de referencia: los valores propuestos por el proyecto ExternE y los valores propuestos por U.S. Environmental Protection Agency, (EPA, 2017). Estos costos son expresados de USD a CUC de acuerdo a la tasa de cambio vigente en el año 2015, alrededor de 1 (ONEI, 2017). Para los días laborales perdidos se asume la conversión de 1 CUP = 1 USD.
En la tabla 6 se muestra el resumen de los costos utilizados en el estudio.
En las tablas 7 y 8 se muestran las concentraciones máximas obtenidas para el período modelado (diciembre-abril) y para 24 horas respectivamente.
| Central | Concentración máxima para escenario base [µg/m3] | Concentración máxima para escenario mitigación [µg/m3] |
|---|---|---|
| Uruguay | 38.402 | 3.346 |
| Jesús Rabí | 0.631 | 0.055 |
| Ciro Redondo | 1.536 | 0.139 |
| Central | Concentración máxima para escenario base [µg/m3] | Concentración máxima para escenario mitigación [µg/m3] |
|---|---|---|
| Uruguay | 475.22 | 41.42 |
| Jesús Rabí | 3.05 | 0.26 |
| Ciro Redondo | 13.89 | 1.26 |
Para evaluar el impacto de la calidad de aire, el tamaño de la rejilla debe ser menor que el empleado. Lo recomendado es usar rejillas de 500 x 500 m o de 1 x 1 km, pues las concentraciones se diluyen al aumentar el área de la misma. En este trabajo la determinación de la calidad del aire no es el objetivo principal de estudio, por lo cual este aspecto no fue analizado.
Para los centrales azucareros los mayores costos del daño por las emisiones de PM10 fueron para el central Uruguay, seguidos por Ciro Redondo y Jesús Rabí. Estos resultados se muestran en la Tabla 9.
Los mayores costos, en todos los casos de estudios, están asociados a la bronquitis crónica. Esto es debido a la cantidad de casos que se reportan de este efecto y al valor de su costo empleado en el estudio según la Tabla 6.
Los valores obtenidos en CUC por tonelada de contaminante emitidos se muestran en la tabla 10. Estos son comparables con los obtenidos para las CTEs con áreas de impacto que no incluyen grandes ciudades.
| Escenarios | Central | $/ton PM10 |
|---|---|---|
| Escenario Base | Uruguay | 388.9 |
| Jesús Rabí | 95.2 | |
| Ciro Redondo | 199.9 | |
| Escenario Mitigación | Uruguay | 33.8 |
| Jesús Rabí | 8.3 | |
| Ciro Redondo | 18.1 |
En el escenario de mitigación los costos por toneladas de material particulado disminuyen apreciablemente, por lo cual queda en evidencia la importancia de considerar las tecnologías de reducción de emisiones tanto para disminuir el impacto en salud como en los costos asociados a las emisiones.
Desde el punto de vista de impacto en salud, se estimaron los incrementos en los casos de enfermedad como resultado del impacto del PM10 emitido por las plantas evaluadas. En la Tabla 11 para los impactos de morbilidad se indica el número de casos al año, mientras que para la mortalidad se muestran el número de años de vida perdidos (AVP). Los valores mostrados son el total para ambos escenarios.
Desde el punto de vista de impacto en salud el total de casos por año que resulta de la evaluación es de 59, que disminuyen a 4 casos al tener en cuenta tecnología de control de emisiones. El central que más casos aporta es el Uruguay, en correspondencia con las mayores externalidades calculadas. Para este, el total de casos al año en el escenario base, es de 39, mientras que para el escenario de mitigación disminuye sustancialmente obteniéndose solo 3.
Los costos de impacto por kWh de generación, que se muestran en la Tabla 12, son superiores a los obtenidos para las CTEs en estudios anteriores (ExternE, 2005). En estos el costo fue de 0.95 USD por kWh como promedio y los valores oscilaron entre 1.22 y 0.56 USD por kWh. En el escenario de mitigación estos costos se reducen en un orden.
En el estudio se considera que todo el bagazo quemado se emplea para generar electricidad y a partir de aquí se determinan los costos, por lo cual los valores reales deben ser menores, pues parte del bagazo se emplea en generar calor para los procesos del central.
| Escenarios | Central | CUC/kWh |
|---|---|---|
| Escenario Base | Uruguay | 2.0 |
| Jesús Rabí | 0.8 | |
| Ciro Redondo | 0.8 | |
| Promedio Escenario Base | 1.2 | |
| Escenario Mitigación | Uruguay | 0.2 |
| Jesús Rabí | 0.1 | |
| Ciro Redondo | 0.1 | |
| Promedio Escenario Mitigación | 0.13 |
En el proyecto CASES (Cost Assessment for Sustainable Energy Systems) (CASES, 2008) que tuvo como objetivo obtener una evaluación completa y coherente de los costos totales de las fuentes energéticas que incluían los costos externos y los costos privados, se obtuvo como resultado que para la quema de biomasa (paja) para la generación de calor y electricidad, las externalidades por el impacto en salud fueron de 1.5 centavos de euros/kWh. En nuestro estudio las externalidades promedios para el escenario base fueron de 1.2 centavos CUC/kWh, por lo cual los resultados obtenidos se consideran en el orden de los estudios europeos.
Para los centrales azucareros evaluados los costos totales del daño, debido a la emisión de PM10, fueron superiores para el Central Uruguay (667.2 MCUC). Estos costos disminuirían considerablemente al considerar una tecnología de control de emisiones.
Los costos de impacto por kWh de generación en los centrales, son superiores a los obtenidos para las CTEs, lo que demuestra que hay un volumen alto de emisiones por generación de electricidad. Esto hace imprescindible un estudio económico con vistas al control de las emisiones de los centrales azucareros.
Las externalidades promedios para el escenario base por impacto en salud fueron de 1.2 centavos CUC/kWh, por lo cual, los resultados obtenidos se consideran en el orden de los estudios europeos que reportan en la quema de biomasa (paja) para la generación de calor y electricidad, externalidades por impacto en salud de 1.5 centavos de euros/kWh.
Las externalidades ambientales atmosféricas deben ser consideradas tanto en los estudios de factibilidad económica como en los de planificación como un costo evitado. Las metodologías propuestas constituyen un análisis de varias metodologías existentes y que consideramos se ajustan a las condiciones de Cuba. Sin embargo, teniendo en cuenta que cada caso de estudio tiene sus particularidades existirán impactos que necesiten ser evaluados para casos muy particulares.