ASIGNACIÓN DE IMPACTOS SOBRE EL CO EN EL PROCESO DE RECICLAJE DE … · El caso del CO2 en el reciclaje de cartón es un tanto particular, tanto por sus valores de signo invertido

I Simposio Iberoamericano I Simposio Iberoamericano I Simposio Iberoamericano I Simposio Iberoamericano dededede Ingeniería de Residuos Ingeniería de Residuos Ingeniería de Residuos Ingeniería de Residuos Castellón, 23-24 de julio de 2008.

ASIGNACIÓN DE IMPACTOS SOBRE EL CO 2 EN EL PROCESO DE RECICLAJE DE CARTÓN. PROBLEMÁTICAS

ENCONTRADAS Y POSIBLES SALIDAS

Collado-Ruiz, D1.*; Cháfer, M.C.1; Viñoles, R.1; Capuz, S1. 1Universidad Politécnica de Valencia, España.

Resumen

La norma ISO 14040, en su definición del Análisis de Ciclo de Vida (ACV), determina como la fuente principal de información sobre el sistema el “inventario de entradas y salidas relevantes del sistema”. No obstante, en algunos casos las entradas y salidas no son claramente atribuibles a uno de los procesos en el sistema, o incluso al sistema en sí mismo. Un ejemplo de asignación de impactos en los que no es claro a qué sistema pertenecen algunos de los procesos es el reciclaje de materiales a partir de residuos. Debe definirse tanto a quién se atribuye los impactos del proceso de reciclaje, como sobre quién recaen los impactos evitados – principalmente los de fin de vida del sistema que recicla, y los de obtención de las materias primas del que utiliza materiales reciclados. El caso del CO2 en el reciclaje de cartón es un tanto particular, tanto por sus valores de signo invertido (por el efecto sumidero de carbono) como por la variabilidad en las cantidades de uso de reciclado y de reciclaje. El presente estudio analiza, para el caso de cajas para el transporte de fruta y verdura fabricadas en este material, los potenciales efectos de escoger una alternativa u otra para la asignación de impactos. Junto al análisis de la magnitud de las diferencias entre los resultados, se concluirán recomendaciones para futuros ACVs en lo que a esta compleja decisión respecta.

Palabras clave: Análisis de Ciclo de Vida (ACV), asignación de impactos, reciclaje, cambio climático.

Introducción

La norma ISO 14040 (2006) define el Análisis de Ciclo de Vida (ACV) como una “técnica para determinar los aspectos ambientales e impactos potenciales asociados a un producto: compilando un inventario de las entradas y salidas relevantes del sistema; evaluando los impactos ambientales potenciales asociados a esas entradas y salidas, e interpretando los resultados de las fases de inventario e impacto en relación con los objetivos del estudio”.

En una primera aproximación, esta definición parece clara y unívoca. Si un proceso dentro del sistema estudiado tiene entradas y/o salidas, se contabilizan. No obstante, en algunos casos las entradas y salidas no son directamente atribuibles a uno u otro proceso. En otros incluso llegan a darse procesos que no pueden ser definidos como parte de un sistema u otro, dado que surgen de la interacción entre ambos sistemas.

Un caso paradigmático de este tipo de problemática son los procesos de reciclaje. Es un hecho conocido que cuando se recicla un residuo, se está evitando la obtención de las materias primas para el siguiente ciclo. Además de ello, se está evitando también el vertido o incineración del producto, con las consecuencias ambientales que esto

* [email protected]


tiene. Por otro lado, también existen entradas y salidas que deben contabilizarse para el proceso de reciclado en sí mismo.

El problema en esta situación surge ante la pregunta ¿a cuál de ambos ciclos de vida son atribuibles las ventajas y los impactos de este proceso, que en sí mismo engloba el evitar otros dos? No existe una respuesta única ante este problema, aunque sí diversas formas de abordarlo.

En todo caso, resulta importante abordar este problema al inicio de cualquier análisis de ciclo de vida, ya que las consecuencias sobre el modelo a realizar serán notables. Caso de no abordarse, se corre el riesgo de atribuir las mismas ventajas ambientales tanto a un sistema como a otro, contabilizándose doblemente las ventajas del reciclaje.

El caso del CO2 en el reciclaje de cartón es un tanto particular. Además de sus poco intuitivos valores invertidos por el efecto sumidero que representa el producto en sí mismo, según la tipología de producto los valores de uso de reciclado y de reciclaje final pueden oscilar en gran medida. Existen sectores que se ven forzados a hacer uso de una gran cantidad de material virgen, aunque posteriormente se recicle en un porcentaje alto, mientras que en otros casos la situación es la contraria. Este hecho hace que la variabilidad de los resultados dependiendo de la asignación de impactos aumente.

En el presente estudio, se toma un caso de referencia para analizar las consecuencias de distintas estrategias de asignación de impactos. El caso en cuestión será el de las cajas de transporte de fruta y verdura para el mercado internacional. A partir de la aplicación de distintos métodos de asignación de impactos, se analizarán las discrepancias, justificando el interés de un método u otro dependiendo de la situación y el contexto.

LA PROBLEMÁTICA DE LA ASIGNACIÓN DE IMPACTOS

Como se ha comentado en el punto anterior, existen una serie de situaciones en las que un proceso no será directamente atribuible a uno de los productos generados, esté incluido en el sistema o no. De acuerdo con la norma ISO 14044 (AENOR, 2006), la problemática estriba en que “las entradas y salidas deben asignarse a los distintos productos de acuerdo con procedimientos claramentes especificados”. Para ello, se “debe identificar

los procesos compartidos con otros sistemas del producto” y tratarlos adecuadamente. Diversos autores, (Trinius y Borg, 1999, Borg, 2001) muestran la existencia de dos tipologías de problemas:

• Asignación en procesos multi-funcionales (multi-entrada o multi-salida).

• Asignación de ciclos de vida, en el caso de procesos que no pertenecen implícitamente a un ciclo de vida sino a varios.

En este último caso entra el reciclaje, al cual la norma ISO 14044 (AENOR, 2006) dedica un apartado especial (punto 4.3.4.3). Se distinguen tres

posibilidades en cuanto al reciclado: ciclo cerrado, ciclo abierto sin pérdida de propiedades, y ciclo abierto con pérdida de propiedades. La figura 1 muestra una representación de cada uno de estos.


Figura 1.- Distintos tipos de ciclos de reciclado o reutilización, asumiendo un 100% en todo caso.

De acuerdo con la norma, los primeros dos casos pueden ser abordados expandiendo el sistema. De este modo, todo el ciclo entra dentro del proceso analizado, y no es necesario recurrir a ninguna regla de asignación. No obstante, en el caso de ciclo abierto resulta indispensable escoger alguna regla para determinar qué impactos – y qué beneficios – se aplican al sistema que recicla y cuáles se aplican al sistema que utiliza materia

prima reciclada.

Existen dos grandes enfoques al respecto de la asignación de impactos (Schmidt, 2008): los denominados ACV consecuencialista (o consequential LCA, CLCA) y el ACV astribucional (attributional LCA, ALCA). Otros autores utilizan sinónimos como ACV prospectivo (no en el sentido temporal, sino el que hace referencia a la previsión de unas consecuencias) y retrospectivo

(que se basa en información previa, basada en medias de la situación estudiada) respectivamente (Ekvall et al., 2005). El primero busca analizar qué impactos van a ser consecuencia de las variaciones de los parámetros que se están estudiando. Así, si un aumento en el consumo de electricidad vendrá dado a medio plazo por un incremento de la producción en las centrales de combustibles fósiles, el impacto debe ser asignado como proveniente al 100% de éstas. Por otro lado, el enfoque atribucional busca repartir de acuerdo a cómo se comporta en un momento determinado el

sistema. Así, para el ejemplo anterior, se asignarían al consumo eléctrico los distintos porcentajes que se vierten en la red eléctrica. Ekvall et al. (2005) argumentas ventajas e inconvenientes desde un punto de vista ético para cada uno de estos enfoques: el consecuencialista puede pecar de ser


percibido como injusto en situaciones en las que el comportamiento ambiental sea bueno, y el atribucionista puede llevar a tomar decisiones sin analizar las consecuencias de éstas.

Figura 2.- Expansión del sistema, y consideración c omo un proceso multi-salida.

Cuando se expande el sistema para incluir la materia reciclada, se tiene de nuevo un problema de proceso multi-salida (figura 2). Weidema y Norris (2002) analizan de forma conjunta ambos problemas, aplicando el mismo enfoque en ambos casos. Al aplicarse un enfoque consecuencialista basado

en las fluctuaciones del mercado (Weidema, 2001), se basan en sustraer, debido al producto generado, un producto equivalente marginal que no es necesario fabricar debido a las propiedades del material reciclado. Dependiendo de cómo de maduro sea el mercado de materia reciclada, aumentar la cantidad de ésta o utilizar material reciclado no recibirá crédito alguno. Un ejemplo de esto sería el reciclaje de aluminio. Asumiendo que todo el aluminio que se recicla se utiliza para las mismas funciones que el aluminio virgen, el hecho de utilizar aluminio reciclado no se considerará

beneficioso desde el punto de vista ambiental. Reciclar el aluminio cuando llegue a su fin de vida, no obstante, sí que será valorado positivamente en tanto en cuanto a la materia virgen que evita que se extraiga.

No obstante, de acuerdo con los argumentos atribucionales, resulta extraño asumir que el uso de materia reciclada no repercute positivamente sobre el medio ambiente, y que a la hora de analizar el sistema deba considerarse el

uso de materia prima aunque no la haya. Existen diversos enfoques, algunos similares pero bajo un razonamiento atribucional, otros completamente opuestos y algunas propuestas intermedias.

Para asignar los impactos, conviene comparar el sistema de reciclado con el sistema inicial (procesos independientes de fabricación a partir de materia prima virgen y con fin de vida que no sea reciclaje). Para la discusión va a

asumirse inicialmente dos ciclos A y B, aunque el razonamiento es análogo con n ciclos. La figura 3 muestra el nuevo proceso de reciclaje que aparece, y los dos procesos que se evitan respecto al caso de referencia.


Figura 3.- Cambios en los procesos en el caso del r eciclaje.

Dependiendo de en qué fase del ciclo de vida se esté haciendo más hincapié, las conclusiones lógicas a la hora de asignar los impactos serán distintas. En los siguientes puntos se hará una corta discusión sobre los puntos de vista del fin de vida y de la fabricación, y a continuación se expondrán las alternativas que muestra la bibliografía.

Efecto sobre el reciclaje de productos y el uso de materiales reciclados

Desde el de vista del reciclaje, tiene sentido que en el sistema A, cuando se recicle, reciba crédito por el proceso de fabricación que evita el nuevo material, y que sea cargado con los impactos ambientales del proceso de reciclaje. No obstante, si se está estudiando el uso de material reciclado en

el producto, parece tener sentido que no es posible atribuir el impacto de la materia prima virgen sobre la cantidad de reciclado. Si se hacen ambas cosas, se tiene una doble contabilidad (sustractiva) de este proceso, dado que ambos ciclos de atribuyen el mérito. El razonamiento es más claro cuando se trata de un mismo ciclo en el que se utiliza material reciclado y se recicla en su fin de vida. Si no se contabilizan las materias primas en un primer momento, y posteriormente se sustrae el impacto ambiental de estas en el fin de vida, incluso en el caso de ciclo cerrado se está evitando la extracción de materias primas.

Generalmente no se incluye en esta discusión el impacto de fin de vida evitado, aunque algunos autores lo mencionan e incluso lo atribuyen de la misma forma que el resto. En lo que prosigue del presente artículo no se hará mención más que a los dos anteriores.

Enfoques en la bibliografía

Ambas opciones presentadas arriba se encuentran en algunos estudios de la bibliografía. Desde el punto de vista consecuencialista, un gran número de ocasiones deberán atribuirse los impactos de acuerdo a uno u otro de estos métodos, dado que son pocas las veces en las que el incremento de uno


tiene un efecto positivo sobre el otro (el incremento de oferta no implica un incremento de demanda, ni viceversa).

Russell (2002) presenta una interesante discusión sobre los potenciales problemas de abordar el problema de una forma tan rotunda. En particular, considera la viabilidad de cerrar los ciclos que presenta la norma ISO 14041

(que ha devenido la norma ISO 14044, 2006), y se encuentra con los problemas de la falta de conocimiento al respecto del sistema secundario en el que se va a sustituir el producto. También discute la variabilidad de los resultados si una decisión tan crítica queda en manos de aquél que realiza un ACV.

Debido a la extremidad de ambos puntos de vista, existen numerosos

estudios en los que los impactos – generalmente los de reciclaje y el impacto evitado de obtención de la materia prima – se atribuyen en un porcentaje, como se muestra en la figura 4.

Una alternativa bastante aceptada es la selección de un valor arbitrario del 50% para la distribución de impactos. Si bien no existe ningún

razonamiento detrás de la selección de este número, presenta la ventaja de que incentiva por igual el reciclaje y el uso de materiales reciclados. Es por esto por lo que tanto las Nordic Guidelines for LCA (Lindfors et al., 1995), como la Umweltbundesamt (UBA) alemana recomiendan este procedemiento. Ekvall (2000) presenta esta alternativa como una forma de lidiar, desde un enfoque consecuencialista pragmático, con la incertidumbre en los casos en los que no es posible afirmar que el producto revalorizado vaya a evitar la extracción de materias primas, aunque tampoco que vaya a aumentar la cantidad de reciclado sin efecto adicional. En estos casos la

repuesta se encuentra en un punto intermedio. Si bien es poco probable que este valor se ajuste al 50%, se presenta como una forma de abordar la incertidumbre ante un problema sobre el que no se tiene información adicional.


Figura 4.- Distintas propuestas de asignación de im pactos de reciclaje

Por otro lado propuestas como las de Werner y Richter (2000) o Howard et al. (1999) utilizan valores económicos dónde se delimita un sistema u otro.

Si el residuo tiene un valor del 80% del precio de la materia prima, se considerará que se recupera un 80% de la fracción recuperada realmente, mientras que el 20% restante se considerará que se evita cuando se utiliza el material reciclado. En el caso de Howard et al. (1999), el beneficio ambiental de reciclar no se contabiliza tanto en el fin de vida como en la fabricación, ya que se considera que el hecho de que sea reciclable determina el destino futuro del producto. Al tratarse de asignación económica, y siendo que el precio final engloba multitud de factores, se puede razonar que el hecho de que un producto esté diseñado para facilitar

su fin de vida incrementará el valor de los materiales que es posible reciclar a partir de él. Un punto interesante de este método es que considera los infinitos ciclos que pueden durar algunos materiales. Al hacer balances de masas sobre sucesiones infinitas de ciclos, los balances locales de masas resultan no obstante difíciles de justificar.

La norma holandesa NEN-EN 8006 (2004) plantea un método más complejo aunque extensivo. En caso de que exista un punto en el que el precio del material reciclado pase de negativo a positivo, este se tomará como límite virtual entre el sistema A y el sistema B. Caso contrario, se estudian las propiedades del material. Si se puede reciclar para la misma aplicación, se sustrae directamente de las materias primas utilizadas. Si está limitado por un número determinado de ciclos, se contabiliza esto modelando los impactos de cada uno de ellos y calculando posteriormente valores


intermedios. Finalmente, si el reciclaje se da para aplicaciones distintas, o si se desconoce el número de ciclos que el material es capaz de aguantar, se realiza un ajuste económico similar al mostrado.

Existen otros métodos, generalmente elaborados a partir de los anteriores, que también pueden encontrarse en la bibliografía (Borg, 2001). En

multitud de ocasiones, se trata de priorizaciones sobre cuándo debe utilizarse un método u otro, con una cierta uniformidad al respecto de la forma de abordar el reciclaje englobada en alguno de los anteriormente expuestos. Östermark y Rydberg (1994) en Borg (2001) presentan un método que invierte las asignaciones, otorgando impacto de fin de vida cuando se pone en el mercado materia prima, y al mismo tiempo asociando impacto de la materia prima al procesado de fin de vida, con una base causal social. En todo caso, todas estas variaciones plantean modelos más o

menos rígidos que “deberían ser seguidos en todo caso”, para evitar subjetividades en esta etapa. Ekvall (2005) y Trinius y Borg (1999) muestran que la asignación de impactos presenta en sí misma un juicio de valor, de cómo deben ser las cosas. La primera decisión ética que ha de tomar el interesado se relaciona con objetivos teleológicos o deontológicos, y con ética tanto de la situación que se da como de lo que se debe hacer (Ekvall, 2005). Si se opta por un enfoque consecuencialista, la decisión acaba en este punto. Si se escoge un enfoque atribucional, existe una decisión adicional al respecto de cómo debería (o sería razonable) que se

comporte el modelo.

La asignación de impactos es un tema conflictivo (Weidema, 2007) precisamente por este hecho, y gran parte de los expertos tienen una opinión firme al respecto de uno u otro método. No obstante, existe cierta unanimidad al respecto de la complejidad de generar una regla que sea aplicable a todos los casos. La mayor parte de los avances en esta área

surgen de las áreas de conocimiento de la construcción y, en algo menor medida, de la agricultura. No obstante, es constante la extensión de las conclusiones de éstas a otros ámbitos, como el caso que se presenta.

LA FABRICACIÓN Y EL RECICLAJE DEL CARTÓN: LA PROBLEMÁTICA DEL CO2

Para el estudio se desarrolló un modelo basado en el presentado en Capuz et al. (2005) de cajas de cartón ondulado para la exportación de frutas y verduras. El producto en cuestión se trata de una caja para el transporte de 7 Kg de tomates desde la región Almería-Murcia, en España hasta la región de Hamburgo, en Alemania, por ser este trayecto uno de los más transitados de las exportaciones españolas. Para poder analizar también hasta qué punto afecta la fase de transporte, se ha incluido un escenario

adicional en el que la caja se distribuye a otro punto también en España.


El modelo de ciclo de vida se presenta en la figura 5. Como se puede ver, resulta un modelo complicado para su aplicación con las propuestas anteriores, dado que presenta tanto material reciclado como un porcentaje del producto que resulta reciclado al final de su vida útil. Esto, presumiblemente, hará que las diferencias por el método de asignación sean mayores.

Cabe destacar una serie de peculiaridades que se dan en el cartón cuando se analizan sus impactos sobre el cambio climático. La unidad de medida utilizada habitualmente es el CO2

eq (IPCC, 2001), el cual en gran medida representa el balance de este gas (y otros con un efecto potencial similar sobre el calentamiento climático) a lo largo del ciclo de vida. Si se estudia la producción de la materia prima virgen del cartón, la fibra vegetal, se puede observar que en las plantaciones de árboles destinadas a la producción

maderera se tiene una considerable absorción de este gas de la atmósfera.

Figura 5.- Ciclo de vida del producto de referencia estudiado.

Esto provoca un curioso efecto poco intuitivo: el impacto sobre el medio ambiente de esta fase es positivo – tiene un valor negativo en cuanto a su carga ambiental – lo cual representa un escenario poco común. Es importante destacar que este caso se da para cultivos específicos para la producción de papel, y en ningún momento busca ser representativo de obtención a partir de bosques primarios, explotaciones silvícolas no sostenibles u otras prácticas similares. En estos casos, al no existir una replantación, no es posible incluir este dióxido de carbono en la

contabilidad.


Cabe destacar que, aunque el impacto ambiental sea beneficioso, esto se debe tan sólo al denominado “secuestro” del carbono. Esta sustancia se encuentra encapsulada en el producto en cuestión, y por tanto mientras dura el ciclo de vida no será liberada a la atmósfera, contribuyendo temporalmente a una reducción del cambio climático. Esta reducción es temporal porque en el momento en el que el producto llegue a un vertedero, los procesos de descomposición generarán, en el mejor de los casos, la cantidad de CO2 absorbida en un primer lugar. Existe también la

posibilidad de descomposición anaerobia, en la cual la ausencia de oxígeno provoca la generación de metano (CH4), el cual tiene un efecto mayor sobre el cambio climático. Es por esto por lo que, si se considera el ciclo de vida de este modo, el resultado en cuanto a materias primas sería neutral, a excepción del acumulado de CO2 o equivalentes generado en el resto de etapas (fabricación, transporte, etc.). Existe también la posibilidad de que en el vertedero la descomposición sea parcial, lo que llevaría a un secuestro de carbono a lo largo de todo el ciclo de vida. Este hecho, no obstante, no

es fácil de cuantificar, ni se dispone de bibliografía de estudios exhaustivos que permitan extraer conclusiones específicas al respecto.

Figura 6.- Alternativas en el fin de vida de las ca jas de cartón y problemática asociada con la asignación de impactos.

Una consecuencia directa del fenómeno explicado es el efecto sobre el reciclaje. Se ha realizado la discusión a partir del estado del arte en lo que respecta a los beneficios ambientales del reciclaje. En el caso en el que generalmente se favorece el proceso de reciclaje, éste se incluye en el sistema A, mientras que la obtención de materias primas en el sistema B se sustrae, en lugar de a este, al sistema A. Es el método que se ha denominado “de impactos evitados” (ver figura 4). En este caso, no

obstante, restar el impacto ambiental de la obtención de madera no implica un beneficio ambiental desde el punto de vista del CO2, sino todo lo contrario: se evita el efecto temporal positivo de secuestro de carbono.


De este modo, llegado al fin de vida del producto, se tienen diversas alternativas de asignación de impactos. En un caso, se atribuirá toda la virtual carga sobre el medio ambiente del reciclaje, al evitarse la plantación de más árboles y con ello el secuestro de más carbono. En el opuesto, se consideran los efectos del vertedero, que conllevan la liberación del CO2 acumulado, con el efecto potenciador del metano. Ambas circunstancias implican un impacto ambiental, con lo que en el presente artículo se plantea tanto la magnitud de cada uno de ellos como los efectos de un método de

asignación u otro.

METODOLOGÍA EMPLEADA PARA LA COMPARACIÓN

Para la realización del presente estudio se realizó el inventario del ciclo de vida del producto en cuestión, para posteriormente ajustarlo de acuerdo con distintas alternativas de asignación de impactos. Se han planificado evaluaciones de acuerdo con los siguientes métodos de asignación de

impactos:

• Corte.

• Impactos evitados.

• Asignación 50%-50%.

• Asignación por criterios económicos.

• Ciclo cerrado sin asignación, por criterio de máximo porcentaje de reciclaje.

Esta última posibilidad tan sólo aparece en el caso de que el reciclaje cuando se llega al fin de vida será mayor que la cantidad de material reciclado que se utiliza. Este es el caso para el modelo que se presenta. El método es una variedad del método de ciclo cerrado presentado en la

norma ISO 14044 (2006), con la salvedad de que puede ser incluido aun en caso de reciclaje en ciclo abierto. Se extrae el porcentaje de material que se recicla en el ciclo de vida, y se reinyecta como materia prima, cerrando el ciclo. El resto del material que sería reciclado se asume que irá a vertedero, dado que la la empresa estudiada no es capaz de absorberlo. Aunque a nivel sociedad es posible darle un uso, se considera que este uso será, de acuerdo con el caso estudiado, un uso degradado del material, y por ello se le atribuye a este en particular el método de corte.

Se trata de una combinación de métodos de asignación que los autores no han encontrado en ninguna otra publicación. Engloba parte del enfoque atribucional, dado que estudia la situación real, no descartando una parte consecuencialista. Esta última se fundamenta en que la empresa que presente el modelo estudiado – y se ha de recordar que el modelo es un


caso intermedio de varias empresas representativas a nivel sociedad – está provocando un desequilibrio en el mercado que abre el ciclo, con lo que los esfuerzos a priorizar serán aquellos dirigidos a cerrarlo: en el caso que se comenta, aumentar la cantidad de reciclado utilizado.

Cabe destacar una particularidad. En el caso que se presenta, el método es

especialmente interesante, ya que la penalización durante el fin de vida está en un orden de magnitud similar a otras fases del ciclo de vida para el impacto estudiado.

El resto de métodos se aplicarán de la forma explicada en los puntos anteriores.

El objetivo global del proyecto es ser capaz de comparar los métodos dos a dos, así como en conjunto. Esto permite obtener una mejor comprensión al respecto de cómo afecta el criterio en el resultado final, especialmente en el caso de la última propuesta.

En el presente artículo, se analizan dos de estos casos: el método de ciclo cerrado sin asignación (o con corte), y el método de asignación económica, por ser el más extendido (Howard et al., 1999, Werner y Richter, 2000, NEN, 2004). En particular, se ha utilizado la formulación propuesta por el método de la norma holandesa (NEN, 2004), estimando que las fibras vegetales de celulosa pueden reciclarse hasta 4 veces, y que el papel o cartón reciclado tiene un 66% del precio del papel virgen (Capuz et al., 2008). Esto conllevará que el 66% del beneficio del reciclaje – o, como se

ha visto, del impacto – vaya a parar al fin de vida. En el siguiente apartado se muestran conclusiones al respecto.

RESULTADOS

Dada la complejidad del modelo, al cambiar el criterio de asignación resultarán afectados varios puntos. En primer lugar, cambiar el efecto sobre el uso de material reciclado afectará a varios de los tipos de papel utilizados

para conformar el cartón ondulado. Por otro lado, el cambio en cuanto al reciclaje afectará a diversos procesos de transporte que deberán considerarse.

Para el modelo de ciclo cerrado, se tienen los siguientes resultados:


-2

-1,5

-1

-0,5

0

0,5

1

1,5

2

FABRICACIÓN CAJA (0.54 KG)

TRANSPORTE ALEMANIA

FIN VIDA

CO2 (KG) EMITIDO

CO2 (KG) SUMIDERO

CO2 NETO (KG)

-2

-1,5

-1

-0,5

0

0,5

1

1,5

2

FABRICACIÓN CAJA (0,54 KG)

TRANSPORTE ALEMANIA

FIN VIDA

CO2 (KG) EMITIDO

CO2 (KG) SUMIDERO

CO2 NETO (KG)

Figura 7.- Gráficas para Alemania y para España res pectivamente, utilizando el método de ciclo cerrado.

Se puede observar la diferencia en la fase de transporte entre ambos modelos, aunque el resto de diferencias no resultan perceptibles. En este caso, se puede observar que, dado que se ha atribuido un porcentaje más elevado del real en fin de vida, el CO2 liberado del sumidero es

considerable, representando un 55% del carbono incluido inicialmente en el producto. Si bien esta cifra puede ser excesivamente elevada en cuanto a lo que producción de CO2 respecta, no hay que olvidar que este dato engloba también otros gases como el metano, también generados en vertedero. Por otro lado, existen un porcentaje evitado por el efecto atribuido del reciclaje, al mismo tiempo que la barra inicial pierde parte del efecto sumidero.

-2

-1,5

-1

-0,5

0

0,5

1

1,5

2


TRANSPORTE ALEMANIA

FIN VIDA

CO2 (KG) EMITIDO

CO2 (KG) SUMIDERO

CO2 NETO (KG)

-2

-1,5

-1

-0,5

0

0,5

1

1,5

2


TRANSPORTE ALEMANIA

FIN VIDA

CO2 (KG) EMITIDO

CO2 (KG) SUMIDERO

CO2 NETO (KG)

Figura 8.- Gráficas para Alemania y para España res pectivamente, utilizando el método económico de la norma holandesa (NEN, 2004).

La figura 8 muestra el mismo estudio utilizando el criterio económico presentado en el apartado b.3) de la norma NEN 8006:2004. Dado que contabiliza en cierta medida el reciclaje – que en el modelo es de más de un 90%, aunque el resultado equivalente aplicando el método sería de

alrededor de un 68% - el efecto sumidero en ambos casos es menor. En el caso español las diferencias son menores por cualidades del modelo en cuanto a los modelos de vertedero y reciclaje, y en cuanto a los porcentajes de cada cual en la gestión de los residuos.

En el apartado siguiente se comentarán las distintas diferencias perceptibles entre los dos estudios.


DISCUSIÓN Y CONCLUSIONES

La comparación de dos métodos tan distintos como los que se han aplicado clarifica en cierta medida la dificultad que entraña la asignación de impactos, y cuán crítica puede llegar a ser. Si se observan las diferencias relativas entre las distintas fases del ciclo de vida – valor clave a la hora de

la toma de decisiones, sobre todo en proyectos de mejora tanto de diseños como de gestión o logística – existe una gran variabilidad de los impactos. En particular, en la fase de fabricación, se llegan a obtener valores negativos, lo cual implica un impacto ambiental positivo. Esto, como se comentó en la introducción, pese a ser relativamente normal, resulta chocante cuando uno toma decisiones en este ámbito.

Un punto que resulta crítico es el efecto sobre el fin de vida. En el caso del modelo de ciclo cerrado, el fin de vida cobra un mayor protagonismo, inclusive cuando es comparado con el transporte. En el caso de la asignación económica, llegan a estar – para el caso de Alemania – a un nivel cercano. Esto se debe a que en el primer caso se han atribuido impactos ambientales del fin de vida de fases posteriores, dada la degradación del material. Como expone Ekvall (2005), al tenerse un enfoque parcialmente consecuencialista, se dan situaciones que pueden ser percibidas como injustas. Por otro lado, al analizar las causas de este

efecto, se descubre que el impacto puede ser reducido aumentando la cantidad de reciclado, lo cual es coherente desde el punto de vista de priorización de estrategias de fin de vida. Será mucho más productivo desde un punto de vista social el que los fabricantes de cajas utilicen más material reciclado, dado que se disminuirá el consumo de recursos sin ir en detrimento del mercado de materiales secundarios.

Este hecho es más difícilmente perceptible en el método de asignación económica. El mayor impacto resulta ser el fin de vida, aunque con menor margen. Por otro lado, por cómo está modelado el ciclo de vida, las recomendaciones probablemente apuntarían a mejorar los vertederos, evitando el escape de CO2 o de CH4. Si bien esta medida conseguiría una reducción, se oculta el potencial del uso de material reciclado bajo el efecto sumidero de la fabricación, llegándose incluso a valores negativos.

Así, la conclusión principal del presente estudio es la variabilidad de los resultados de acuerdo con el método de asignación aplicado. Es importante a la hora de abordar el análisis de ciclo de vida comprender las implicaciones de este proceso, y sus efectos sobre las conclusiones. De otro modo, se puede estar limitando la información que se obtiene del estudio, y con ello la utilidad del ACV.

Por otro lado, en el caso de materiales como el cartón, el efecto sumidero puede representar un serio problema en lo que se refiere a asignación de


impacto. La inversión de los indicadores por el secuestro de carbono conlleva efectos secundarios como la ocultación de potenciales impactos ambientales, que dificultan la optimización del proceso. Por otro lado, la alta reciclabilidad, y el elevado uso de material reciclado – aunque no en todas las ocasiones – hacen que la decisión del método de asignación influya sustancialmente en las conclusiones. Una consecuencia directa de esto es la necesidad de especificar y argumentar el enfoque más adecuado para la selección de un método u otro. Esto evitará dispersión o subjetividad – en la

medida de lo posible – en las conclusiones, así como potenciales errores en la toma de decisiones.

Una línea futura de investigación que surge a partir del presente artículo es la continuación del estudio que se plantea, aplicándose todos los distintos métodos – con sus variantes – al caso que se ha expuesto. Esto permitirá

un estudio sistemático de las características de cada modelo para los productos fabricados en cartón. También se plantearán los casos más extremos, y hasta qué punto pueden divergir los resultados como máximo.

Por otro lado, para completar el estudio y hacer extensivas las conclusiones, en el momento en el que se tenga información acerca de los efectos de cada criterio de asignación, se realizarán diversos estudios en los que se

consideren también los cinco métodos presentados, de forma que se corroboren o refuten las teorías expuestas con productos de tipología distinta, como papel, cilindros de papel de cocina o de baño, cajas para productos de consumo, etc.

AGRADECIMIENTOS

Los resultados que se presentan en este artículo son parte del trabajo

realizado en el proyecto “Desarrollo experimental de un proceso integral de recogida, clasificación, reciclado y otras alternativas de gestión de residuos de nuevos envases plásticos en España mediante la aplicación de criterios de ecoeficiencia y MTD´s - DexRePlast”, presentado a la convocatoria de proyectos de I+D+i de 2008 del Ministerio de Medio Ambiente.

REFERENCIAS

AENOR, 2006, UNE-EN ISO 14044. Gestión Ambiental. Análisis de ciclo de vida. Requisitos y directrices (ISO 14044:2006). AENOR.

Borg, M., 2001, Environmental Assessment of Materials, Components and Buildings. Building Specific Considerations, Open-loop Recycling, Variations in Assessment Results and the Usage Phase of Buildings. Doctoral Thesis from Kungl Tekniska Högskolan (KTH).

Capuz S., Vivancos J.L., Gómez T., Bastante M.J., Collado D., Viñoles R., Aucejo, S., Hortal M., Navarro, P., 2005, Estudio de las características


ambientales y económicas de los envases de cartón ondulado con respecto a los envases reutilizables de plásticos utilizados en el transporte a larga distancia de productos hortofrutícolas. Informe publicado por ITENE.

Capuz, S., Paneque, A., Cháfer, C., Pacheco, B., Viñoles, R., Collado, D., Bastante, M.J., Ferrer, P., Aucejo, S., Hortal, M., Ferreira, B., 2008,

Situación de los residuos de envase en España. Análisis de su generación y gestión. Informe publicado por ITENE.

Ekvall, T., 2000, A market-based approach to allocation at open-loop recycling. Resources, Conservation and Recycling, 29 (2000), pp 91-109. Elsevier.

Ekvall, T., Tillman, A.M. y Molander, S., Normative ethics and methodology for life cycle assessment. Journal of Cleaner Production, 13 (2005), pp 1225-1234. Elsevier.

Howard, N., Edwards, S y Anderson, J., 1999, BRE methodology for environmental profiles of construction materials, components and buildings. Informe publicado por BRE.

IPCC (International Panel on Climate Change), 2001, Cambio climático: las bases científicas. Resumen para responsabilidades políticas. Informe del Grupo de trabajo I del Grupo Intergubernamental de Expertos sobre el

Cambio Climático. Informe publicado por IPCC.

NEN, 2004, NEN-EN 8006. Milieugegevens van bouwmaterialen, bouwproducten en bouwelementen voor opname in een milieuverklaring - Bepalingsmethode volgens de levenscyclusanalysemethode (LCA) (NEN 8006:2004). NEN.

Russell, A., Metals, LCA, and ISO 14041. Allocation Procedures for Recycling. Five Winds International Workshop on LCA & Metals. 16 de abril de 2002.

Schmidt, J.H., 2008, System delimitation in agricultural consequential LCA.

International Journal of Life Cycle Assessment, IN PRESS. Springer-Verlag.

Trinius, W. y Borg, M., 1999, Influence of Life Cycle Allocation and Valuation on LCA Results. International Journal of Low Energy and Sustainable Buildings, 1. Kungl Tekniska Högskolan (KTH).

Weidema, B y Norris, G.A., 2002, Avoiding co-product allocation in the metals sector. Presentación para la ICMM International Workshop on Life Cycle Assessment and Metals. 15-17 de abril, 2002, Montreal, Canadá.

Weidema, B., 2001, Market information in life cycle assessment.

Environment Project 863 2003. Danish Environmental Protection Agency.


Weidema, B. (ed.), 2007, Allocation in recycling – Online LCA Forum discussion Oct. 2007.

Werner, F. y Richter, K., 2000, Economic Allocation in LCA: A Case Study About Aluminium Window Frames. International Journal of Life Cycle Assessment, 5 (2), pp 79-83. Ecomed Publishers.

Östermark, U. y Rydberg, T., 1994, Reuse versus recycling of PET-bottles. A case study of ambiguities in life cycle assessment. R’95.

Documents

ASIGNACIÓN DE IMPACTOS SOBRE EL CO EN EL PROCESO DE RECICLAJE DE … · El caso del CO2 en el reciclaje de cartón es un tanto particular, tanto por sus valores de signo invertido