MULTIPLES ECODISEÑOS PARA UN SOLO PRODUCTO: EFECTOS DE LA DATA REGIONALIZADA PARA EL ACV EN EL ECODISEÑO

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1 1 MULTIPLES ECODISEÑOS PARA UN SOLO PRODUCTO: EFECTOS DE LA DATA REGIONALIZADA PARA EL ACV EN EL ECODISEÑO Oscar González Rodríguez (p)(1), Joaquim Lloveras-Maciá (2) (1) Departamento de Mecánica. Universidad Simón Bolívar. Caracas. Venezuela. (2) Departamento de Proyectos de Ingeniería. Universidad Politécnica de Cataluña. ETSEIB. Barcelona. España. ABSTRACT A proposal for LCA-based differentiated evaluation for product Ecodesign is presented, using specific considerations originated by current data variability, due to site-dependence of environmental impact calculation around the world. From this perspective it is possible to postulate that the final configuration of the design of a product can have, at the same time, and even coexisting, several ecodesigns, based on the regional locality in which it is going to be made, used and rejected. From this point of view, the same product, made in a determined place, or different places, can respond better to environmental criteria in a certain geographic region and, at the same time, not to be so good in another region where it is going to be commercialized, or finally rejected. References appear that indicate the importance of the variations of the data of environmental impacts in different regions from the planet, as well as some examples of interest that allow to illustrate the initial postulate. A conclusion about the importance of site-dependence and site-oriented product ecodesign, based on its place of manufacture and its geographic destiny of commercialization and remainder or dismantling. RESUMEN El presente trabajo comprende lo relativo a la evaluación diferenciada del Ecodiseño de productos, basado en el Análisis del Ciclo de Vida (ACV), a partir de las consideraciones específicas que introduce la variabilidad de la data existente en diferentes regiones del mundo para el cálculo de los impactos ambientales. Desde esta perspectiva es posible postular que la configuración final del diseño de un producto puede tener, al mismo tiempo, e incluso coexistiendo, varios ecodiseños, en función de la localidad regional en la que vaya a ser fabricado, utilizado y desechado. Visto de esta forma, ese mismo producto, fabricado en un lugar determinado, o en diferentes lugares, puede responder mejor a criterios medioambientales en una determinada región geográfica, y, al mismo tiempo, no ser tan bueno en otra región donde vaya a ser comercializado, o finalmente desechado. Se presentan referencias que indican la importancia de las variaciones de los datos de impactos ambientales en diferentes regiones del planeta, así como algunos ejemplos de interés que permiten ilustrar el postulado inicial. Se concluye con la reafirmación de la importancia de orientar el ecodiseño de un producto en función de su lugar de fabricación y de su destino geográfico de comercialización y desecho o desmantelamiento. 218

2 2 1. INTRODUCCION Desde que empezaron a explorarse mecanismos para mejorar la calidad ambiental y el desempeño ambiental de los productos y procesos, los métodos de carácter cuantitativo han logrado mayor desarrollo y mejor aceptación entre los diseñadores, que otros métodos cualitativos o semi-cuantitativos. En el campo de la Ingeniería, la valoración cuantitativa y objetiva parece ser más convincente, por su fácil comparabilidad, que la valoración cualitativa o subjetiva, y representa siempre una herramienta de más fácil aceptación para la toma de decisiones y el mercadeo de productos o servicios. Entre los métodos cuantitativos que se han desarrollado en los últimos años para el diseño ecológico de productos y procesos (Ecodiseño), el que se sustenta en el Análisis del Ciclo de Vida (ACV) del producto o el proceso, parece haber logrado un mayor nivel de evolución técnica que otros, y lo ha convertido en preferente. Sobre la forma de realizar estos Análisis de Ciclo de Vida se han desarrollado las normas internacionales que van desde la ISO a la ISO-14043, ambas inclusive. La existencia de normas internacionales para tratar de uniformizar los mecanismos para el Análisis del Ciclo de Vida, hace previsible su eventual utilización como mecanismos de carácter contractual para el intercambio comercial y las relaciones internacionales. Ya se recomienda como esencial que cualquier proyecto que involucre la aplicación de la herramienta del Análisis de Ciclo de Vida se refiera a estas normas para gozar de un mínimo de reconocimiento por parte de terceros [ECOBILAN, 2004] De estos métodos cuantitativos para el Diseño ecológico de productos, basados en el Análisis de Ciclo de Vida, no sería aventurado afirmar que el que ha logrado, a su vez, mejor desarrollo evolutivo y aceptación general, es el denominado Ecoindicator, desarrollado, en sus dos versiones (Eco-indicator 95 y Eco-indicator 99), por el Sistema de Gestión Medioambiental de Productos, el cual forma parte de la Política Integrada de Productos (IPP, por sus siglas en inglés), adelantada por los Países Bajos [Goedkoop, 1995], [Goedkoop, 1999], [IHOBE, 2000]. Sobre métodos alternos de carácter cuantitativo, se puede conseguir información en diferentes referencias [Tellus, 2004], [Steen, 1992], [Steen, 1999], [Goedkoop, 2001], etc. Entre los enfoques de las normas ISO mencionadas y de las versiones del método Eco-indicator, existen algunas diferencias que se encuentran bien documentadas por Goedkoop [Goedkoop, 2001]. Conviene resaltar que los diferentes autores concuerdan en que los valores que se puedan cuantificar utilizando diferentes métodos no son necesariamente compatibles o comparables. No es posible analizar productos ecodiseñados o rediseñados con una mezcla de indicadores de métodos diferentes, ni tampoco es posible converger hacia algún factor de conversión entre ellos. El complemento elemental de estos métodos lo representa el conjunto de bases de datos que utilizan para el cálculo de los impactos ambientales de diferentes productos o procesos. Es en el desarrollo de estas bases de datos donde se ha centrado la preocupación de los investigadores dedicados al tema del Análisis del 219

3 3 Ciclo de Vida, y lógicamente de sus usuarios, entre los que se encuentran quienes realizan actividades relacionadas con el Ecodiseño de productos y procesos. En general, se recomienda evitar el uso simultáneo de bases de datos provenientes de diferentes proveedores, salvo en el caso en que expresamente un determinado proveedor establezca que sus bases de datos están sustentadas en idénticas suposiciones y referencias que las de otro proveedor [TNO, 2004]. Una revisión comparativa sobre diferentes métodos cuantitativos de ecodiseño basados en el ACV, y sus respectivas bases de datos asociadas, se puede consultar en [González, 2003]. Ahora bien, la variabilidad de datos no se origina únicamente por las diferencias que puedan existir entre percepciones y formas de cálculo de impactos ambientales provenientes de diferentes proveedores e investigadores, sino que, utilizando un mismo modelo de cálculo o determinación, pueden perfectamente encontrarse, para un mismo producto o proceso, diferentes valores de impactos asociados, dependiendo, por ejemplo, de la ubicación geográfica en la que el producto o proceso se desarrollará, fabricará, utilizará o desechará. Los documentos que tratan sobre la descripción del método Eco-indicator, por ejemplo, dedican varios apartes para referirse a las inexactitudes sobre la corrección del modelo utilizado y las inexactitudes de la data [IHOBE, 2000], pero entre esas inexactitudes no se considera específicamente alguna corrección por factores dependientes de la ubicación geográfica de las diferentes etapas del ciclo de vida de un producto o proceso. 2. LA UNIFORMIDAD GEOGRÁFICA CONSIDERADA EN LOS MÉTODOS El método Eco-indicator 99, por ejemplo considera la valoración cuantitativa de cinco aspectos relacionados con el ciclo de vida de un producto o proceso [IHOBE, 2000]: Producción de Materiales Procesos de generación de Procesos de Producción energía Procesos de transporte Escenarios de eliminación Sin embargo, establece literalmente que las cifras de las medias europeas se utilizan para realizar estas estimaciones. Específicamente, en el caso de transporte, se aclara que por supuesto, se presupone la eficiencia de las condiciones de carga en Europa. Si es por ferrocarril, se indica que la referencia es la media europea de diesel o electricidad consumidos por la media del nivel de carga. En el caso de los Procesos de generación de energía, se expresa que, para medir la electricidad, se tienen en cuenta los diferentes tipos de combustible empleados en Europa para generarla, y que además se han establecido indicadores específicos para algunos países, pero cercanos a la media europea. Si bien se encuentran grandes diferencias entre cada país, éstas pueden explicarse debido al uso de diferentes tecnologías para producir energía eléctrica [IHOBE, 2000]. Sobre el procesamiento de residuos, se tratan por separado los impactos generados por residuos domésticos, residuos urbanos, la incineración, el uso de vertederos y el reciclado. Para los residuos domésticos, el indicador de residuos en el hogar representa la media de residuos generados en los hogares europeos. Sobre los 220

4 4 residuos urbanos, se expresa que la media de residuos generados por los municipios europeos es en general bastante moderada. Una porción se destina a vertederos y otra a incineración. En relación con los procesos de incineración, se sobreentiende la incineración como realizada en una planta-tipo utilizada en Suiza con un sistema de eliminación normal (año 2000). Aunque aclara que esta situación no representa la generalidad europea, se espera que varíe gradualmente hacia esa referencia. Sobre el uso de vertederos, se toma como referencia también a los modernos vertederos suizos (año 2000), con purificadoras de agua y buenos cierres. Y sobre el reciclado, se da por entendido que los materiales llegan limpios y segregados en diferentes tipos [IHOBE, 2000]. Algo similar ocurre con el modelo de daños que el método propone para la cuantificación o valoración de los efectos de los impactos ambientales que normalmente se consideran en un ACV. El método establece la necesidad de evaluar seriamente tres categorías de impactos: Daño a la salud humana, Daño a la calidad del ecosistema y Daño a los recursos. Pero para evaluar estas tres categorías de daños, se han desarrollado modelos complejos de daño que contemplan los siguientes tópicos: El modelo de daños para emisiones (Análisis de destino, análisis de exposición, análisis de efectos y análisis de daños) Modelo de daño referido al uso del suelo Modelo de daños referidos a los recursos Sobre el primero de estos modelos (el de emisiones), el método considera los daños que la mayoría de las sustancias ocasionan a escala europea, aunque en algunas de ellas, como gases de efecto invernadero, gases que disminuyen la capa de ozono y las sustancias radioactivas de larga duración, se calcula el daño a nivel mundial, pues estas sustancias se dispersan por todo el mundo [IHOBE, 2000]. Sobre el modelo de daño referido al uso del suelo, el método considera lo que llama efecto regional, pero este tiene que ver con los efectos que se producen sobre las áreas circundantes de un determinado proyecto (que a su vez tiene un efecto local sobre la extensión de suelo que ocupa ). Cada uso del suelo tendrá un efecto diferente, y mientras más grande el proyecto, mayor la probabilidad de afectar diferentes tipos de suelo, complicando el análisis de daño. Los efectos locales y regionales son considerados en el método, y para ello se apoya en estudios que abarcan una amplia diversidad de tipos de suelos. Este es un caso en el que, por su naturaleza, se podría afirmar que los efectos o impactos ambientales no se pueden nunca generalizar para amplias áreas geográficas, dada la diversidad de tipos de suelos. Parece claro, entonces, que los métodos desarrollados utilizan, lógicamente, los datos disponibles que puedan generar mayor confianza, como es el caso de los datos desarrollados en Europa, región en la que los esfuerzos por disponer de esa información han sido intensos y productivos en comparación con otras regiones. Los mismos documentos explicativos del método son prudentes al aclarar estas 221

5 5 particularidades, e incluso afirman que los indicadores deben ser considerados como meras estimaciones, debiéndose calcular datos más exactos. Por ejemplo, para obtener los datos sobre eliminación de residuos, se utiliza un compendio de la OECD (1997) para estudiar los lugares de eliminación de residuos de municipios y hogares de Europa, y se aclara que una de las diferencias entre el Eco-indicator 95 y Eco-indicator 99 es que éste último emplea datos europeos en lugar de datos alemanes. [IHOBE, 2000]. Igualmente, para el caso de la energía, son explícitos al sugerir que se debe determinar el consumo exacto en cada caso particular, empleando el indicador adecuado de consumo de electricidad para encontrar un mejor valor [IHOBE, 2000]. Lo mismo se aprecia para otros conceptos. 3.- LA VARIABILIDAD GEOGRÁFICA DE LOS IMPACTOS AMBIENTALES Es significativo el número de referencias que reportan avances en la generación de datos de impactos ambientales regionalizados en otras partes del mundo, además de Europa, y también son mayores los esfuerzos registrados en varias publicaciones especializadas por establecer criterios que mejoren la credibilidad de la data que se vaya desarrollando, medir la incertidumbre y difundir la metodología. El trabajo de Krewitt et als. [Krewitt, 2001], es bien revelador sobre la importancia de establecer los efectos o daños ambientales en función de las regiones en las que se desarrolla el ciclo de vida de un producto, en particular porque trata el tema de los factores de daño producido por emisiones atmosféricas para un cierto número de países, cuando ha existido la tendencia a considerar este tipo de efectos de manera global planetaria. Los autores expresan que los resultados mostrados en esta publicación pueden ser utilizados para considerar la dependencia geográfica de la evaluación de impactos de ciclo de vida, como complemento de la visión actual, que es, en general, independiente de la ubicación geográfica. Hellweg [Hellweg, 2001], presenta un esbozo sobre la dependencia geográfica y temporal de la evaluación del ciclo de vida de los procesos de tratamientos térmicos de residuos. Schenk [Schenk, 2001], refiere que, hasta el momento, no existe consenso sobre los indicadores relacionados con el uso del suelo que puedan ser aplicables alrededor del mundo, y que se espera que aumenten los esfuerzos futuros para desarrollar indicadores del uso del suelo que sean reconocidos internacionalmente. También se pueden conseguir publicaciones que reportan los avances por desarrollar indicadores específicos en ciertas regiones y países, como la región del Asia/Pacífico [Zacaría, 1999], la Europa del Este [Talve, 2001], China [Zuoren, 2001], Italia [Baldo, 2001], etc. Los esfuerzos por mejorar la disponibilidad, calidad e intercambio de la data relacionada con los ACV han sido muy significativos por parte de SETAC, y se reflejan también en numerosos eventos organizados con ese fin y numerosas publicaciones que recogen la información derivada [Braan, 2001], [van Hoof, 2001], [Hischier, 2001], etc. También el directorio de recursos para Inventario de Ciclo de Vida, denominado LCAccess, está detrás de ese mismo objetivo, y solicita esa información expresamente a las organizaciones que hayan elaborado estudios de Inventario o evaluación de Ciclo de Vida [Skone, 2001]. Otros autores refieren 222

6 6 además la necesidad de buscar la congruencia en la normalización relacionada con el ACV [Norris, 2001]. En definitiva, el escenario relacionado con la información disponible para la elaboración de evaluaciones de ciclo de vida, no es un escenario precisamente consolidado, pero son destacables los esfuerzos por mejorarla constantemente. Entre esos esfuerzos se encuentran los destinados a generar data regionalizada sobre indicadores de impacto ambiental. 4.- IMPLICACIONES EN EL ECODISEÑO DE PRODUCTOS El ecodiseño de productos, basado en el Análisis de Ciclo de Vida, se sustenta en la utilización de los datos desarrollados de indicadores de impacto ambiental. Si para realizar el ecodiseño de un producto en cualquier región fuera de Europa, se utilizan indicadores desarrollados exclusivamente en Europa, muy probablemente se esté haciendo un ejercicio en el que se incrementan las probabilidades de error de cálculo. Parece lógico que si un producto se fabrica en una localidad, para ser luego comercializado en otra, su ecodiseño debería considerar los indicadores de impacto ambiental correspondientes a la fase de fabricación de la primera localidad, pero debe considerar los indicadores impacto de la fase de utilización y eliminación o desmantelamiento que correspondan a esas otras localidades. Por extensión, un mismo producto, fabricado en una determinada localidad, pero que se comercializa y utiliza en diferentes localidades, países o regiones, debe ser objeto, entonces, de tantos procesos de ecodiseño como localidades de destino se puedan prever en la fase de diseño. El problema se complica aún más si un mismo producto es fabricado en diferentes regiones. Por más complicado que parezca este escenario, lo cierto es que si determinados mercados locales, nacionales o subregionales comienzan por colocar barreras comerciales de tipo ecológico, basadas en los impactos del ciclo de vida de los productos y procesos, más temprano que tarde los proveedores de esos mercados comenzarán a exigir la sinceración de los análisis de ciclos de vida tomando en consideración los verdaderos impactos ambientales que las diferentes fases de la vida del producto generan en las localidades en las que dichas fases de vida se llevan a cabo. Entonces, la credibilidad que posean las bases de datos de impactos ambientales regionales cobraría una importancia significativa, pues seguramente la aceptación de valores regionalizados, por parte de un determinado mercado, se producirá sobre la base de una certificación internacional de metodologías de cálculo de otros mercados proveedores. Una forma simplificada de visualizar el escenario de múltiples ecodiseños asociados a un solo producto en función de la ubicación geográfica de las diferentes etapas del ciclo de vida, se muestra en la Figura N 1. CONCLUSIONES Es previsible, y ya se aprecia en diferentes regiones del mundo, el incremento de los esfuerzos destinados a desarrollar y perfeccionar las bases de datos disponibles 223

7 7 para el cálculo de los impactos ambientales de las diferentes etapas del ciclo de vida de productos y procesos. Fabricación Utilización Eliminación Localidad 1 Localidad 1 Ecodiseño 1.1 Localidad 1 Localidad 2 Localidad 2 Ecodiseño 1.2 Localidad N Localidad N Ecodiseño 1.N Localidad 1 Localidad 1 Ecodiseño 2.1 Localidad 2 Localidad 2 Localidad 2 Ecodiseño 2.2 Localidad N Localidad N Ecodiseño2.N Localidad 1 Localidad 1 Ecodiseño 3.1 Localidad N Localidad 2 Localidad 2 Ecodiseño 3.2 Localidad N Localidad N Ecodiseño 3.N Figura 1: Múltiples ecodiseños para un solo producto, en función de la ubicación geográfica de las diferentes etapas del ciclo de vida Es previsible también que en un futuro no muy lejano se impongan, en ciertos mercados, restricciones comerciales a productos que no hayan sido sometidos a los respectivos análisis de ciclo de vida, y demuestren, en consecuencia, un comportamiento ambiental adecuado a lo largo de su ciclo de vida, tal como actualmente sucede con los sistemas de gestión medioambiental de empresas y organizaciones. Cuando ese escenario se materialice, una forma probable en la que el comercio internacional de productos se adapte a esas exigencias, podría estar sustentada en la certificación internacional de sistemas para la determinación de los datos de impacto ambiental en diferentes regiones. BIBLIOGRAFÍA Baldo, G.L., Pretato, U.; A Database to support Italian LCA Practitioners, Int. J. LCA, Vol. 6(3), 2001, pp Braan, J., Tanner, T., Askham, C., Hendriks, N., Benoit, M., Mälkki, H., Vold, M., Wessman, H., de Beaufort, A.; Energy, Transport and Waste Models. Availability and Quality of Energy, Transport and Waste Models and Data. SETAC-Europe LCA Working Group Data Availability and Data Quality. Int. J. LCA, Vol. 6(3), 2001, pp ECOBILAN, Ecobilan Services, Tools and Methods. Disponible en <http://www.ecobilan.com/>, Ecobilan S.A., 2004 Goedkoop, M.; The Ecoindicator 95, Final Report; NOH Report 9523, Goedkoop, M., Spriensma, R.; The Eco-indicator 99, Methodology report. A damage oriented LCIA method; VROM report, La Haya, 1999 Goedkoop, M., Spriensma, R., The Ecoindicator 99. A damage oriented method for Life Cycle Impact Assessment. Methodology Report. Product Ecology Consultant, Disponible en <http://www.pre.nl>, 2001 González, O., Lloveras-M., J.; Revisión Comparativa de Métodos Cuantitativos Basados en el Análisis de Ciclo de Vida para la valoración de Alternativas de Ecodiseño de 224

8 8 Productos. Actas del VII Congreso Internacional de Proyectos de Ingeniería. Pamplona, España, 2003 Hellweg, S., Time and Site-Dependent Life Cycle Assessment of Thermal Waste Treatment Process, Int. J. LCA, Vol. 6(1), 2001, pp. 46 Hischier, R., Baitz, M., Bretz, R., Frischknecht, R., Jungbluth, N., Marheineke, T., McKeown, P., Oele, M., Osset, P., Renner, I., Skone, T., Wessman, H., de Beaufort, A.; Guidelines for Consistent Reporting of Exchanges from/to Nature within Life Cycle Inventories. SETAC-Europe LCA Working Group Data Availability and Sata Quality. Int. J. LCA, Vol. 6(4), 2001, pp IHOBE, Manual Práctico de Ecodiseño: Operativa de Implantación en 7 pasos. Sociedad Pública de Gestión Ambiental del Gobierno del País Vasco, IHOBE, Krewitt, W.; Trukenmüler, A.; Bachmann, T.; Heck, T.; Country-specific Damage Factors for Air Pollutants. A step towards Site Dependent Life Cycle Impact Assessment, Int. J. LCA, Vol 6(4), 2001, pp Norris, G., The Requirement for Congruence in Normalization, Int. J. LCA, Vol 6(2), 2001, pp Schenk, R., Land Use and Biodiversity Indicators for Life Cycle Impact Assessment, Int. J. LCA, Vol. 6(2), 2001, pp Skone, T., Directory of LCI Resources. Int. J. LCA, Vol. 6(2), 2001, pp Steen, B., Ryding, S.; The EPS Enviro-Accounting Method. IVL, B1080, Gothenburg, Steen, B., A systematic approach to environmental strategies in product development (EPS). Version General system characteristics. CPM report 1999:4., Talve, S., The Life Cycle Assessment Management Tool for Technologies in Eastern Europe. Why and How, Int. J. LCA, Vol. 6(3), 2001, pp Tellus; About Tellus Software. Tellus Institute. Disponible en TNO, Product Development. EcoScan. Disponible en <http://www.ind.tno.nl/>, TNO Indusrial Technology, 2004 Van Hoof, G., de Beaufort, A., Hochfeld, C., James, K.; Driving Forces for Data Exchange. SETAC-Europe LCA Working Group Data Availability and Data Quality. Int. J. LCA, Vol. 6(3), 2001, pp. 134 Zacaria, Z., Hassan, M., Awang, M.; Current Status and Needs for Life Cycle Assessment Development in Asian/Pacific Regions. Int. J. LCA, Vol. 4(5), 1999, pp Zuoren, N., Xianghua, D., Guiqi, L., Tieyong, Z., LCA in China. Material Life Cycle Assessment in China. Int. J. LCA, Vol. 6(1), 2001, pp CORRESPONDENCIA. Oscar González Rodríguez Departamento de Mecánica de la Universidad Simón Bolívar. Valle de Sartenejas, Baruta, Caracas, Venezuela 1080-A Telf

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