ANÁLISIS DE DIVERSAS METODOLOGÍAS DE EVALUACIÓN DEL IMPACTO DEL CICLO DE VIDA

Vivancos Bono, JL.; Collado Ruiz, D.; Bastante Ceca, MJ.; Gómez Navarro, T.; Capuz Rizo, S. Departamento Proyectos de Ingeniería. Universidad Politécnica de Valencia, Camino de Vera s/n (46022) Valencia. Tfn. : + 34 963879860 Fax: + 34 963879869 e-mail: jvivanco@dpi.upv.es

RESUMEN Dentro del Diseño respetuoso con el medio ambiente, o Ecodiseño, resulta necesario poder evaluar las mejoras medioambientales de aquellos productos que se diseñan, por lo que en muchas ocasiones resulta necesario aplicar el Análisis de Ciclo de Vida (ACV), técnica que permite determinar los aspectos ambientales e impactos potenciales asociados con un producto. El esquema metodológico de un ACV se divide en cuatro fases (ISO 14040):

o Definición de objetivos y alcance del estudio. o Análisis de inventario. o Evaluación de impactos. o Interpretación de resultados.

Dentro de la Evaluación de impactos, las normas internacionales, en especial la ISO 14040 y la ISO 14042, mencionan dos tipos diferentes de procedimientos de evaluación: la agrupación y la ponderación, ambos opcionales. Se entiende por agrupación la ordenación y posible clasificación de las categorías de impacto. Y, a su vez, se entiende la ponderación como la conversión y posible agregación de los resultados de los indicadores de las categorías de impacto usando factores numéricos basados en valoraciones subjetivas (ISO 14042). Uno de los problemas que surge cuando se estudian varias alternativas de diseño o de producto es que, dependiendo de la categoría de impacto, varía la jerarquización de las mismas. Por ello, en estos casos, se utilizan los procedimientos de ponderación. Existen distintas propuestas que dependen del proceso de determinación de aspectos ambientales. La principal diferencia es el tipo de resultado que éstas proporcionan: una puntuación única (métodos cuantitativos) o una ordenación jerárquica (métodos semi-cuantitativos o cualitativos). Por su difusión y utilidad, se considera digno de especial mención el método denominado “Eco-indicator”. Palabras clave: Ecoindicadores, ACV, Evaluación del Impacto del Ciclo de Vida, Ecodiseño.

ABSTRACT In environmentally conscious Design, or Eco-design, it becomes necessary to be able to evaluate the environmental improvements of the products designed. This is why Life Cycle Assessment (LCA), a technique which allows the evaluation of environmental aspects and

963

impacts associated with a product, becomes, in many occasions, necessary. The methodological framework of an LCA is divided into four steps (ISO 14040):

o Goal and scope definition. o Inventory analysis. o Impact assessment. o Results interpretation.

In the Impact assessment, the international standards, especially ISO 14040 and ISO 14042, name two different types of valuation methods: grouping and weighting, both of which are optional. Grouping is understood as the ordering and possible classification of impact categories. Weighting is understood as the use of numerical factors based on subjective valuations for converting indicator results of different impact categories, leading to a single score (ISO 14042). One of the problems that arise when studying several alternatives of a design or of a product is that, depending on the impact category, their ordering is altered. It is for this reason that in these cases weighting procedures are used. There are different valuation methods that differ depending on the process of determination of environmental aspects. The main difference is the type of result these methods provide: a single score (quantitative method) or an ordinal ranking (semi-quantitative or qualitative method). But the denominated "Eco-indicator" method is considered of special interest. Keywords: Eco-indicators, LCA, Life Cycle Impact Assessment, Ecodesign 1 INTRODUCCIÓN El Análisis de Ciclo de Vida (ACV) es una herramienta utilizada frecuentemente para seleccionar alternativas en el proceso de diseño de productos y servicios, con el objetivo de reducir los impactos medioambientales causados o derivados del mismo (ecodiseño), a lo largo de su ciclo de vida. Sin embargo, cuando un diseñador compara diferentes alternativas (materiales, componentes, soluciones constructivas, operaciones de proceso, etc.) mediante el ACV, en la etapa de evaluación de impacto puede suceder que algún indicador de impacto favorezca una de las alternativas mientras que otro indicador parezca recomendar otra [1]. En la figura 1 se presenta las etapas en que se estructura la metodología ACV. Las normas internacionales, en especial la ISO 14040 y la ISO 14042, mencionan dos diferentes tipos de procedimientos de evaluación opcionales: la agrupación y la ponderación. Entendiendo la agrupación como la ordenación y posible clasificación de las categorías de impacto. Y la ponderación como la conversión y posible agregación de los resultados de los indicadores de las categorías de impacto usando factores numéricos basados en valoraciones subjetivas [2].

964

Función del

Producto

Función del

Producto

Materiales Procesos

Materiales Procesos

Flujos

Consumos, Emisiones, Residuos,

Flujos

Consumos, Emisiones, Residuos,

Impacto Potencial

Impacto Potencial

PuntuaciónPuntuaciónEtapa metodológica

Etapa metodológica opcional

Figura 1 - Planteamiento del Análisis de Ciclo de Vida [3].

1.1 Definición de Ecoindicador El proceso de determinación de aspectos ambientales se puede desarrollar con diferentes metodologías. La principal diferencia es el tipo de resultado que éstas proporcionan, que puede consistir en una puntuación única (métodos cuantitativos), o en una ordenación jerárquica (métodos semi-cuantitativos o cualitativos). Haciendo referencia a las etapas metodológicas de un ACV, se podría decir que un Ecoindicador es un método de evaluación del impacto de ciclo de vida (EICV) que expresa la carga ambiental total de un producto mediante una puntuación única [1]. Por ello, se considera de especial utilidad el método denominado Eco-indicator, el cual “establece toda una serie de valores que miden el impacto ambiental en el uso de una determinada unidad (por lo general peso para los materiales y diferentes medidas para los procesos) de materiales o procesos” [4]. 2 METODOLOGÍA Existen distintos principios para realizar la ponderación de los impactos, basados mayoritariamente en objetivos de reducción de las emisiones de contaminantes a nivel local (emisiones nacionales) en vez de penalizar los impactos globales. Algunos de los métodos más extendidos son el método “Eco-scarcity”, el método “Environmental Theme” y el método “EDIP”. La mayoría de ellos dan el mismo peso a todos los objetivos y los pesos se asignan de acuerdo a la contribución relativa de los objetivos a alcanzar. Por otra parte, el método “Tellus” efectúa la ponderación de acuerdo a una mayor disposición a pagar (willingness to pay) para limpiar las emisiones de gases.

965

Los métodos “Eco-indicator” y “EPS-defecto” se centran en el daño o efectos finales. El “Eco-indicator” utiliza un procedimiento de ponderación en dos etapas, donde la primera se realiza dentro de cada área de protección (recursos, ecosistema y salud humana) siguiendo una metodología formal. La segunda etapa es de tipo panel. Distintas revisiones de los métodos de valoración se han realizado en los últimos años [5] [6]. La tabla 1 está parcialmente clasifica y caracteriza los métodos anteriormente mencionados [6], e incluye, para ilustrar los principios utilizados, sólo los métodos más difundidos. Los índices que proporciona el método “EPS-defecto” pueden ser modificados para otras condiciones de estado como temporal y espacial. Y pueden ser determinados datos concretos de un lugar.

Nombre del método

Objetivo medioambiental o referencia

Principio de ponderación

Extensión espacial

Tipos de indicadores de categoría

Eco-scarcity

Emisiones nacionales

Reducción de la distancia al nivel objetivo

Suiza, Holanda, Suecia o Noruega

Emisiones

Eco-Indicator

Estado actual 2 etapas, la ultima de tipo panel

Europa Daño

EDIP Estado actual Ponderación separada de emisiones, recursos y ambiente de trabajo

Global y nacional

Impactos potenciales normalizados (equivalentes-persona)

Environ-mental Theme

Cargas criticas a nivel nacional

Reducción relativa de la distancia al nivel objetivo

Suiza, Holanda, Suecia o Noruega

Impactos potenciales basados en propiedades químicas, físicas o biológicas o en sustancias emitidas o en recursos

EPS-defecto

Estado actual Disposición a pagar para evitar cambios

Global Efectos finales

Tellus Emisión cero (no expresado explícitamente)

Disposición a pagar para eliminar emisiones

EEUU Emisiones

Tabla 1 - Diversos métodos de evaluación del impacto de ciclo de vida que realizan

ponderación [6].

966

2.1 Eco-scarcity El método “Eco-scarcity” fue desarrollado por la agencia federal suiza del medioambiente (BUWAL) en 1990 como uno de los primeros planteamientos de evaluación. Éste permite una ponderación y agregación comparativa de diversas políticas medioambientales mediante el uso de “eco-factores” basados en los resultados del inventario del ciclo de vida. Básicamente, el método utiliza el planteamiento de distancia al objetivo mediante comparación de la contaminación actual (flujos actuales) en el inventario con los flujos críticos (cargas críticas) que se desprenden de objetivos basados científicamente de la política medioambiental de la Confederación Helvética. [1] Los factores de ponderación de emisiones y fuentes de energía (“eco-factores”) están calculados para distintos medios dentro del medio ambiente (aire, agua superficial, agua subterránea, suelo) como sigue:

cFF

FUBPÖF

kk

••= (Ec. 1)

donde: ÖF: eco-factor UBP: puntuación de la carga medioambiental F: flujo actual por año Fk: flujo crítico por año c: constante (1012 para una mejor comprensión de los resultados) Los eco-puntos representan la carga medioambiental cuantificada de una emisión que puede ser calculados vía:

imÖFEP •= (Ec. 2) donde: EP: eco-punto mi: emisión de la sustancia (masa) relacionado con la unidad

funcional

967

Comparando 1 kg de material 'Aluminio 25% rec. B250' con 1 kg de material 'Aluminio 50% rec. B250' y con 1 kg de material 'Aluminio 80% rec. B250'; Método: Ecopuntos 97 (CH) / Ecopuntos / puntuación única

kPt

0

1

2

3

4

5

6

Aluminio 25% rec. B250 Aluminio 50% rec. B250 Aluminio 80% rec. B250

NOx SOx NMVOC NH3 Polvo PM10CO2 Capa de Ozono Pb (aire) Cd (aire) Zn (aire)Hg (aire) DQO P N Cr (agua)Zn (agua) Cu (agua) Cd (agua) Hg (agua) Pb (agua)Ni (agua) AOX (agua) Nitratos (suelo) Metales (suelo) Pesticida sueloWaste Residuos (especiales) LMRAD HRAD Energía

5,69

3,9

1,74

Comparando 1 kg de material 'Aluminio 25% rec. B250' con 1 kg de material 'Aluminio 50% rec. B250' y con 1 kg de material 'Aluminio 80% rec. B250'; Método: Ecopuntos 97 (CH) / Ecopuntos / puntuación única

kPt

0

1

2

3

4

5

6

Aluminio 25% rec. B250 Aluminio 50% rec. B250 Aluminio 80% rec. B250

NOx SOx NMVOC NH3 Polvo PM10CO2 Capa de Ozono Pb (aire) Cd (aire) Zn (aire)Hg (aire) DQO P N Cr (agua)Zn (agua) Cu (agua) Cd (agua) Hg (agua) Pb (agua)Ni (agua) AOX (agua) Nitratos (suelo) Metales (suelo) Pesticida sueloWaste Residuos (especiales) LMRAD HRAD Energía

5,69

3,9

1,74

Figura 2 - Comparación de tres clases de aluminio con diferente grado de reciclabilidad, según el indicador de eco-puntos suizos [7].

2.2 Eco-indicator El método Eco-indicator ha sido desarrollado por un grupo internacional de expertos en ACV, principalmente suizos y holandeses [8]. Inicialmente se elaboró el denominado Eco-Indicator 95, existiendo una versión posterior denominada Eco-indicator 99. El objetivo de ambos es expresar la carga medioambiental total de un producto mediante una puntuación única. La función de daño representa la relación entre el impacto y el daño a la salud humana o al ecosistema como una evaluación de impactos finales. La idea principal es combinar diferentes categorías de impacto dentro de tres áreas de daño:

� Daño (agotamiento) a los minerales y los recursos fósiles � Daño a la calidad del ecosistema � Daño a la salud humana

Con el objetivo de conseguir un factor de impacto único para cada emisión o recursos, se realiza una ponderación cruzada de las tres áreas de daño. Como se puede observar en la tabla 2, el concepto del Eco-indicator 99 proporciona tres formas para los factores de ponderación, denominadas Jerárquica, Individualista e Igualitaria, generadas en función de la aceptación de diferentes conjuntos de hipótesis de partida.

968

Modelo Perspectiva

temporal Razonabilidad Nivel de

evidencia necesario

Jerárquico Balance entre plazos corto y largo

Una política adecuada puede evitar la mayoría de los problemas

Inclusión basada en el consenso

Individualista A corto plazo La tecnología puede evitar la mayoría de los problemas

Sólo efectos probados

Igualitario A muy largo plazo

Los problemas pueden llevar a la catástrofe

Todos los efectos posibles

Tabla 2 - Diversos modelos de ponderación del Eco-indicator 99

Para calcular el Ecoindicator 99 es necesario realizar tres pasos (Fig. 3):

1. Inventario de las emisiones relevantes, la extracción de recursos y el uso del suelo de todos los procesos dentro del Ciclo de Vida de un producto. Es un procedimiento estándar de los ACV.

2. Cálculo de los daños que pueden causar esos flujos a la salud humana, a la calidad del ecosistema y a los recursos.

3. Ponderación de las tres categorías de daño.

Resultado del inventario

Recursos

Uso del suelo

Emisiones

Medida de las tres categorías de daño

Inventario de los flujos de y hacia los procesos en el Ciclo de Vida de un producto

Modelo de daños de esos flujos

Modelo de daños de esos flujos

Daño a los recursos

Daño al ecosistema

Daño a la salud humana

Daño a los recursos Daño a los recursos

Daño al ecosistemaDaño al ecosistema

Daño a la salud humana

Daño a la salud humana

Indicador

Figura 3 - Procedimiento general de cálculo de los Ecoindicator 99 [9].

Sin embargo el desarrollo del proceso se realiza en orden inverso. Un panel de expertos, en lugar de valorar todos y cada uno de los efectos ambientales, únicamente valora las tres categorías de daño relacionadas directamente con el resultado del inventario: salud humana, calidad del ecosistema y agotamiento de recursos.

969

2.3 EDIP El proyecto EDIP comenzó en 1991, con el objetivo de desarrollar métodos que incluyeran aspectos ambientales en la fase de desarrollo de producto, participando en el mismo la Agencia Medioambiental danesa, la Universidad Técnica de Dinamarca (Institute for Product Development and Department of Technology and Social Sciences), la Confederación de Industrias Danesas y de cinco importantes compañías del mencionado país: Bang & Olufsen, Danfoss, Gram, Grundfos y KEW [10]. El método se basa en tres categorías de impacto: impactos al medioambiente, consumo de recursos, e impactos en el ambiente de trabajo. Y se calcula mediante tres elementos: cálculo de los potenciales impactos medioambientales para las emisiones, la normalización y la ponderación.

( )∑∑ •== iii jEFQjEPjEP )()()( (Ec. 3) donde: EP(j)i: contribución potencial de la emisión al impacto medioambiental (j) Qi: magnitud de emisión de la sustancia i EF(j)i: factor de equivalencia de la sustancia i a la categoría de impacto j Las referencias de normalización se calculan en base al inventario de todas las actividades de la sociedad durante un periodo de tiempo que debe ser el mismo que la duración del servicio del producto, tal y como se definió en la unidad funcional. Si la unidad funcional define la duración del servicio en T años, la referencia de normalización se expresa entonces:

)(1)()(

jRTjPjNP

••=

(Ec. 4) donde: NP(j): impacto potencial normalizado (j) P(j): Impacto potencial (j) T: tiempo de servicio (años) R(j): la referencia de normalización anual La ponderación tiene en cuenta los distintos potenciales impactos ambientales, y de forma separada los recursos y los potenciales impactos ambientales en el ambiente de trabajo.

)()()( jNPjWFjWP •= (Ec. 5) donde: WP(j): impacto potencial ponderado WF(j)i: factor de ponderación

970

Comparando procesos; Método: EDIP/UMIP 96 / EDIP World/Dk / puntuación única

mPt

0

100

200

300

400

500

600

Kraftliner marrón A B250 Papel Kraft blanqueado C B250 Papel Kraft sin blanquear Papel reciclado D B250 (1998)

Calentamiento global(GWP 100) Perdida del ozono Acidificación Eutrofización Smog fotoquímico

Ecotoxicidad agua crónica Ecotoxicidad agua intensa Ecotoxicidad suelo crónica Toxicidad humana aire Toxicidad humana aguaToxicidad humana suelo Residuos Residuos peligrosos Residuos radiactivos Escorias/cenizasRecursos (todosl)

384

536 521

336

Comparando procesos; Método: EDIP/UMIP 96 / EDIP World/Dk / puntuación única

mPt

0

100

200

300

400

500

600

Kraftliner marrón A B250 Papel Kraft blanqueado C B250 Papel Kraft sin blanquear Papel reciclado D B250 (1998)

Calentamiento global(GWP 100) Perdida del ozono Acidificación Eutrofización Smog fotoquímico

Ecotoxicidad agua crónica Ecotoxicidad agua intensa Ecotoxicidad suelo crónica Toxicidad humana aire Toxicidad humana aguaToxicidad humana suelo Residuos Residuos peligrosos Residuos radiactivos Escorias/cenizasRecursos (todosl)

384

536 521

336

Figura 4 - Comparación de cuatro tipos de papel con distinto tratamiento, mediante el indicador EDIP [7].

2.4 Environmental Theme (ET) El método “Environmental Theme”, desarrollado en Holanda en 1992, está adaptado a las condiciones suizas en dos series de índices, objetivos políticos y cargas ambientales críticas. Los índices utilizados estaban basados en hipótesis en función de las cargas ambientales críticas. La ponderación de las categorías se realizó en base a largo plazo. La estructura del método es similar al del Eco-Indicator 95. En este método las consecuencias para el medio ambiente de productos se contrastan con aspectos ambientales importantes socialmente, teniendo como punto de partida resultados científicos. Dentro de cada categoría de impacto, las cargas ambientales equivalentes se agregan y se dividen por la carga total de la región. Es decir se obtiene una medida de la contribución al impacto total. La referencia se determina en relación de cuánto está de lejos de su meta ambiental la región. Si la región está a un 30 por ciento de su meta, la cifra es multiplicada por 1,3. Así los resultados no dependen únicamente de cómo se comporta la empresa, sino también de cuan ambiciosas sean las metas ambientales fijadas para la región. 2.5 Environmental Priority Strategies (EPS) El método “EPS 2000” (Environmental Priority Strategies) fue desarrollado por el IVL (Swedish Environmental Research Institute) en 1991, por encargo de la empresa Volvo (Suecia). Está basado en métodos de valoración de economía ambiental, es decir en la determinación del daño y en su asignación monetaria, cuya unidad monetaria es el ELU (Environmental Load Unit).

971

Originariamente es un método de una única etapa, ya que incluye la caracterización y la ponderación, aunque no se aplica la normalización [11].

Sustancia Actividad Región Tipo de área local

Fecha Índice de impacto ELU/kg

As emi. al aire Suecia todas 1985 10 Cd emi. al aire Suecia todas 1985 21.2 CFC-11 emi. al aire todas todas 1950-2050 216.3 CH4 emi. al aire todas todas 1980-2000 1.557 CO emi. al aire todas todas 1980-2000 0.191 CO2 emi. al aire todas todas 1950-2050 0.0635 Cr emi. al aire Suecia todas 1985 0.8 Polvo emi. al aire todas todas 1980-2000 0.00705 Etano emi. al aire todas todas 1980-2000 3.40 HCl emi. al aire todas todas 1980-2000 0.0203 Hg emi. al aire todas todas 1980-2000 176.7 H2S emi. al aire todas todas 1980-2000 0.142 NH3 emi. al aire todas todas 1980-2000 1.068 Nox emi. al aire todas todas 1980-2000 0.395 N2O emi. al aire todas todas 1950-2050 20.34 Pb emi. al aire Suecia todas 1985 0.105 Pb emi. al aire todas todas 1985 290.7 SOx emi. al aire todas todas 1980-2000 0.0545 DBO emi. al agua todas todas 1980-2000 0.0075 DQO emi. al agua todas todas 1980-2000 0.006 N-tot emi. al agua todas todas 1980-2000 0.01 P-tot emi. al agua todas todas 1980-2000 0.075

Tabla 3 - Pesos de los índices de impacto para ciertos tipos de emisiones al agua y al aire [12].

El método “EPS 2000 por defecto” es una actualización de la versión de 1996. Las categorías de impacto están identificadas mediante cinco áreas de protección: salud humana, capacidad de producción de los ecosistemas, recursos, biodiversidad, y valores culturales y recreativos. El planteamiento por defecto está expresado en términos de filosofía medioambiental y en los principios de “causalidad” y de “precaución” [6]. Se pueden elegir distintos tipos de indicadores del impacto. En una primera aproximación, para la identificación y elección de las categorías del impacto para el sistema EPS se han establecido los siguientes criterios:

972

1. Las categorías de impacto cubrirán completamente todos los tipos significativos de

efectos ambientales debido a las actividades humanas, sin solapamientos. 2. Las categorías de impacto permitirán una caracterización cuantitativa de emisiones y

de otras actividades humanas en términos de los indicadores de la categoría. 3. Las categorías y los indicadores del impacto serán posibles de entender para personas

no expertas en ACV. 4. Las categorías y los indicadores de impacto serán comunes a todos los tipos de

ambiente (aire, agua, suelo, etc.).

2.6 Tellus El método “Tellus system” fue desarrollado por el Tellus Institute (Boston, EEUU) en 1992. Utiliza el coste marginal del control de la contaminación, para realizar una valoración económica ambiental. La obtención de los precios se obtiene a partir de la valoración establecida para seis sustancias: CO, NOx, partículas, SOx, COV y Pb [14]. Aplica el método de valoración contingente, es decir, determina la disposición de la sociedad a pagar por controlar los niveles de contaminación, para que no superen unos ciertos valores considerados como estándares de calidad ambiental (niveles objetivo). Tal como se muestra en la figura 5, a escala macroeconómica, la contabilidad ambiental puede contabilizar los flujos de recursos renovables y no renovables dentro de una región (contabilidad de recursos naturales) o el flujo de bienes y servicios dentro de una economía (contabilidad de entradas nacionales). A una escala distinta –microeconomía, o en el ámbito de empresa- la contabilidad ambiental se aplica dentro de dos marcos contables: la contabilidad financiera y la contabilidad ejecutiva. La contabilidad financiera proporciona información financiera sobre una empresa u organización condicionada a una auditoria externa (accionistas). La contabilidad ejecutiva proporciona información interna para tomar decisiones como soporte de decisiones de gestión internas. Esta aplicación de la contabilidad ambiental es conocida como contabilidad ejecutiva ambiental. La información necesaria para la contabilidad ejecutiva puede incluir tanto los flujos materiales dentro de una instalación (contabilidad de materiales) como los costes (contabilidad de costes), incluyendo los costes ambientales. Los costes ambientales son los impactos, tanto monetarios como los no monetarios, incurridos por una empresa u organización resultado de las actividades que afectan a la calidad ambiental. Estos costes incluyen los costes convencionales, los costes potencialmente ocultos, y los costes menos tangibles. Los costes ambientales1 serían aquellos que prevén el incumplimiento de la legislación ambiental vigente, los costes de los recursos directamente relacionados con la producción, los del tratamiento o disposición de los residuos, los de mantener un prestigio y los de los riesgos ambientales. Cada vez más los recursos naturales como el aire, el agua y la energía se incluyen en los costes de producción.

1 Según la propuesta del modelo LCECA [23], los costes ecológicos son: los costes provenientes del control de efluentes, los de su tratamiento y eliminación, los costes de la implantación de sistemas de gestión medioambiental, las ecotasas, los costes de rehabilitación, los costes de energía y los costes por ahorros provenientes de estrategias de reciclaje y reutilización.

973

Contabilidad Medioambiental

Nación / Región

(macroeconomía)

Empresa / Organización

(microeconomía)

Contabilidad de Recursos Naturales

Contabilidad de Entradas

Nacionales

Evaluación de reservas de

recursos

Estimación de PIB/PNB

Contabilidad financiera (regulada)

Contabilidad ejecutiva

(no regulada)

Información financiera

externa

Toma de decisión interna

Fig. 5 – Clasificación de los costes contemplados en la contabilidad ambiental [15].

2.7 LCA NP (ACV – Japón) El profesor Itsubo presentó un modelo para particularizar, al ámbito nacional japonés, la aplicación del ACV. Partiendo de un enfoque de “punto final”, desarrolló una metodología específica de EICV. Este método proporciona diferentes tipos de factores correspondientes a distintos niveles de evaluación, define el área de protección, y está basado en un análisis ético [16]. La figura 6 presenta el esquema conceptual de la metodología de EICV que se ha desarrollado en el proyecto nacional de Japón. Se han definido, e incorporado en este método, once categorías de impacto y cuatro áreas de protección. Asimismo, para su desarrollo, se analizaron distintos estudios relacionados con la ética medioambiental, para obtener la información básica referida a las áreas de protección a considerar en los problemas ambientales, recogiendo diferentes propuestas provinentes de la ética medioambiental, tanto de la escuela antropocentrista como de la corriente biocentrista. Se ha considerado la percepción actual de los problemas ambientales en Japón. Por ejemplo, la falta de espacio disponible para vertederos ha sido reconocida como un problema especialmente grave. Por ello, el problema de los residuos se ha definido intencionadamente en una categoría de impacto distinta con la intención de destacar este problema, considerándolo de manera individualizada.

974

Figura 6 - Planteamiento de la metodología de Evaluación de Impacto de Ciclo de Vida (EICV) para Japón.

2.8 La huella ecológica y el Índice de Procesos Sostenibles Un índice de sostenibilidad ampliamente conocido es la Huella Ecológica desarrollado por Wackernagel & Rees [17]. Este índice se basa en la idea de evaluar en términos de sostenibilidad la cantidad de tierra que se requiere para producir los servicios por personas o por país. Los cálculos están hechos para las cinco categorías más importantes, comida, hogar, transporte, productos de consumo y servicios. En teoría, se incluye toda el área de tierra y agua necesaria para producir todos los bienes consumidos y para asimilar todos los residuos generados. Otro índice basado en el área, es el Índice de Procesos Sostenibles (SPI, Sustainable Process Index) que se centra en la tecnología de los procesos. El área total necesaria para producir las materias primas, la producción de energía, proveer las instalaciones y el área requerida para el personal y para acumular los productos y subproductos se calculan y comparan con el área disponible [18]. Tal y como se puede observar en la figura 7, el SPI es la fracción de dos áreas, el área total (Atot) necesaria para colocar un proceso (producto o servicio) sostenible dentro de la ecosfera y el área (Ain) disponible por habitante. Un caso de estudio de la síntesis de etanol procedente del azúcar de remolacha [19] se utiliza para ilustrar el método de evaluación . La producción anual de 10.000 toneladas de etanol requiere 151.000 toneladas de azúcar de remolacha por año. Con un rendimiento de 4,9 kg/m2 por año, se necesitan 31 km2 para plantar las remolachas. La planta de procesado necesita 14GWh de vapor y 50 MWh de electricidad por año, trabajan 12 personas, y produce

CO2 Vida HumanaGases en el Aire

Indicador

Análisis del efecto

Calentamiento Global

Inventario

HCFCs

TCDD

Benceno

Plomo

SOx

NOx

N Total

P Total

COVNM

Suelo

Residuo

Cobre puro

Petróleo

Concentración

Ozono en laEstratosfera

Toxicidad en el Aire

Toxicidad en el Agua

Toxicidad en el Suelo

Acidificación del subsuelo

Consumo de DO

Conc. Oxidante

Categoría de Impacto

Perdida del Ozono

Contaminación del Aire

Toxicidad Humana

Ecotoxicidad

Acidificación

Eutrofización

FormaciónOxidantes

Uso del suelo

Residuos

Consumo de Recursos

Estrés Térmico

Categoría Final

Malaria

Enfermedades

Cataratas

Cáncer

Enfermedades Respiratorias

Terrestre

Acuático

Plantas

Pesca

Cosecha

Materiales

Energía

Áreas de protección

Análisis de la exposición Evaluación del daño

Salud Humana

Bienestar Social

Ecosistema

Biodiversidad

Productividad primaria

Análisis de calidad Ponderación

DALY

Coste

Especies extinguidas

Peso en seco

975

efluentes con una demanda química de oxigeno (DQO) de 694 toneladas/año. La generación de energía renovable (biomasa para el vapor y PV para electricidad) necesitan 3,8 km2 y el personal necesita 0,2 km2 para vestirse, alimentarse y refugiarse. La evaluación de la DQO se basa en el ratio de precipitación anual (1000 l/m2, dato promedio para Europa Central) y el contenido de oxígeno medio. Un único kilogramo de DQO necesita 140 m2/año para disiparse, por lo que el efluente alcanza un área de 96 km2 o el 62% del área total de la demanda de producción de etanol. La producción de 1 kg de etanol necesita 15,5m2*año.

SPIetanol =

Recursos (p.ej.

remolacha)

Productos

Instalación

Energía

Personalatot

ain

Hogar

Ropa

Comida Movilidad

Etanol

Otros

Aficiones

=SPIetanol =

Recursos (p.ej.

remolacha)

Productos

Instalación

Energía

Personal

Recursos (p.ej.

remolacha)

Productos

Instalación

Energía

Personal

Recursos (p.ej.

remolacha)

Productos

Instalación

Energía

Personalatot

ain

Hogar

Ropa

Comida Movilidad

Etanol

Otros

AficionesHogar

Ropa

Comida Movilidad

Etanol

Otros

AficionesHogar

Ropa

Comida Movilidad

Etanol

Otros

Aficiones

=

Figura 7 - Ejemplo del SPI para el etanol para uso como combustible [18].

Los índices se agregan con el objetivo de simplificar la interpretación de los resultados, permitiendo comunicar eficazmente la presión que provoca sobre el medio ambiente un proceso (o actividad o ciclo de vida de un producto), de forma que podamos estimar la proximidad o lejanía respecto al objetivo del Desarrollo Sostenible, a nivel local [20]. La utilización de área como una unidad básica (en realidad monetaria) es una aproximación interesante dado que la superficie terrestre está claramente limitada. Tal vez, los cálculos de la Huella Ecológica y el SPI emplean un conjunto excesivo de hipótesis simplificativas, pero que resulta necesario para alcanzar una cifra o puntuación única. 3 CONCLUSIONES El ámbito de aplicación de los ecoindicadores está claramente reconocido en el ecodiseño, o en el desarrollo de productos, ya que permiten la transformación de toda la información generada por el ACV a un único valor, y con ello se facilita en la toma de decisiones en la aplicación del ecodiseño de productos y/o servicios. Los principales usuarios de los resultados de un ACV, en muchas empresas, son los diseñadores, o personas responsables del diseño. Si bien los diseñadores o proyectistas están muy acostumbrados a la utilización de herramientas informáticas, a la caracterización de materiales, a la estimación de costes, etc., actualmente, muchos de ellos tienen una menor formación en la valoración del impacto ambiental de sus decisiones. Es decir, la información ambiental ponderada es cualitativamente diferente de los datos técnicos, y puede dificultar su interpretación [21].

976

Con lo cual, los ecoindicadores son de fácil aplicación cuando se encuentran implementados dentro de una herramienta informática. Éstas suelen tener una base de datos de procesos y materiales (ECO-it, ECOSCAN, etc.), y proporcionan un listado de ecoindicadores. Otras herramientas tienen implementada las metodologías de evaluación dentro del software, permitiendo obtener los resultados cuantificados del ACV. Un problema importante se plantea cuando el diseñador no encuentra su proceso o algún material en la base de datos de su herramienta informática. Otro inconveniente es la aceptación de las hipótesis y los principios de los modelos utilizados para obtener los ecoindicadores. También hay que mencionar que tal vez para uso interno sean de mucha utilidad, pero hay que extremar las precauciones en su divulgación externa, fuera de la empresa, o con fines diferentes, ya que la ponderación añade un elemento de subjetividad, que puede estar documentada o no. Existe un conflicto entre la demanda de resultados claros (que corren el riesgo de interpretarse como medidas absolutamente ciertas), y la ambición de presentar una información completa y más compleja (que corre el riesgo de ser ignorada) [21]. Por ultimo se podría recomendar la siguiente frase: “La escala en la toma de decisiones en el proceso de diseño debe estar en proporción al tiempo y al dinero gastados para documentar esa decisión.” [22] 4 REFERENCIAS [1] Ciroth, A., Fleischer, G., Gerner, K., & Kurnst, H. "A New Approach for a Modular Valuation of LCAs", International Journal of Life Cycle Assessment, vol. 8, no. 5, pp. 273-282. 2003.

[2] International Organisation for Standardisation (ISO): ISO 14042 - Environmental management – Life cycle assessment – Life cycle impact assessment, 2000.

[3] Dewulf, W. & Duflou, J. "Simplifying LCA Using Indicator Approaches - A Framework -", X CIRP Seminar of Life Cicle Engineering edn, CIRP, Copenhagen, pp. 278-290. 2003.

[4] Fernández, J.M., Arias, A. & Gorriño, J.P. “Ecodiseño: Introducción de criterios ambientales en el diseño industrial”, XIV Congreso Internacional de Ingeniería Gráfica, Santander, 5-7 de Junio de 2002. 2002.

[5] Bengtsson, M. Värderingsmetoder i LCA, CPM, Chalmers University of Technology, 1998, Göteborg, 1998:1. [6] Steen, B. “A systematic approach to environmental strategies in product development (EPS). Version 2000 – General system characteristics”. Centre for Environmental Assessment of Products Materials Systems. Chalmers University of Technology, Technical Environmental Planning. 1999, CPM report 1999: 4.

[7] BUWAL250, “Ökoinventare für Verpackugen”, Bern. 1996.

[8] Pré Consultants, “The Eco-indicator 99 – A damage oriented method for Life Cycle Impact Assessment. Manual for Designers”, 2000.

[9] Goedkoop, M. & Spriensma, R. “The eco-indicator 99. A damage oriented method for life cycle impact assessment. Methodology report”, Pré Consultants B.V. 1999.

[10] Wenzel, H., Hauschild, M., Alting, L. “Environmental Assessment of Products. Vol. 1. Methodology, tools and case studies in product development”. Chapman-Hall, Londres. 1997.

977

[11] Pré Consultants, “Simapro 6 Database Manual”, Methods library. 2004.

[12] Steen, B. “EPS-Default Valuation of Environmental Impacts from Emissions and Use of Resources. Version 1996”, Swedish Environmental Protection Agency, AFR 111. 1996.

[13] Karlsson, H. “An overview of different quantitative valuation/ weighting methods for LCA”, 1999. IVF Research Publication, 99809.

[14] Bovea, M. D. Consideración Valoración de productos ecológicos. Aplicación al diseño de mobiliario. Tesis Doctoral de la Universidad Jaime I. Castellón, 2002.

[15] Shapiro, K., Stoughton. M., Graff R. & Feng, L. “Healthy Hospitals: Environmental Improvements Through Environmental Accounting”, Office of Prevention, Pesticides and Toxic Substances, US Environmental Protection Agency / Resource and Environmental Strategies, Tellus Institute. 2000.

[16] Jolliet, O. “Terms of Reference of the LCIA definition study”, LC Initiative Workshop on the Life Cycle Assessment: Definition study, Viena, 16 de Mayo de 2002. 2002.

[17] Wackernagel, M. & Rees, W. Our Ecological Footprint; Reducing Human Impact onthe Earth, New Society Publishers, Gabriola Island. 1996.

[18] Krotscheck, C. & Narodoslawsky, M. “The Sustainable Process Index. A new dimension in ecological evaluation”, Ecological Engineering, vol. 4, no. 6, pp. 241-258. 1996.

[19] Krotscheck, C. “SPI case study of the synthesis of ethanol from sugar beet”. In: A. Moser y M. Narodoslawsky (Eds.) Task Group on Ecologic Bioprocessing of the European Federation of Biotechnology, Final Report ÖGBPT, Graz, Austria. 1993.

[20] Lundin, M. Assessment of the Environmental Sustainability of Urban Water Systems, Department of Technical Environmental Planning, Chalmers University of Technology, Göteborg. 1999.

[21] Bengtsson, M. “Weighting in Practice. Implications for the Use of Life-Cycle Assessment in Decision Making”, Journal of Industrial Ecology, vol. 4, n. 4, pp. 47-60. 2001.

[22] Grant, T. “The development and use of single point indicators”, 2nd National Conference on Life Cycle Assessment. Pathways to Eco-Efficiency, Melbourne. 2000. Disponible en: http://lca-conf.rmit.edu.au/Papers/Ecoindicator.doc, (Acceso: Septiembre, 2004).

[23] Durairaj, S.K., Ong, S.K., Nee, A.Y.C. & Tan, R.B.H. “Evaluation of Life Cycle Cost Analysis methodologies”, Corporate Environmental Strategy, vol. 9, no. 1, pp. 30-39. 2002. AGRADECIMIENTOS

La presente comunicación se enmarca dentro del proyecto de investigación “Mejora de los componentes electricos y/o electronicos utilizados en el sector del juguete mediante el análisis del ciclo de vida y el ecodiseño para incrementar la competitividad de los productos del sector (II-ARCO/2004/100)”, financiado por las Ayudas de Articulación del Sistema Valenciano de Ciencia-Tecnología-Empresa (SVCTE) de la Consellería de Empresa Universidad y Ciencia de la Generalitat Valenciana, y del Programa de becas de formación de personal investigador (CANTERA) de la Universidad Politécnica de Valencia.

978