Anailisis Del Ciclo de Vida Del Carbono Ejemplos de Aplicacion

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Análisis de Ciclo de Vida y Huella de Carbono: Casos Prácticos
Technical Report · April 2020

DOI: 10.13140/RG.2.2.11030.50240/1
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2 authors:
Gumersindo Feijoo Maria Teresa Moreira

University of Santiago de Compostela University of Santiago de Compostela
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ANÁLISIS DE CICLO DE VIDA Y HUELLA DE CARBONO
CASOS PRÁCTICOS
Abril 2020
Autores
Gumersindo Feijoo
Grupo de Biotecnología Ambiental
Departamento de Ingeniería Química
Instituto de Investigación CRETUS
Escuela Técnica Superior de Ingeniería
Universidad de Santiago de Compostela
Correo‐e: gumersindo.feijoo@usc.gal
LinkedIn & Twitter: @feijoo_costa
María Teresa Moreira

Grupo de Biotecnología Ambiental
Departamento de Ingeniería Química
Instituto de Investigación CRETUS
Escuela Técnica Superior de Ingeniería
Universidad de Santiago de Compostela
Correo‐e: maite.moreira@usc.es
Páginas web:
Biogroup: www.usc.gal/biogroup
Departamento: www.usc.gal/enxqu
i‐CRETUS: www.usc.gal/cretus
ETSE: www.usc.gal/etse
2
INDICE
Índice
1. ANÁLISIS DE CICLO DE VIDA 4

1.1. Filosofía del ciclo de vida 4
1.2. Hacia una economía circular 7
1.3. Fundamentos del análisis de ciclo de vida 10
1.4. Definición de objetivos y alcance 11
1.4.1. Sistema y función del sistema 12
1.4.2. Unidad funcional 13
1.4.3. Reglas de asignación 15
1.5. Inventario de ciclo de vida 18
1.6. Evaluación del impacto ambiental 21
1.6.1. Metodologías de distancia al nivel objetivo: CML 2000 23
1.6.2. Metodologías de daño causado: Ecoindicator 99 24
1.6.3. Metodología ReCiPe 25
2. HUELLA DE CARBONO 26
2.1. TOP10 razones para su implementación 26
2.1.1. Sensibilización ambiental 28
2.1.2. Sensibilización social 29
2.1.3. Política ambiental empresarial 31
2.1.4. Información ambiental del producto 31
2.1.5. Definición de acción de mejora 31
2.1.6. Marketing 33
2.1.7. Competitividad 34
2.1.8. Legislación 34
2.1.9. Compra verde 36
2.1.10. Ventas 36
2.2. Metodologías de cálculo 38
2.2.1. ISO 14067 40
2.2.2. Metodología PAS 2050 40
2.2.3. GHG Protocol 41
3. CASOS PRÁCTICOS 42
3.1. Análisis comparativo de envases 42
3.2. Evaluación de escenarios para la producción de biogás 54
3.3. Huella de carbono del cultivo de mejillón 64
4. REFERENCIAS 72
3
ACV HUELLA DE CARBONO CASOS PRÁCTICOS
1. ANÁLISIS DE CICLO DE VIDA
1.1 Filosofía del ciclo de vida

Con la revolución industrial se inició un cambio sustancial en los impactos ambientales
asociadas a las actividades humanas, asociado a la explotación de recursos no renovables y la
generación de residuos contaminantes. Tras la II Guerra Mundial surgió la idea de que los
objetivos de producción industrial y calidad del medio ambiente eran elementos que
difícilmente avanzaban en la misma dirección. La preocupación por la preservación del
medioambiente se hace cada vez más evidente tal y como se evidencia en la publicación en
1962 del libro “Primavera Silenciosa” de Rachel Carson, en el que se plantea la variable
ambiental a partir de bases científicas (Carson, 1994).
La presión de la sociedad y su mayor concienciación con el medioambiente han hecho posible
que se produjese un giro copernicano desde el punto de vista legislativo, lo cual ha obligado a
que cada actividad sea desarrollada bajo el principio del respeto al ecosistema en el que se
encuentra implantada. Como respuesta a este reto, se han introducido o adaptado diversas
tecnologías capaces de tratar los residuos tanto industriales como urbanos en lo que se
consideran tratamientos “fin de línea”. Esta estrategia se ha demostrado con el tiempo
ineficaz, pues tenía únicamente una perspectiva puntual o local de la contaminación, de forma
que no permite minimizar las cargas contaminantes y, por tanto, aumenta el coste de
tratamiento a niveles económicos que pueden llegar a ahogar la propia actividad industrial
(Leonard, 2010).
En el año 1972 se celebró en Estocolmo la primera Conferencia de Naciones Unidas sobre el
Medio Ambiente, en la que participaron 113 países. La celebración de esta reunión puso de
manifiesto el reconocimiento mundial de la gravedad de los problemas ambientales y, como
conclusión, se adoptó un plan de acción para salvaguardar y mejorar el medio ambiente en
beneficio de las generaciones presentes y futuras. En 1983 la ONU estableció la Comisión
Mundial sobre Medio Ambiente y Desarrollo. Este grupo de trabajo presidido por la primera
ministra de Noruega (Gro Harlem Brundtland), conocido como Comisión Brundtland, realizó
diversos estudios, debates y audiencias públicas en los cinco continentes durante casi tres
años, los cuales culminaron con la publicación del documento llamado Nuestro Futuro Común
o Informe Brundtland (WCED, 1987).
Dicho informe ha dado lugar a diferentes interpretaciones, pero todas coinciden en lo que se
denomina la “Teoría de las tres dimensiones de desarrollo sostenible”, según la cual las
medidas que se tomen en consideración deberán respetar el medio ambiente, ser
económicamente viables y socialmente equitativas (Braungart y McDonough, 2005).
La introducción del referente medioambiental en la legislación, basado en los principios de
desarrollo sostenible, acción preventiva, precautoria y corresponsabilidad, establecida a partir
del Quinto Programa Marco de Acción Comunitaria de 1 de febrero de 1993: “Hacia un
desarrollo sostenible”, ha promovido el desarrollo de tecnologías limpias, que permitan un
4
mayor ahorro de recursos naturales y el desarrollo de técnicas adecuadas para la eliminación

de las sustancias peligrosas.
En este contexto se han desarrollado numerosas herramientas de gestión ambiental que con
diferentes procedimientos buscan la minimización de los impactos ambientales asociados a
productos/procesos/servicios (Hospido et al., 2007). Los objetivos y metas de cada una de
ellas se pueden identificar a partir de un análisis esquemático en dos dimensiones: tecnología
vs. Ubicación (Figura 1.1).
Tiempo
4
P. Limpia
Tecnología
3
EI ACV
2
1
SGMA EIA
1 2 3 4 5
Ubicación
Figura 1.1. Objetivo de las herramientas de gestión ambiental en función de la tecnología, ubicación y
dimensión temporal
Así, si el objetivo es identificar las cargas ambientales asociados a una fábrica (una tecnología
ubicada en un espacio determinado) así como el establecimiento de una política ambiental en
la empresa, la herramienta que cubre ese análisis son los sistemas de gestión medio ambiental
(SGMA): norma UNE‐EN ISO 14001 (Clements, 1997) y reglamento EMAS (Werner, 2000). En
cambio, si la meta es la definición de la mejor ubicación para una tecnología, por ejemplo, el
mejor itinerario para una autovía, los estudios de impacto ambiental (EIA) son más adecuados
(Conesa et al., 2000). Por el contrario, si la minimización de los residuos pasa por implantar en
la instalación las mejores tecnologías disponibles, aplicaría los principios de la producción
limpia bajo la perspectiva de la prevención y control de la contaminación (Martínez‐Bascarán,
2003). El concepto de ecología industrial (EI) representa una visión integrada del impacto
ambiental de los sistemas industriales, donde una planta industrial no se analiza de forma
individual, sino como parte de un conjunto, como parte de un sistema, de manera análoga a
como una especie se estudia como parte de un ecosistema natural (Fullana y Puig, 2002). Esta
herramienta tiene especial interés en el estudio de polígonos industriales, de forma que se
establecen las sinergias entre las diferentes empresas. Por ejemplo, a la hora de diseñar una
planta conjunta de tratamiento de residuos, que conlleve un mínimo consumo energético en
la reducción de las emisiones del polígono.
5
No obstante, a veces es necesario considerar el ciclo de vida completo (dimensión temporal)

de un producto o una actividad frente a una perspectiva más centrada en el control de las
fuentes de emisión. Esta filosofía de ciclo de vida, también conocida como el enfoque “de la
cuna a la tumba”, considera que todas las etapas involucradas en el ciclo de vida de un
producto/actividad tienen una responsabilidad en las consecuencias ambientales del mismo
y, por lo tanto, un papel que jugar (UNEP, 2003). Para poder considerar de una forma
sistemática los impactos ambientales a lo largo del ciclo de vida de un producto/actividad, la
metodología del Análisis del Ciclo de Vida (ACV) es la herramienta de uso más extendido.
En 1998 se publica la primera de las normas ISO1 referidas a ACV: la norma ISO 14040:1998,
que establece los principios y estructura de esta metodología. En años sucesivos aparecen
otras normas ISO relacionadas con el ACV, entre las que destacan: ISO 14041:1999 (objetivo,
alcance y análisis del inventario), ISO 14042:2001 (evaluación del impacto del ciclo de vida) e
ISO 14043:2001 (interpretación del impacto del ciclo de vida). Estas normas han sido revisadas
y reemplazadas por la ISO 14040:2006 (principios y marco de referencia) y por la ISO
14044:2006 (requisitos y directrices). En un plazo relativamente corto, el análisis del ciclo de
vida se ha convertido en una metodología esencial para analizar la sostenibilidad de los
productos y procesos, como lo demuestra el creciente número de artículos científicos (Figura
1.2).
Figura 1.2. Número de publicaciones en la base de datos SCOPUS (motor de búsqueda: LCA)
1
www.iso.org
6
Un estudio bibliométrico sobre la investigación en ACV para el período 1998‐2013 publicado

en el “International Journal of Life Cycle Assessment” (Hou et al. 2015) sitúa a España en
segundo lugar (7,9% de la producción mundial en artículos) y a la USC como líder de las
universidades españolas en este ámbito y la sexta posición en el ranking mundial (Tabla 1.1)
Tabla 1.1. Ranking por instituciones en publicaciones en Análisis de Ciclo de Vida (Hou
et al., 2015)
Ranking Institución País
1º Technology Univ. of Denmark Denmark
2º Univ. of California Berkeley USA
3º Univ. of Tokio Japan
4º Univ of Michigan USA
5º ETH Switzerland
6º Univ. Santiago de Compostela Spain
7º Univ. Autonoma de Barcelona Spain
8º Univ. Rovira i Virgili Spain
9º Carnegie Mellon University USA
10º INRA France
Además, el artículo señala que las dos líneas de colaboración más fructíferas son las que se
establecen entre las universidades de Santiago de Compostela y Autónoma de Barcelona, y
entre las universidades de Michigan (USA) y Tsinghua Univ (China).
1.2 Hacia un Economía Circular

La filosofía del ciclo de vida está directamente vinculada al concepto de Economía Circular,
donde el objetivo es transformar el sistema de producción y toda su cadena de valor de
manera que se integre una perspectiva "de la cuna a la cuna" (Figura 1.3). Es por ello que el
enfoque trata de la evolución de una economía de reciclaje basada en el concepto de las 3R
(Reducir, Reutilizar y Reciclar) a un sistema Multi‐R, donde se introducen conceptos como
repensar, rediseñar, reparar, recuperar..., de manera que el ciclo técnico de los materiales sea
similar al ciclo biológico que tiene lugar en los ecosistemas naturales.
7
Figura 1.3. Hacia una Economía Circular: “de la cuna a la cuna”
La Unión Europea emitió el 11 de marzo de 2020 la “COMUNICACIÓN DE LA COMISIÓN AL

PARLAMENTO EUROPEO, AL CONSEJO EUROPEO, AL COMITÉ ECONÓMICO Y SOCIAL EUROPEO
Y AL COMITÉ DE LAS REGIONES” sobre el “Nuevo Plan de acción para la economía circular por
una Europa más limpia y más competitiva”2 que junto con el Plan Verde Europeo3 son los dos
ejes básicos sobre que los que se fundamenta la nueva política estratégica ambiental europea.
Los distintos países y regiones de la Unión Europea están traduciendo estas directrices en
diversos planes de acción o estrategias; por ejemplo, la Comunidad Autónoma Gallega aprobó
en diciembre de 2019 la Estrategia de Economía Circular 2020‐20304.
La Economía Circular presenta también un nuevo paradigma que establece nuevos modelos
productivos (Figura 1.4):
 Suministros circulares. Uso de energía renovable, biomasa o materiales con potencial
de reciclaje en vez de recursos no renovables. Por ejemplo, las empresas de la industria
química están cambiando sus procesos para asegurar que sus productos (Bello et al.,
2018), con funciones análogas, provengan de materiales renovables: este es el caso de
los biocombustibles.
 Recuperación de recursos. Obtención de energía y recursos a partir de residuos. Este
enfoque considera la recuperación del valor de un producto al final de su ciclo de vida
para su uso en un nuevo ciclo. Las soluciones van desde la simbiosis industrial al
reciclaje integrada en ciclos cerrados o de sistemas “Cuna a la Cuna”. Este modelo es
2
https://eur-lex.europa.eu/resource.html?uri=cellar:9903b325-6388-11ea-b735-
01aa75ed71a1.0018.02/DOC_1&format=PDF
3
https://ec.europa.eu/environment/circular-economy/
4
https://www.researchgate.net/publication/335422078_2019_Estratexia_Galega_de_Economia_Circular
8
especialmente adecuado para empresas que producen grandes volúmenes de residuos

o que pueden recuperar y reprocesar residuos de forma rentable (Lijo et al., 2015)
 Extensión de la vida útil. Implantación del diseño sostenible para ampliar el ciclo de
vida de productos y componentes mediante su reparación, actualización o reventa. La
ampliación del uso de los productos también genera ingresos adicionales (González‐
García et al. 2011).
Figura 1.4. Modelos de negocio basados en la Economía Circular
 Uso compartido de plataformas. Aumento del nivel de uso de los productos

compartiendo tanto su uso como el acceso a su propiedad. Este modelo de negocio
fomenta la colaboración entre los usuarios (individuos u organizaciones). De esta
forma es posible compensar el exceso de capacidad o la falta de uso, aumentando la
productividad y el valor que se aporta a los usuarios (Figura 1.5).
Figura 1.5. Diversos modelos de Car‐Sharing
9
 Producto como servicio. Acceso a productos cuya propiedad se mantiene para

internalizar los beneficios generados por la productividad de recursos circulares. Este
modelo ofrece una alternativa al modelo tradicional de comprar y tener, ya que uno o
más clientes utilizan los productos según el contrato de arrendamiento o de pago por
uso. Así pues, la longevidad, la reutilización y el uso compartido de un producto ya no
se consideran riesgos, sino más bien aspectos que pueden aumentar los ingresos y/o
reducir los costes (Pereira et al., 2018).
1.3 Fundamentos del análisis de ciclo de vida

La norma UNE‐EN ISO 14.040:2006 5 define el ACV como: “una técnica para evaluar los
aspectos ambientales y los posibles impactos asociados a un producto mediante la
recopilación de un inventario de las entradas y salidas relevantes de un sistema, la evaluación
de los potenciales impactos medioambientales asociados a esas entradas y salidas y la
interpretación de los resultados de las fases de análisis y evaluación de impacto de acuerdo
con los objetivos del estudio”.
De esta definición se deduce que el ACV es un instrumento que puede utilizarse para evaluar
las cargas ambientales asociadas a un producto, proceso o actividad teniendo en cuenta su
ciclo completo: “desde la cuna hasta la tumba”. Por lo tanto, para una determinada actividad
el problema no sólo se limita a mi planta industrial, sino que también es necesario establecer
cuál es la parte alícuota de contaminación de todas las actividades previas y posteriores que
“mi” producto determina. Por ejemplo, el transporte del producto hasta los consumidores se
realiza normalmente mediante camiones que producen emisiones de gases a la atmósfera por
tonelada y por km recorrido, lógicamente esas emisiones deben ser atribuidas a “mi”
producto. Todo esto es posible mediante la identificación y cuantificación de las materias
primas, la energía y los residuos vertidos al medioambiente. Sin embargo, el ACV no sólo
permite la cuantificación de impactos ambientales a través de una metodología de evaluación
objetiva, sino que también se aplica como estrategia de mejora de producto (Fullana y Puig
1997).
La metodología de ACV se aplica en tres ámbitos principales (Baumann y Tillman 2004):
 Toma de decisiones
 Diseño y desarrollo de productos y procesos
 Compras
 Información en la definición de estrategias ambientales y leyes ambientales
 Investigación y desarrollo:
 Caracterización de sistemas de producción
 Identificación de acciones de mejora
 Selección de indicadores ambientales
 Marketing
 Ecoetiquetado
5
ISO 14040:2006 Environmental Management – Life Cycle Assessment – Principles and Framework
10
 Declaración de productos “ecológicos”

El ACV consta de diversas fases interrelacionadas (Figura 1.6):
o Definición de objetivos y alcance del estudio
o Análisis de inventario
o Evaluación de impacto
o Interpretación de resultados
Figura 1.6. Etapas y aplicaciones de la metodología del análisis de ciclo de vida
1.4 Definición de objetivos y alcance

La etapa de definición de objetivos y alcance (Figura 1.7) incluye una definición adecuada del
sistema o sistemas a estudiar y de sus límites, así como las necesidades de búsqueda de datos,
las hipótesis de partida y el nivel de detalle que se abordará. Se deben considerar aspectos
como el alcance geográfico y temporal y las estimaciones de la variabilidad de los datos que
se pueden aceptar para la correcta realización del estudio (Feijoo et al., 2007).
11
Figura 1.7. Definición de objetivos y alcance. Se incluye un ejemplo de sistema
El primer paso consiste en definir el propósito del estudio, ya que se llevará a cabo de manera
diferente dependiendo de la información que esperamos obtener de él. ¿Cuáles son las
razones para llevar a cabo un ACV y cómo se utilizarán los resultados? ¿Qué tipo de decisión
se tomará en base a las conclusiones del estudio y qué tipo de información necesitaremos y
con qué detalle? ¿Se compararán los productos o servicios entre sí o con un estándar
(ecoetiqueta)? ¿Se pretende una mejora ambiental y los resultados se utilizarán internamente
en la empresa o se harán públicos? ¿A quién se dirigirá la información? (Fullana y Puig 1997).
1.4.1 Sistema y función del sistema

El alcance del LCA se debe definir a continuación. Esto incluye una definición apropiada del
sistema o sistemas a estudiar y sus límites (Figura 1.7), así como los requisitos de búsqueda
de datos, las hipótesis iniciales y el nivel de detalle que se debe abordar. Además, deben
considerarse aspectos como el alcance geográfico y temporal y las estimaciones de la
variabilidad de los datos que pueden aceptarse para la correcta realización del estudio. A la
hora de establecer los límites se pueden considerar las siguientes reglas heurísticas (Baumann
y Tillman, 2004):
o Límites relativos a sistemas naturales
 Relativos a la cuna
 Para materias primas no renovables es relativamente fácil establecer la
cuna, ya que correspondería a la primera extracción.
12
 En cuenta a los recursos renovables, no se ha resuelto todavía de forma

satisfactoria. Por ejemplo, el suelo es parte de la naturaleza (emisiones)
o parte de un sistema técnico (agricultura), o de ambos.
 Relativos a la tumba
 Los vertederos de residuos son sistemas que dependen claramente de la
variable tiempo.
o Límites geográficos
 Diferentes partes del ciclo de vida ocurren en diferentes partes del mundo;
por tanto, los factores de asignación de impactos variarán.
 El perfil de generación de energía eléctrica y la gestión de residuos varían de
una región a otra.
 Sensibilidad del impacto depende en cierta medida del carácter geográfico.
o Límites temporales
 Impacto de las cargas ambientales, las cuales pueden ser función del tiempo
debido a los efectos acumulativos.
o Límites relacionados con características técnicas del sistema
 Criterios de corte poseen diferentes interpretaciones
 Los impactos ambientales asociados a ciertas partes o subsistemas de un
ciclo de vida dado pueden ser prácticamente despreciables frente al ciclo
de vida completo
 Realización de análisis “cuna a la puerta” o “puerta a puerta”
 Implicaciones con otros ciclos de vida, lo cual requiere aplicar procesos de
asignación.
La función del sistema en un parámetro clave en los estudios de análisis de ciclo de vida, dado
que el parámetro de referencia para la cuantificación de los datos de materia y energía y, por
lo tanto, los impactos finales asociados.
1.4.2 Unidad funcional

El siguiente paso es identificar lo que se quiere analizar y cómo se puede expresar, de manera
que sea posible asociar las entradas y salidas del sistema a una unidad de referencia. En otras
palabras, se debe definir la unidad funcional del sistema (Muñoz et al., 2005). En sentido
matemático, la unidad funcional sirve de referencia para las entradas y salidas del sistema, de
manera que asegura que éstas puedan ser comparadas con las entradas y salidas de otro
sistema a la hora de realizar estudios comparativos (ISO 14044:2006).
La definición de la unidad funcional es uno de los puntos clave en la primera fase de un estudio
de ACV, especialmente importante cuando se trata de estudios comparativos (Fleischer y
Schmidt, 1996). El punto de partida de un estudio de ACV puede ser un producto específico,
un objetivo o la necesidad de realizar una determinada función. Dado que la metodología de
ACV se desarrolló históricamente desde una perspectiva de análisis de productos, es muy
común encontrar la unidad funcional definida desde esta perspectiva. El primer paso es
seleccionar la función (o funciones) más relevante. Obviamente, esta selección sólo tendrá
13
sentido si se conocen las funciones del producto (o servicio) y cuál es su importancia relativa.
El proceso de selección, es decir, la decisión de qué función se considera relevante, dependerá
del objetivo y el alcance del estudio. Es posible considerar propiedades cualitativas en la
función del producto de forma que se identifican los parámetros necesarios para la
descripción del sistema (Ruhland et al., 2000).
Normalmente se consideran unidades de tipo físico (base de cálculo) a las que se refieren
todas las entradas y salidas del sistema. Así, para el caso de una industria de producción de
polímeros, el objeto de estudio puede definirse como: 1 g de polímero o 100 kg de polímero.
Si quisiéramos comparar la función de dos polímeros diferentes, sería pertinente definir la
función que comparten ambos productos, por ejemplo, "envasar agua mineral", lo que nos
lleva a la unidad funcional a estudiar: ""x" gramos de cada polímero analizado para envasar
1,5 L de agua" (González et al., 2007). Otro ejemplo sería la comparación entre un automóvil
de gasolina y uno de diésel (Figura 1.8), donde la unidad funcional sería el número de litros
necesarios para recorrer 100 km.
Figura 1.8. Unidad funcional para la comparación del impacto ambiente de un coche de gasolina
(8 L a los 100 km) y de uno diésel (6 L a los 100 km)6
1.4.3 Reglas de asignación

Un elemento clave en un estudio de ACV es obtener un inventario representativo y
reproducible del sistema en estudio. Esto implica una buena calidad de los datos manejados ‐
medidas exhaustivas‐, así como una correcta asignación de los mismos a cada uno de los
subsistemas que conforman el objeto de la evaluación ambiental. Por lo tanto, se establecerá
una relación causa‐efecto entre el consumo de materias primas, la generación de residuos y
las emisiones del sistema con la actividad o proceso que da lugar a la función cuyo análisis se
pretende realizar. En el caso de sistemas de un solo producto o un solo proceso (procesos
unificados), esta asignación es inmediata.
6
http://blogs.elpais.com/eco‐lab/2014/01/que‐contamina‐mas‐un‐coche‐electrico‐o‐uno‐de‐gasolina.html
14
Sin embargo, el problema surge cuando se dispone de datos globales de entrada y salida de
un sistema que genera más de un producto (procesos multifuncionales) o funciones que
influyen en más de un ciclo de vida (procesos de reciclado en sistemas abiertos) (Feijoo et al.,
2005). Los procesos multifuncionales se definen como aquellos cuya función requiere la
concurrencia de más de un proceso (Ekvall y Finnveden, 2001):
o Procesos de producción con más de un producto
o Tratamiento de residuos con más de un flujo de residuos o generación de energía.
En este tipo de sistema, es necesario resolver la decisión de asignación o distribución de las
cargas ambientales a cada uno de los productos o procesos investigados, de acuerdo con las
siguientes reglas (Feijoo et al., 2005):
o En la medida de lo posible, es aconsejable evitar la asignación, para lo cual se pueden
elegir dos alternativas: a) subdividir el proceso multifuncional de manera que los
datos de entrada y salida de materia y energía puedan establecerse
independientemente para cada uno de los subprocesos (Rivela et al., 2004); (b)
realizar una expansión del sistema (Ekvall y Finnveden, 2001) de manera que se
incluyan funciones adicionales vinculadas a los coproductos, teniendo en cuenta los
requisitos establecidos para las definiciones e hipótesis planteadas en la función
principal del producto.
o Cuando no pueda evitarse la asignación, se recomienda que los insumos y los
productos se dividan entre los diferentes productos o funciones, de modo que estas
divisiones reflejen las relaciones físicas subyacentes entre ellos, es decir, deben
reflejar la forma en que las entradas y salidas se modifiquen por los cambios
cuantitativos en los productos o funciones del sistema. En la Figura 1.9 se muestra un
ejemplo sencillo de asignación por masa de productos para un sistema de producción
de ácidos tricarboxílicos a partir de la fermentación de glucosa por Aspergillus niger.
500 x 0,635 = 317,5 kg CO2
Ac. Cítrico 200 kg (63,5%)
MATERIAS
PRIMAS 90 kg (28,6%)
Ac. Oxálico
500 x 0,286 = 143 kg CO2
INÓCULO
Ac. Glucurónico 25 kg (7,9%)
500 x 0,079 = 39,5 kg CO2

ENERGÍA
Figura 1.9. Asignación de emisiones en función de los coeficientes de reparto másicos.
15
El proceso de producción emite unos 500 kg de CO2 que se asignan en función de los
coeficientes de reparto por masa de productos: 63,5, 28,6 y 7,9% para ácido cítrico,
ácido oxálico y ácido glucurónico, respectivamente.
o Cuando no sea posible establecer o utilizar una relación física causa‐efecto como base
para la asignación, esta asignación podrá fundamentarse en otro tipo de relaciones
en las cargas ambientales y funciones como, por ejemplo, la relación entre el valor
económico de los co‐productos (Guinée et al. 2004).
La Figura 1.10 describe un sistema

simplificado para la producción de Producción de
NaCl
sosa cáustica, el cual incluye dos
subsistemas principales: (1) 12 kg 8 kg NaOH
producción de NaCl y (2)
electrólisis de NaCl. Este último Electrólisis del
subsistema genera realmente tres NaCl 7 kg Cl2
co‐productos: NaOH, Cl2 e H2.
0,2 kg H2
Multifunción
1 g HCl
Figura 1.10. Co‐producción de sosa cáustica, cloro
e hidrógeno.
Como carga ambiental más relevante se encuentra la emisión de ácido clorhídrico que
debemos “repartir” entre los tres co‐productos al no poder realizar una asignación
individualizada. Dada la naturaleza de los tres co‐productos la mejor opción es una
asignación en función de unos factores de reparto económico.
A partir de los precios de cada uno de los co‐productos se pueden establecer los
coeficientes de repartos económicos para este sistema (Tabla 1.2). Con estos
coeficientes el proceso multifuncional de electrólisis de cloruro sódico puede ser
asignado en tres diferentes procesos unifuncionales, cada uno de los cuales esta
interrelacionado con los mismos procesos unifuncionales aguas arriba del proceso
(Figura 1.11).
Tabla 1.2. Cálculo de los coeficientes de reparto económicos en la producción de sosa
cáustica
Co‐producto Cantidad (kg) Precios (€/kg) Importe (€) Factor de asignación (%)
NaOH 8,00 1,75 14,00 70,84
Cl2 7,00 0,82 5,74 29,04
H2 0,20 0,12 0,02 0,12
16
Producción de NaCl
NaCl
8,500 kg 3,485 kg 0,015 kg
Elec. NaCl HCl Elec. NaCl HCl Elec. NaCl HCl

(A) 0,708 g (B) 0,29 g (C) 0,002 g
8 kg 7 kg 0,2 kg
NaOH Cl2 H2
Figura 1.11. Distribución de cargas ambientales (1 g HCL) en función de los factores de reparto
obtenidos por una asignación económica.
1.5. Inventario de ciclo de vida

Este componente del ACV es un proceso técnico basado en datos para cuantificar la energía y
los materiales consumidos, las emisiones al aire y al agua, los residuos sólidos y cualquier otro
vertido al medio durante el ciclo de vida completo de un producto, proceso, material o
actividad. En un sentido amplio, el inventario empieza en las materias primas y acaba con la
gestión final de los residuos del producto.
El ICV incluye las siguientes etapas (Fava et al., 1991):
o Construcción del diagrama de flujo de acuerdo a los límites del sistema establecidos
en la etapa de definición de objetivos y alcance.
o Recolección de datos de todas las actividades en el sistema de producción. Es
necesario establecer el origen de esos datos: bibliográficos y/o medidas in situ; en
este último caso, se debe indicar la metodología empleada.
o Cálculo de las cargas ambientales referidas a la unidad funcional.
o Normalización de los datos en términos de unidades.
o Balances de materiales, que permiten la interrelación de entradas y salidas entre
los diferentes subsistemas.
o Cuantificación de los flujos de salida del sistema a la naturaleza o tecnosfera.
o Inventario global.
o Documentación de los cálculos.
Un diagrama flujo general del inventario de ciclo de vida ha sido propuesto en 1991 por la
SETAC (Fava et al., 1991), que abarca todas las fases del ciclo de vida de un producto (Figura
1.12). La recogida de datos de inventario, sin duda la etapa que más tiempo y recursos
consume en la elaboración de un ACV, será diferente en cada situación concreta. Así, la
17
adquisición de datos puede dividirse en los siguientes grupos (Feijoo et al., 2007): (i) medidas
directas; (ii) documentos publicados, (iii) fuentes electrónicas y (iv) comunicaciones
personales.
ENTRADAS Adquisición materias primas SALIDAS
Fabricación, procesado y
Energía formulación Tecnosfera
- Productos
Transporte y distribución
Materias Naturaleza
Uso/Re-uso/Mantenimiento
Primas - Emisiones
- Vertidos
Reciclado - Residuos
Gestión de Residuos
Límites del Sistema
Figura 1.12. Diagrama de flujo estándar del inventario de ciclo de vida
Entre todas estas fuentes de información, las bases de datos han sido y siguen siendo una de
las vías fundamentales para encontrar los datos de inventario necesarios para realizar un ACV.
Existen diversas sistematizaciones en la expresión de los datos, una de las más utilizadas es la
definida por la "Society for the Promotion of Life Cycle Assessment Development" (SPOLD),
que indica la referencia de los datos de entrada y salida desde o a la naturaleza y desde o a la
tecnosfera (Tabla 1.3).
Tabla 1.3. Hoja de inventario definida por la SPOLD
ENTRADAS
Desde la tecnosfera Desde la naturaleza
Materiales y combustibles (kg) Materias primas y combustibles crudos (kg)
Electricidad (MJ
SALIDAS
A la tecnosfera A la naturaleza
Productos y co‐productos (kg) Emisiones
18
Uno de los principales problemas que afectan a la aplicación de los instrumentos de gestión
ambiental basados en la ACV radica en la fiabilidad de los datos sobre materias primas y
emisiones en el inventario del ciclo de vida (Curran, 1996). Una situación óptima sería aquella
en la que hubiera un amplio conocimiento del sistema a estudiar y en la que todos los datos
de inventario necesarios fueran accesibles y se caracterizaran por ser representativos y
fiables. Una clasificación de los tipos de incertidumbre de los datos sería (Huijbregts et al.,
2001):
- Imprecisión de los datos. La inexactitud de los datos puede deberse a errores en
los métodos de análisis o en las estimaciones y supuestos de los "expertos".
Además, la medición de pocos datos, tanto geográfica como temporalmente,
depende del proceso desarrollado.
- Ausencia de datos, que abarca tanto la ausencia completa de datos como la
ausencia de datos representativos de datos del sistema bajo análisis.
Por lo general, la falta de datos radica en los flujos económicos de los procesos y sus emisiones
al medio ambiente. Generalmente, esta falta de información en los ICV se resuelve con una
asignación "cero", lo que significa un menor impacto ambiental. Una posible alternativa para
la estimación de los datos necesarios en los ICV consiste en utilizar la información de ese
sistema "con mayor similitud" (por ejemplo, en lo que respecta a las propiedades físico‐
químicas). Otra opción es reemplazar el elemento objetivo por los principales ingredientes del
mismo. Por otra parte, la comparación entre las entradas y estequiometría de los procesos
con la composición del producto revela la falta de datos en la lista de los parámetros de salida.
La resolución de los respectivos balances de materia y energía permite corregir estos errores.
La principal desventaja radica en la sobreestimación de las pérdidas materiales con un alto
impacto ambiental, así como en la determinación de una tasa errónea de generación de
residuos y emisiones.
Un procedimiento típico para trabajar con la calidad de los datos es etiquetar los datos
recogidos mediante los denominados Índices de Calidad de los Datos (ICD). En la literatura
existen varios ejemplos de ICD (Weidema y Wesnaes 1996; von Bahr, 2001), basados en la
filosofía de la matriz de Leopold (1971) de evaluación de impacto ambiental, que permite
asignar valores numéricos (y, por tanto, calcular un índice) a partir de criterios cualitativos. En
la Figura 1.13 se muestra como ejemplo una cuantificación del ICD en función de tres criterios
de calidad de los datos utilizados en el inventario: Temporal, Geográfico y Tecnológico. El
carácter temporal hace referencia a la antigüedad de los datos primarios y/o secundarios,
penalizándose cuanto más antiguo sean, pues la probabilidad en la incertidumbre de los
resultados será mayor con el mayor desfase temporal de los datos utilizados. El carácter
geográfico se refiere a la proximidad al área real de nuestro sistema, pues pueden existir
aspectos logísticos que sean determinantes. Por último, el carácter tecnológico se refiere al
proceso en sí mismo, pues los rendimientos y la eficiencia depende en gran medida de la
tecnología utilizada.
19
Criterio
Valor
Temporal Geográfico Tecnológico
1 Menos de 3 años de Datos del área de Datos de la empresa,
diferencia respecto estudio proceso y materiales
del año de estudio bajo análisis
2 Menos de 6 años Valores medios de una Datos de procesos y
región amplia donde se materiales bajo
incluye la analizada estudio, pero de
empresas o industrias
diferentes
3 Menos de 10 años Datos de un área con Datos de procesos y
similares condiciones de materiales bajo
producción estudio, pero con
diferente tecnología
4 Menos de 15 años Datos de un área con Datos de procesos o
poca correlación a las materiales bajo
condiciones estudiadas estudio, pero con
diferente tecnología
5 Edad de los datos Datos de un área Datos de proceso y
desconocida, o más desconocida o de un materiales similares y
de 15 años de área condiciones de tecnología
diferencia totalmente diferentes diferentes
Figura 1.13. Evaluación de la calidad de los datos
1.6 Evaluación ambiental del inventario de ciclo de vida

Esta tercera fase consta a su vez de una serie de etapas (Figura 1.14):
o Selección de las categorías ambientales. Existen diferentes metodologías para la

evaluación del impacto del ciclo de vida, cada una de las cuales establece una serie
de categorías ambientales a analizar, por ejemplo, calentamiento global,
eutrofización, acidificación, toxicidad, etc.
o Clasificación. La clasificación supone la asignación de las cargas ambientales de
todos los datos del inventario a las distintas categorías previamente seleccionadas
en función de las consecuencias ambientales esperadas de la carga ambiental en
cuestión, es decir, de cada sustancia consumida o emitida. Por ejemplo, para un
inventario determinado al cotejar los datos y la lista de compuestos susceptibles
de causar impacto en la categoría de calentamiento global, el resultado de la
clasificación en esta categoría podría ser 20 kg CO2 y 2 kg CH4.
20
  kg eq  
 kg Sustancia Referencia eq    Fi    kg Ci 
i   kgi  
Figura 1.14. Etapas en la evaluación del inventario del ciclo de vida
o Caracterización. Implica la aplicación de modelos para obtener un indicador

ambiental en cada categoría de impacto, unificando a una única unidad de
referencia todas las sustancias clasificadas dentro de cada categoría mediante el
empleo de factores de peso o equivalencia. Siguiendo con el ejemplo descrito en
la clasificación, en la etapa de caracterización para la categoría de calentamiento
global (aplicando factores de caracterización a un horizonte de 100 años) 7 se
obtendría:
𝑘𝑔 𝐶𝑂 𝑘𝑔 𝐶𝑂 𝐹 𝑘𝑔 𝐶𝐻 𝐹 20 1 2 23 66
o Normalización. Consiste en la evaluación del perfil ambiental generado en los

pasos anteriores, mediante el establecimiento del peso de cada categoría. Esta
etapa permite la “adimensionalización” de las categorías y la comparación entre
las mismas. El valor obtenido en cada categoría se puede relativizar respecto a una
cantidad de referencia, el cual puede ser, por ejemplo, el valor de aquella
categoría en cuestión para el conjunto de la actividad mundial, o del país, o de la
región donde se realiza el estudio. El cálculo de normalización para el ejemplo
considerado en la categoría de calentamiento global (factor de normalización de
7,57 10‐14) sería:
𝐼𝑚𝑝𝑎𝑐𝑡𝑜 𝑁𝑜𝑟𝑚𝑎𝑙𝑖𝑧𝑎𝑑𝑜 𝑘𝑔 𝐶𝑂 𝐹 ó 66 7,57 ∙ 10 5 ∙ 10
7
Tomando como factores de caracterización (expresado como kg CO2eq/kg sustancia) para el dióxido de carbono
un valor de 1 y para el metano un valor de 23.
21
o Valoración o ponderación. Permite determinar, cualitativa o cuantitativamente, la

importancia relativa de las distintas categorías de impacto con la finalidad de
obtener un resultado único o índice ambiental. La valoración o ponderación entre
categorías es un paso con un cierto grado de subjetividad y rara vez se lleva a cabo.
La razón es que es necesario hacer juicios subjetivos y, por la misma razón, críticas.
Se trata de decidir qué categoría es más perjudicial y en qué proporción con las
demás. ¿Cuál es más importante, el calentamiento global o la acidificación del
agua?
Comúnmente, después de la obtención de indicadores se procede a la identificación y

jerarquización de las posibles actuaciones que impliquen la reducción de los impactos o de las
cargas ambientales del sistema que previamente se calcularon. Para mejorar el sistema en
estudio, primero deben identificarse las áreas de posible mejora. Dentro de éstas, el ACV
ayuda a identificar aquellas que pueden llevar globalmente a una mejora o las que casi no
afectan al conjunto y con las cuales no merece la pena asumir el coste requerido; mientras
que el conocimiento del sistema permitirá identificar aquellas opciones de mejora más rápidas
y sencillas. Las diferentes metodologías de evaluación de impacto de ciclo de vida se pueden
agrupar en dos grandes grupos en función de su objetivo final:
A. Evaluación del impacto ambiental. Son metodologías que tienen como resultado la
definición de un perfil ambiental, mediante la cuantificación del efecto ambiental
sobre diversas categorías (acidificación, destrucción capa de ozono, etc.), del
producto/proceso/servicio analizado. En contraposición al segundo grupo de
metodologías, alcanzan sólo la evaluación de los efectos indirectos o intermedios
sobre el ser humano (“Midpoints”). También se conoce estas metodologías como de
distancia al nivel objetivo.
B. Evaluación del daño. Son metodologías que analizan el efecto último (“Endpoints”)
del impacto ambiental, esto es, tratan de identificar y definir el daño causado al
hombre y a los sistemas naturales.
1.6.1 Metodologías de distancia al nivel objetivo: CML 2000

Este método es una actualización del método CML publicado en 1992 por el “Centre of
Environmental Science” de la Universidad holandesa de Leiden (Heijungs, 1992). La guía del
CML proporciona una lista de categorías de impacto agrupadas (Guinée et al., 2001): (i)
obligatorias (categorías usadas en la mayoría de ACVs); (ii) adicionales (los indicadores existen,
pero no se incluyen frecuentemente en los estudios de ACV) y (iii) otras categorías de impacto.
En concreto las categorías de impacto obligatorias son las siguientes:
1. Acidificación. El potencial de acidificación por emisiones al aire se calcula con el
modelo adaptado RAINS 10 (simulación e información de la acidificación regional)
(Edwards y Hutton, 1999), que describe la deposición y destino de las substancias
acidificantes. Este modelo ha sido desarrollado por el Instituto Internacional de
22
Análisis de Sistemas Aplicados y analiza los costes de deposición del SO2 y de los NOx.
Los factores de caracterización en este caso se expresan como kg de SO2(eq)/kg emisión.
El horizonte temporal es infinito y la escala geográfica varía entre la local y la
continental.
2. Agotamiento de la capa de ozono. La unidad de referencia son kg CFC‐11(eq), siendo el
ámbito geográfico del indicador global y el horizonte temporal infinito. El modelo para
la etapa de caracterización que se utiliza es el desarrollado por Organización
Meteorológica Mundial.
3. Agotamiento de los recursos abióticos. Esta categoría está relacionada con la
extracción de minerales y combustibles fósiles. El factor de agotamiento de recursos
se determina para cada extracción de mineral o combustible fósil (la unidad de
referencia es kg Sb(eq)) basándose en la concentración de las reservas y el índice de
desacumulación. El ámbito geográfico de este indicador es mundial.
4. Calentamiento global. Esta categoría se caracteriza basándose en el modelo
desarrollado por el Panel Intergubernamental del Cambio Climático (Nakicenovic et al.,
1998). Los factores de caracterización para el calentamiento global potencial se
expresan en kg de CO2(eq)/kg de emisión y tiene un horizonte temporal de 100 años. El
ámbito geográfico de este indicador es global.
5. Eutrofización. El potencial de eutrofización se expresa en kg de PO4‐(eq)/kg de emisión.
El destino y la exposición no están incluidos, el horizonte temporal es infinito y la escala
geográfica varía entre escala local y continental (Gallego et al., 2010).
6. Toxicidad humana y Ecotoxicidad. El potencial ecotóxico se calcula con el modelo
USES‐LCA (Huijbregts, 1999), describiendo destino, exposición y efectos de substancias
tóxicas para un horizonte de tiempo infinito. Este modelo calcula la toxicidad potencial
basándose en seis categorías de impacto (ecotoxicidad acuática en agua dulce y agua
salada, ecotoxicidad en el sedimento de agua dulce y agua salada, ecotoxicidad
terrestre y toxicidad humana) y cinco compartimentos emisores (aire, agua dulce, mar,
suelo agrícola y suelo industrial). De la combinación de categorías y compartimentos
se derivan 30 potenciales de toxicidad para cada substancia. El potencial ecotóxico en
el caso de esta categoría de impacto expresa en 1,4–diclorobenceno(eq)/kg de
emisiones. Este indicador se aplica a escala global, continental, regional o local.
7. Formación de foto‐oxidantes. El potencial de creación de ozono fotoquímico por
emisión de substancias al aire se calcula con el modelo de trayectoria calculado por la
UNECE (Comisión Económica de las Naciones Unidas para Europa) (UNECE, 2003). Este
modelo analiza cargas y niveles críticos de varios contaminantes aéreos, así como sus
efectos, amenazas y tendencias. El potencial de creación de ozono fotoquímico se
expresa en kg de etileno(eq)/kg de emisión. El horizonte temporal es de 5 días y la escala
geográfica varía entre la escala local y la continental.
23
1.6.2 Metodologías de daño causado: Ecoindicator 99

El Eco‐indicator 99 es una actualización del Eco‐indicator 95, que ha sido promovida por el
VROM (Dutch Ministry of Housing, Spatial Planning and Environment) (Goedkoop y Spriensma,
2000). El Eco‐indicator 99 modela el daño para las emisiones en los procesos mediante el
análisis de destino, exposición, análisis de efectos y finalmente el análisis de daños. Esta
metodología permite el análisis ponderado desde tres perspectivas o modelos diferentes:
jerárquico, individualista e igualitario.
Las características de daño consideradas por esta metodología son tres:
1. Daños a la salud humana: en esta categoría se incluyen el número y la duración de las
enfermedades, y los años de vida perdidos debidos a la muerte prematura por causas
ambientales. Las categorías de impacto aquí incluidas son: cambio climático,
disminución de la capa de ozono, efectos cancerígenos y respiratorios (de compuestos
orgánicos e inorgánicos) y radiación ionizante. Se expresa como el número de años de
vida perdidos y el número de años que han sufrido una enfermedad. Ambos combinan
bajo el nombre de “años de vida sometidos a una discapacidad” (DALYs), término
también utilizado por el banco mundial y la OMS.
2. Daño a la calidad del medio ambiente: se incluyen el efecto sobre la diversidad de
especies, especialmente en las plantas vasculares y los organismos sencillos. Entre las
categorías de impacto que afectan a esta categoría están la ecotoxicidad, la
acidificación, eutrofización y el uso del suelo. Se expresa como el número de especies
desaparecidas en un área determinada durante un tiempo determinado. Esta
definición no es tan homogénea como la definición de salud humana.
3. Daño a los recursos: en esta categoría se incluye la necesidad extra de energía
requerida en el futuro para extraer mineral de baja calidad y recursos fósiles. La
disminución de los recursos brutos, tales como arena y gravilla se incluyen dentro del
uso del suelo. Se expresa como MJ de energía extra.
1.6.3 Metodología ReCiPe

Una de las metodologías que mayor consenso está teniendo entre la comunidad de usuarios
del ACV se encuentra el método ReCiPe (2016) que aúna impactos a nivel objetivo y punto
final. El nombre combina la palabra "receta" (récipe en inglés) del cálculo de impacto
ambiental del ciclo de vida con las iniciales de las tres instituciones que han participado en su
desarrollo: RIVM y Radboud University, CML y PRE Consultants. El método incluye 18
indicadores de distancia objetivo y 3 indicadores de destino final (Figura 1.15)
24
Figura 1.15. Método ReCiPe 2016. Relación entre los indicadores ambientales, las vías de
daño y los indicadores de destino final
25
2. HUELLA DE CARBONO
2.1. TOP 10 razones para su implementación
El efecto invernadero es un proceso natural generado por ciertos gases (Tabla 2.1), que
absorben la radiación infrarroja emitida desde la superficie de la Tierra e impiden que se
escapen hacia el espacio exterior y, por tanto, atrapan el calor dentro del sistema de la
troposfera terrestre. En la troposfera, la temperatura disminuye generalmente con la altura.
En efecto, la radiación infrarroja emitida al espacio se origina en altitud a temperatura media
de ‐19°C en equilibrio con la radiación solar neta de entrada, mientras que la superficie
terrestre tiene una temperatura media mucho mayor, en torno a +14°C. Un aumento en la
concentración de gases de efecto invernadero produce un aumento de la opacidad infrarroja
de la atmósfera y, por lo tanto, una radiación efectiva en el espacio desde una altitud mayor
a temperatura más baja. Esto causa un desequilibrio que sólo puede ser compensado con un
aumento de la temperatura del sistema superficie‐troposfera. A esto se denomina “efecto
invernadero aumentado” (IPCC, 2007)8.
Tabla 2.1. Características de los principales gases de efecto invernadero
Porcentaje aportado
Fuente emisora Tiempo de vida
Gas al efecto invernadero
Combustibles fósiles, deforestación,
CO2 500 años 54
destrucción de suelos
Ganado, biomasa, arrozales, escapes
CH4 7‐10 años 12
de gasolina, minería
Combustibles fósiles, cultivos,
N2O 140‐190 años 6
deforestación
Refrigeración, aire acondicionado,
HFC 65‐110 años 21
aerosoles, espumas plásticas
Ozono y
Fotoquímicos, automóviles, etc. Horas ‐ días 8
otros
Así, en 1956, Roger Revelle y Hans Suess de la Institución Scripps de Oceanografía, señalaron
la necesidad de medir el dióxido de carbono en la atmósfera y en el océano, para conocer los
efectos ejercidos sobre el clima asociados a la intensa producción de dióxido de carbono
(Doney, 2006). A tal efecto instalaron equipos de medición en puntos remotos, lejos de las
fuentes y sumideros de dióxido de carbono, que introducirían una variación errática en las
8
Al detectar el problema del cambio climático, la Organización Meteorológica Mundial (OMM) y el Programa de
las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA) crearon el Grupo Intergubernamental de Expertos sobre
el Cambio Climático (IPCC) en 1988. La función del IPCC consiste en analizar de forma exhaustiva, objetiva, abierta
y transparente, la información científica, técnica y socioeconómica relevante para entender los elementos
científicos del riesgo que supone el cambio climático provocado por las actividades humanas, sus posibles
repercusiones y las posibilidades de adaptación y atenuación del mismo.
26
mediciones. Uno de los enclaves seleccionados se hallaba en la zona más alejada de cualquier
actividad industrial y exenta de vegetación: el polo sur. Otro, en una estación meteorológica
en la cima del volcán Mauna Loa, en Hawái. Así, la concentración de dióxido de carbono en la
atmósfera es un 38% más alta que las de los niveles pre‐industriales. Por ejemplo, en el abril
de 2012 la concentración de CO2 alcanzó los 396,18 ppm, con un incremento anual medio de
unos 2 ppm desde el año 2000, que en noviembre de 2017 el valor llegó a 405,14 ppm y en
marzo de 2020 fue de 415,52 (Figura 2.1).
Figura 2.1. Emisiones per cápita anuales de CO2 en 2018. Imagen de Twitter de la cuenta
@CO2_earth del 30/03/2020
27
2.1.1. Sensibilización ambiental

En el año 2015 la ONU establece la Agenda 2030 en la cual se establecen los 17 Objetivos de
Desarrollo Sostenible (Figura 2.2) que agrupan las diversas acciones para tratar de conseguir
una sociedad más sostenible. El objetivo número 13 se dedica a la Acción por el Clima
Figura 2.2. Objetivos de Desarrollo Sostenible fijado por la ONU en el marco de la Agenda 2030
El ODS 13 contempla las acción y medidas combatir el cambio climático y sus efectos; por
tanto, contempla tanto la reducción de emisiones de gases de efecto invernadero como la
adaptación al cambio climático. En esta línea, en el año 2016 se alcanzó el Acuerdo de París9
(Figura 2.3) que define las nuevas reglas y acuerdos internacionales en la lucha contra el
cambio climático.
9
El Acuerdo de París es un acuerdo dentro del marco de la Convención Marco de las Naciones Unidas sobre el
Cambio Climático que establece medidas para la reducción de las emisiones de GEI a través de la mitigación,
adaptación y resiliencia de los ecosistemas a efectos del Calentamiento Global. El acuerdo fue negociado durante
la XXI Conferencia sobre Cambio Climático (COP 21) por los 195 países miembros, adoptado el 12 de diciembre
de 2015 y abierto para firma el 22 de abril de 2016 para celebrar el Día de la Tierra.
28
Potencial de cambio Corresponsabilidad Neutralidad de Compensación de

de la Temperatura financiera Carbono daños
Global10 Los países “ricos” deben Alcanzar en 2050 un Os países vulnerables al
Acciones para limitar el aportar 105 millones de equilibrio entre cambio climático han
aumento de dólares para los países emisiones causadas por conseguido el
temperatura a 1,5ºC en pobres más vulnerables la actividad humana y la reconocimiento de la
2100. Mantener el al cambio climático cantidad absorbida por necesidad de abordar y
calentamiento por sumideros combatir las pérdidas
debajo de los 2ºC debido a dicho cambio.
Figura 2.3. Principales consecuencias de Paris en relación al ODS 13
2.1.2. Sensibilización social

La necesidad creciente de energía y su dependencia respecto a los combustibles fósiles está
creando uno de los problemas ambientales más relevantes del siglo XXI a escala mundial: el
calentamiento global debido a la emisión de GEI por las actividades antropogénicas (Figura
2.4). Este hecho ha permeado claramente en la sociedad, siendo uno de los temas ambientales
que más preocupa y que se relaciona con la actividad antropogénica (Figura 2.5).
10
En inglés Global Temperature change Potential (GTP)
https://ec.europa.eu/knowledge4policy/glossary/global‐temperature‐change‐potential_en
29
Figura 2.4. Tuit del Profesor Ray Wills (Australia
Figura 2.5. Tuit do “World Index” del 14/11/2019 que demuestra la sensibilización social ante este
problema ambiental
Se han realizado y se realizan diversas encuestas para conocer la opinión de la sociedad sobre
el impacto del cambio climáticos en sus hábitos de consumo, ya que supone anticiparse y
modificar los sistemas productivos. Por ejemplo, en el año 2011 la Fundación Entorno realizó
30
una encuesta a una muestra de 700 consumidores de la cual se derivaban las siguientes
conclusiones:
 El 72% de los encuestados estaría dispuesto a cambiar sus hábitos de consumo para
luchar contra el cambio climático
 El 86% cree que los gobiernos deberían requerir la huella de carbono en los procesos
de compra y contratación pública
 Casi el 80% aboga que la administración imponga legalmente la obligación de incluir
información en el etiquetado.
2.1.3. Política ambiental empresarial
La huella de carbono, monitorización y acciones para su mitigación, se ha convertido en uno
de los ejes estratégicos en las empresas. En las auditorías ambientales (ISO14001 o EMAS) las
metas anuales relacionadas con reducción de GEI es un parámetro clave que se puede
visualizar en las declaraciones ambientales11.
2.1.4. Información ambiental del producto
La huella de carbono necesita de un enfoque de ciclo de vida; por tanto, es necesario para en
su evaluación la definición del sistema (o mapa del proceso) que incluya todas las etapas de
cadena de valor del producto (Figura 2.6). En cada una de estas etapas deben cuantificarse los
datos de materia y energía, preferentemente con datos primarios o de campo, lo que supone
un conocimiento exhaustivo integral del producto que finalmente derivará no sólo en el
cálculo de la huella de carbono sino también en la identificación de los puntos críticos
ambientales.
2.1.5. Acciones de mejora
Una vez identificados los puntos críticos pueden identificarse tanto las etapas de los procesos
con mayor impacto como las líneas de flujo e incluso las emisiones responsables de la huella
de carbono. Este hecho permite establecer las acciones de mejora que sean factibles dende
el punto de vista tecnológico, económico y social, de forma que se pueden priorizar e incluir
en la política de la empresa o a nivel de país a corto, medio o largo plazo (Figura 2.7).
11
https://www.miteco.gob.es/es/calidad‐y‐evaluacion‐ambiental/temas/sistema‐comunitario‐de‐ecogestion‐y‐
ecoauditoria‐emas/documentos‐y‐guias‐de‐aplicacion‐de‐emas/
31
Figura 2.6. Sistema o mapa del proceso correspondiente a una conserva de mejillón
(adaptado de Iribarren et al., 2010)
Figura 2.7. Variación de las emisiones per cápita anuales de CO2 entre 2008 y 2018
2.1.6. Marketing
Numerosos países han puesto en marcha, tanto a partir de iniciativas públicas o privadas),
diversos sellos/etiquetas (Figura 2.8), que tratan de identificar y transmitir al consumidor
32
información sobre la emisión de GEI y, por tanto, “clasificar” los productos/procesos/servicios

en función de su contribución al calentamiento global del planeta.
Figura 2.8. Las ecoetiquetas de huella de carbono se han descrito para países de los cinco
continentes (cabe destacar: Alemania, Australia, Canadá, China, Corea del Sur, Estados Unidos,
Finlandia, Holanda, Japón, Nueva Zelanda, Reino Unido, Suecia, Suiza)
Los diferentes tipos de ecoetiquetas de huella de carbono de productos se pueden clasificar

en función de la información que transmiten al consumidor:
A. Bajos niveles de emisión. Etiqueta que destaca a los productos

más eficientes en niveles de emisión de kg CO2(eq) dentro de una
categoría de producto. El sello no muestra el valor de emisión del
producto, dado que su concesión implica que su valor es inferior a
un umbral máximo relativo a su categoría. Por ejemplo, la etiqueta
Climatop (Suiza): www.climpatop.ch
B. Ranking en los niveles de emisión. Etiquetas que

establecen un ranking en función del nivel de emisión
asociadas al producto. Por ejemplo, la Climate
Conscious™ (EE.UU): Plata, mejor que la media en un
10%‐40%; Oro, mejor que la media en el rango 41‐70%;
Platino, mejor que la media una proporción mayor al 71%
C. Puntuación. Etiquetas que muestran los kg CO2(eq)

asociados a un producto. Por ejemplo, Carbon Reduction
Label (UK):
www.carbon‐label.com
33
D. Carbono neutral. Etiquetas que marcas aquellos

productos que compensan sus huellas de carbono. Por
ejemplo, Climate Neutral Product (Holanda):
www.climateneutralgroup.com
2.1.7. Competitividad
Un conocimiento profundo del producto a lo largo del ciclo de vida implica las opciones de
mejora y, por tanto, resolver los puntos críticos que resultarán en una mayor ecoeficiencia y,
que desemboca en una mayor competitividad.
2.1.8. Legislación
El Protocolo de Kyoto fue el primer gran acuerdo vinculante entre los países para tratar de
minimizar la emisión de GEI. Después de dos años y medio de intensas negociaciones, en la
tercera Conferencia de la Partes celebrada en Kyoto (Japón) en diciembre de 1997 se aprobó
una considerable ampliación de la Convenció, en la que se esbozaban compromisos
jurídicamente vinculantes: era el Protocolo de Kyoto. Uno de los mecanismos que destila el
Protocolo es el mercado de derechos de emisión consiste en un mecanismo de mercado –
comercio de derechos de emisión‐ como pieza central de la regulación
económica/medioambiental sobre actividades que generan cantidades importantes de
dióxido de carbono (Figura 2.9)
Uno de los tres Mecanismos de Flexibilidad que establecía el Protocolo de Kioto para facilitar
a los Países la consecución de sus objetivos era el Comercio de Emisiones con el objetivo de
que un conjunto de plantas industriales reduzca colectivamente las emisiones de gases
contaminantes a la atmósfera. Entre los elementos básicos de un esquema de comercio de
derechos de emisión cabe destacar los siguientes.
 El derecho de emisión: Es el derecho a emitir, desde una instalación afectada por este
régimen, una determinada cantidad de gases a la atmósfera. El derecho de emisión es
transferible: se puede comprar o vender.
 Techo de emisiones: Es el volumen total de derechos de emisión que se ponen en
“circulación”. El techo se sitúa por debajo de lo que correspondería a un escenario de
emisiones tendenciales. Determina el objetivo medioambiental, y da valor económico
al derecho de emisión al crear escasez.
 Asignación de derechos: Mecanismo por el que se reparten los derechos de emisión
entre las instalaciones afectadas.
 Seguimiento de las emisiones: Las instalaciones sujetas al comercio de derechos de
emisión deben llevar un control de sus emisiones, con objeto de que se pueda
determinar qué cantidad de derechos de emisión deben entregar.
La Unión Europea puso en marcha el 1 de enero de 2005 el mercado de CO2 (Figura 2.10)
(Directiva 2003/87/CE, transpuesta al ordenamiento jurídico español por la Ley 1/2005).
34
Cubre las emisiones de CO2 de las siguientes actividades: centrales térmicas, cogeneración,
otras instalaciones de combustión de potencia térmica superior a 20MW (calderas, motores,
compresores…), refinerías, coquerías, siderurgia, cemento, cerámica, vidrio y papeleras.
Figura 2.9. Evolución del mercado de derechos de emisión12 de CO2
2.1.9. Compra verde

La estrategia comunitaria de "compras verdes" surgió como conclusión de un estudio
encargado por la Comisión Europea, en 2005, en el que se analizaron mil pliegos de
contratación y otros tantos cuestionarios realizados a los entonces 25 Estados miembros. El
estudio reveló que siete países —Austria, Dinamarca, Finlandia, Alemania, Holanda, Suecia y
el Reino Unido— consideraban un mayor número de criterios ambientales en sus
contrataciones.
En 2008 se publicó la ORDEN PRE/116/200813, de 21 de enero, por la que se publica el Acuerdo
de Consejo de Ministros por el que se aprueba el Plan de Contratación Pública Verde de la
Administración General del Estado y sus Organismos Públicos, y las Entidades Gestoras de la
Seguridad Social. En la misma se indicaba:
 Objetivo general: “Articular la conexión entre la contratación pública y la
implantación de prácticas respetuosas con el medio ambiente, de forma que se
alcance antes de 31 de diciembre de 2010 la meta establecida por la Comunidad
Europea en la Estrategia revisada para un Desarrollo Sostenible”.
 Objetivos específicos: Establecer metas cuantificadas para los grupos de productos,
servicios y obras considerados como prioritarios para la incorporación de criterios
12
https://www.sendeco2.com/es/
13
https://www.miteco.gob.es/es/ministerio/planes‐estrategias/plan‐de‐contratacion‐publica‐
ecologica/09047122800c3849_tcm30‐89011.pdf
35
ambientales por la Comisión Europea, y que se incluyen como Anexo. Establecer

directrices para la incorporación de criterios ambientales en las distintas fases de la
contratación
En enero de 2018 el Real Decreto 6/2018 14 crea la Comisión Interministerial para la
incorporación de criterios ecológicos en la contratación pública. En su artículo 2 se señala que
La Comisión tiene como fin garantizar la coordinación de la Administración General del Estado
(AGE), sus Organismos Públicos y los servicios comunes y las Entidades Gestoras de la
Seguridad Social, en la incorporación y el uso de criterios ecológicos en la contratación pública.
2.1.10. Ventas
El Informe Stern sobre la economía del cambio climático (Stern, 2007) es un informe sobre el
impacto del cambio climático y el calentamiento global sobre la economía mundial. Redactado
por el economista Sir Nicholas Stern por encargo del gobierno del Reino Unido fue publicado
el 30 de octubre de 2006. Sus principales conclusiones afirman que se necesita una inversión
equivalente al 1% del PIB mundial para mitigar los efectos del cambio climático y que de no
hacerse dicha inversión el mundo se expondría a una recesión que podría alcanzar el 20% del
PIB global.
El consumidor actual es cada vez más exigente respecto a la sostenibilidad de los productos
que consume. Las cifras de una encuesta realizada en 2009 por Gallup Organization15 sobre
26.500 ciudadanos europeos lo demuestran:
 El 80% de ellos consideró el impacto ambiental de los productos como el tercer criterio
a nivel de importancia en sus decisiones de compra, tras la calidad y el precio.
 La Huella de Carbono fue señalada como uno de los indicadores ambientales más
reconocidos, siendo 72% apoya la obligatoriedad del etiquetado de HC.
 48% de los consumidores de la UE desconfía de la información ambiental no certificada
Las empresas están haciendo esfuerzos para demostrar objetivamente que sus productos
tienen un reducido impacto ambiental. Ya existe un creciente número de empresas en toda
Europa, en especial las que tienen vocación exportadora, que diferencian sus productos en el
mercado con una huella de carbono menor que la de sus competidores. Así, en el año 2011
Airbus consigue el mayor pedido de la historia gracias al modelo A320neo con una huella de
carbono más reducida (Figura 2.10). El cofundador de Indigo, Rahyl Bhatia, recalcó que este
pedido permitirá a la compañía continuar ofreciendo a sus clientes “bajas tarifas” y “era la
opción más natural para cumplir las crecientes necesidades de vuelo de India con una
reducción de costes y mejora en los comportamientos ambientales”.
14
https://www.boe.es/eli/es/rd/2018/01/12/6/con
15
http://www.gallup.com/home.aspx
36
Figura 2.10. Noticia del El Pais del 12/07/2011 donde indicaba que Airbus logra un pedido de 180
aviones (superaba por primera vez a Boeing) gracias a las características del A320 que permite el
ahorro de hasta un 15% del consumo de combustible, lo que representa hasta 3.600 toneladas de
ahorro de dióxido de carbono por año.
Según la base de datos MINTEL16, el número de nuevos productos lanzados bajo el reclamo
en referencia a la huella de carbono a nivel mundial se ha casi cuadriplicado entre 2009—
2011; en 2009 fueron un total de 27 productos lanzados al mercado bajo dicho reclamo,
incrementándose a un total de 94 productos en el 2011. Vanclay et al. (2011) publicaron el
artículo titulado “Customer Response to Carbon Labelling of Groceries” en la revista Journal
of Consumer Policy. Las principales conclusiones fueron:
 Experimento de tres meses en un supermercado de East Ballina, en Nueva Gales del
Sur
 37 productos etiquetados con su huella de carbono pertenecían todos a cinco grandes
categorías: leche, mantequilla, tomate en lata, agua embotellada y comida para
mascotas no perecedera
 Etiqueta verde y otros similares con el color amarillo o negro.
 Fueron 2.890 los productos seleccionados que pasaron por caja en ese tiempo
 Las ventas de los artículos con el color negro habían descendido un 6%
 Los marcados con el verde subieron un 4%.
16
http://es.mintel.com/gnpd‐base‐de‐datos‐global‐de‐nuevos‐productos
37
2.2. Metodologías de cálculo de huella de carbono

El concepto de huella de carbono, que es la cantidad de GEI emitidos a la atmósfera a lo largo
del ciclo de vida de un producto medido en unidades de peso de CO2 equivalente, nace a partir
de la preocupación que la sociedad tiene por el problema del calentamiento global con el
objetivo de:
 Conocer la carga ambiental de un producto en términos de su contribución al
calentamiento global.
 Establecer valores objetivos y evaluar las acciones encaminadas a la reducción de
emisiones de GEI.
 Comunicar la huella de carbono a todos y cada uno de los elementos de la cadena de
valor o a los consumidores finales de un producto o servicio.
Las principales metodologías de cálculo de huella de carbono se basan en la aplicación
perspectiva de ciclo, utilizando en el cálculo los factores de caracterización propuestos por el
IPCC con un horizonte temporal a 100 años (IPCC, 2007)17 (Tabla 2.2):
 Norma ISO. La metodología de cálculo ISO se realiza de acuerdo a los estándares
establecidos por la normativa ISO 14040:200618 del análisis del ciclo de vida relativo a
la categoría de calentamiento global. En el 2013 se ha publicado la ISO 14067:201319
que aborda el cálculo de la huella de carbono para productos.
 PAS 2050. La metodología PAS 2050:2011 20 (BSI, 2011, 2012) es una de las más
reconocidas internacionalmente, utilizada por Carbon Trust®21 para la verificación de
la huella de carbono de productos, procesos o servicios. Esta metodología excluye de
su inventario de ciclo de vida la producción de la infraestructura, tanto de los procesos
relacionados con emisiones directas o indirectas, por lo que excluye del cálculo,
elementos tales como la batea y embarcaciones auxiliares.
 GHG Protocol22 El Protocolo de Gases de Efecto Invernadero (GHG Protocol) es una
herramienta de contabilidad internacionales utilizado por instituciones
gubernamentales y empresariales para entender, cuantificar, gestiona y las emisiones
de gases de efecto invernadero. El GHG Protocol nace en 2001 a través de la asociación
entre el World Resources Institute y el World Business Council.
17
www.ipcc.ch
18
ISO 14040:2006. Environmental management ‐‐ Life cycle assessment ‐‐ Principles and framework
19
ISO/TS 14067:2013. Greenhouse gases ‐‐ Carbon footprint of products ‐‐ Requirements and guidelines for
quantification and communication
20
www.bsigroup.com/Standards‐and‐Publications/How‐we‐can‐help‐you/Professional‐Standards‐Service/PAS‐
2050
21
www.carbontrust.co.uk
22
www.ghgprotocol.org/
38
Tabla 2.2. Factores potenciales de calentamiento global (kg CO2eq/kg compuesto) para diferentes
gases de efecto invernadero definidos por el IPCC
Factores Potenciales de
Tiempo de vida Calentamiento Global
Compuesto Fórmula
media (años)
20 años 100 años 500 años
Dióxido de carbono CO2 500 1 1 1
Metano CH4 12 72 25 7,6
Óxido nitroso N2O 114 289 298 153
CFC‐13 CClF3 640 10.800 14.400 16.400
Halon‐1301 CBrF3 65 8.480 7.140 2.760
Tetracloruro de carbono CCl4 26 2.700 1.400 435
Un término importante a la hora del cálculo de la huella de carbono es las etapas del ciclo de
vida que incluye en su análisis, de hecho, su utiliza la terminología de alcance para definir este
parámetro:
 Alcance 1: emisiones directas de GEI
 Alcance 2: emisiones indirectas de GEI asociadas a la generación de electricidad
adquirida y consumida.
 Alcance 3: otras emisiones indirectas, coincide con la perspectiva del análisis de ciclo
de vida de la cuna a la tumba: extracción y producción de materiales primas, movilidad
de personas, transporte de materia primas, combustibles y de productos, gestión de
residuos, etc.
2.2.1. Norma ISO 14067

En septiembre de 2013, la Organización Internacional de Estandarización (ISO) publicó la
norma ISO 14067:2013 sobre Huella de Carbono de Productos. Esta norma, establece la
metodología para el cálculo de los Gases de Efecto Invernadero (GEI) emitidos durante todo
el ciclo de vida de un producto o servicio. El estudio para la huella de Carbono de los
Productos, se considera, desde la extracción de las materias primas, pasando por el
procesado, fabricación y distribución, hasta la fase de uso y final de la vida útil que puede ser
depósito, reutilización o reciclado. La ISO 14067 surge para dar solución a los diferentes
estándares relacionados con el Cálculo de Huella de Carbono en las Organizaciones, que
existían hasta la fecha, y que han supuesto un claro factor de barrera para su implantación, al
no ser comparables los resultados de los diferentes sistemas de cálculo.
2.2.2. Metodología PAS 2050
Es una de las metodologías pioneras en el cálculo de huella de carbón para productos de
alimentación, a la cual se han incorporado numerosas marcas alimentarias.
39
Las etapas que incluye su cálculo son:

1. Elaboración del mapa del proceso (Figura 2.11). El primer paso consiste en la
identificación de todos los materiales, actividades y procesos que dan lugar a las
emisiones de gases de efecto invernadero del ciclo de vida asociadas al producto.
La construcción de un mapa exhaustivo de procesos debe incluir todas las posibles
etapas/focos de las emisiones de gases de efecto invernadero.
Materias
primas
Disposición
Producción
final
Distribución
Consumo
y Venta
Figura 2.11. Elaboración del mapa del proceso, según la filosofía del ciclo de vida, es la primera etapa
en el cálculo de la huella de carbono de productos según la metodología PAS 2050
2. Definición del sistema. Este paso determina las etapas del ciclo de vida que se
incluyen en la evaluación. Con este propósito, se realiza un anteproyecto de
evaluación de las fuentes de las emisiones de gases de efecto invernadero para
todos los procesos presentados en el mapa de procesos inicial. Esta primera
estimación de las emisiones de gases de efecto invernadero se denomina “huella
de carbono preliminar”, y se calcula a través de datos secundarios o mediante una
combinación de datos primarios y secundarios. Los datos secundarios se refieren a
la información obtenida a partir de fuentes distintas de la medición directa de los
procesos incluidos en el ciclo de vida del producto.
3. Recopilación de datos. En esta fase, la más larga, se debe obtener la mayor cantidad
de datos primarios de cada una de las etapas que constituyen el producto, puesto
que la calidad de estos datos determinará en gran medida la fiabilidad del cálculo
de la huella de carbono.
4. Cálculo de la huella de carbono. Después de haber recogido los datos específicos
pertinentes, el paso final es el cálculo definitivo de las emisiones de gases de efecto
invernadero a nivel de producto. A tal efecto se aplican los factores de
caracterización para un horizonte de 100 años definidos por el IPCC.
40
2.2.3. GHG Protocol

Se trata de un marco metodológico muy extendido, que se presenta en la guía “Product Life
Cycle Accounting and Reporting Standard”. Evalúa las emisiones de los 6 gases del Protocolo
de Kyoto: dióxido de carbono (CO2), metano (CH4), óxido nitroso (N2O),
hidrofluorocarbonados (HFCs), perfluorocarbonados (PFCs) y hexafluoruro de azufre (SF6).
Recomienda que sean las empresas las que escojan el horizonte temporal más adecuado,
aquel que incluye la duración de las emisiones de todas las fases de la producción o del
servicio, en caso de que haya conocimiento documentado del sector. En caso de no haberlo,
se recomienda establecer un horizonte temporal mínimo de 100 años, incluyendo la fase final
del ciclo de vida del producto. Uno de los aspectos que lo diferencian del PAS2050 son los
requisitos de inclusión de elementos al inventario del estudio: se incluyen las emisiones
derivadas del transporte de los trabajadores hacia y desde su punto de trabajo, así como
también aquellas derivadas del transporte trabajadores hacia y desde su punto de trabajo, así
como también aquellas derivadas del transporte de los consumidores hacia y desde un punto
de venta. También para la definición de los límites del sistema hay discrepancia entre ambas
metodologías: el GHG Protocol excluye los procesos “insignificantes”, que son aquellos cuyas
emisiones no superan el criterio de significación establecido por la empresa. En esta
metodología, se puede cuantificar menos del 95% de las emisiones totales. El GHG Protocol
presenta, en su página web, herramientas de cálculo de emisiones de GEI disponibles para
distintos sectores, así como factores de emisión para algunos elementos (no todas estas
herramientas incluyen factores de emisión, en algunas es el usuario el que tiene que
incluirlos).
41
3. CASOS PRÁCTICOS
3.1. Análisis comparativo de envases23
Definición de objetivos y alcance
En este caso práctico el objetivo es evaluar los impactos ambientales asociados a dos tipos de
envases para líquidos, con objeto de seleccionar aquel que globalmente posea un menor
impacto. Los materiales a considerar son el cloruro de polivinilo (PVC) y el tereftalato de
polietileno (PET).
En este caso, la función de los dos sistemas considerados es la obtención de un envase para
contener líquido, además de garantizar el abastecimiento a los consumidores y la capacidad
de transporte o distribución y mantenimiento. Dado que a la unidad funcional tendremos que
referir todas las entradas y salidas, se ha escogido una unidad de tipo físico coincidente con
una cantidad determinada de líquido:
Envase con capacidad para 1 L de líquido
Fabricación del PVC

El cloruro de polivinilo es un material termoplástico y se puede considerar como uno de los
polímeros de uso moderno más antiguos (Figura 3.1)24. El polímero se produce del monómero
cloruro de vinilo mediante un proceso similar al emplearlo en la producción de polietileno,
polipropileno y poliestireno. En este proceso, el enlace de las moléculas de cloruro de vinilo
se abre, de forma que las moléculas vecinas se combinan unas con otras para producir la
molécula de cadena larga.
23
Más información sobre análisis comparativos (González‐García, et al. 2011) o sobre envases ( ).
24
Renault, en Francia, fue el primero en producir el monómero cloruro de vinilo en 1835 y Baumann el primero
en proceder a su polimerización en 1872. Las primeras patentes para la producción de PVC fueron llevadas a
cabo en los EEUU en el año 1912 y la producción en planta piloto de PVC comenzó en Alemania y en los EEUU
durante la década de los años treinta del siglo XX
42
Figura 3.1. Diagrama de bloques para la obtención de la resina de PVC
Fabricación del PET

Los compuestos iniciales para la producción comercial de tereftalato de polietileno (PET)25 son
etileno para la producción de etilenglicol y el p‐xileno para la producción de ácido tereftálico
(Figura 3.2).
HOOC - - COOH
OH OH Ácido tereftálico O O
- O- C - - C - O - CH2 - CH2-
CH2 - CH2
n
Etilenglicol
PET
25El PET es una resina plástica relativamente de nueva creación, sobre la década de los 70 del siglo XX. Es uno de
los polímeros más versátiles, empleado en una variedad de productos, como fibras textiles, bidones y botellas,
películas de audio y vídeo, películas para rayos X, productos termoformados, componentes obtenidos mediante
moldeo por inyección, etc.
43
Figura 3.2. Diagrama de obtención del PET
Inventario de ciclo de vida

En la fase de inventario se cuantifican los flujos de materia y energía de los diferentes procesos
de fabricación de los dos envases. El análisis comprende la recopilación de los datos y la
realización de los cálculos adecuados para cuantificar las entradas y salidas de cada uno de los
escenarios. Las entradas son las materias primas (incluidas las fuentes de energía) y las salidas
son las emisiones (al aire, agua y suelo). Considerando la unidad funcional, se cuantifica el
peso de cada uno de los componentes:
o Envase de PVC de 1 litro: o Envase de PET de 1 litro:
 Cuerpo de plástico de 32 g.  Cuerpo de plástico de 25 g.
 Tapón de la botella de polietileno de  Tapón de la botella de polietileno de 3
3 g de peso. g de peso.
 Lámina de papel 1,1 g de peso.  Lámina de papel 1,1 g de peso.
44
Al hacer un análisis comparativo, la contribución del tapón de la botella y de la lámina de

papel contribuirán en la misma medida, por lo tanto, se considera exclusivamente el cuerpo
de plástico de PVC o PET. Las Tablas 3.1 y 3.2 presentan el inventario correspondiente a los
procesos productivos del PVC y del PET, respectivamente.
Tabla 3.1. Inventario global de las entradas y salidas del PVC (base de cálculo 32 g)
ENTRADAS CANTIDAD SALIDAS CANTIDAD
Materias Primas Emisiones al aire
Mena de hierro 0,0118 kg CO2 57,60 g
Piedra calcárea 0,480 g CH4 0,1820 g
Roca de sal 21,6 g N2O 0,0002 g
Arena 0,032 g NOx 0,3110 g
Agua proceso y refrigeración 640 g SOx 0,2950 g
HCl 0,0075 g
HF 0,0003 g
Energía HALON 1301 0,00118 mg
Carbón 0,0067 kg Pb 0,00384 mg
Aceite crudo 0,0163 kg Cd 0,0045 mg
3
Gas natural 0,022 m Mn 0,0016 mg
Hg 0,00109 mg
Benceno 1,58 mg
PAH** 0,0015 mg
CxHy aromáticos 0,387 mg
Emisiones al agua
CxHy cloro 0,0003 g
Cl‐ 1,28 g
DQO 0,0352 g
DBO 0,0026 g
Fosfato 0,0022 g
Nitrato 0,00032 g
Amonio 0,000544 g
Ba 2,24 mg
Pb 0,109 mg
Cd 0,00134 mg
Cr 0,208 mg
Cu 0,102 mg
Residuos sólidos Ni 0,102 mg
Sólidos 1,05 kg Hg 0,0000544 mg
45
Tabla 3.2. Inventario global de las entradas y salidas del PET (producción de 25 g)
Materias primas Emisiones al aire
Mena de hierro 13,75 g CO2 53,0 g
Piedra calcárea 6,75 g CH4 0,0925 g
Roca de sal 112,5 g N2O 0,00013 g
Arena y arcilla o lodo 0,50 g NOx 0,278 g
Agua proceso y refrigeración 437,5 g SOx 0,320 g
HCl 0,0025 g
HF 0,0013 g
Energía HALON 1301 0,00175 mg
Lignito* 0,0033 kg Pb 0,00203 mg
Aceite crudo 0,0169 kg Cd 0,0038 mg
Gas natural 0,019 m3 Mn 0,00068 mg
Carbón 0,0035 kg Hg 0,0007 mg
Benceno 0,085 mg
PAH** 0,00092 mg
CxHy aromático 0,3 mg
Emisiones al agua
AOX** 0,00142 mg
DQO 0,078 g
DBO 0,025 g
Fosfato 0,0022 g
Nitrato 0,0003 g
Amonio 0,0008 g
Ba 1,25 mg
Pb 0,0235 mg
Cd 0,000625 mg
Cr 0,0425 mg
Cu 0,0205 mg
Ni 0,021 mg
Hg 0,00004 mg
Residuos sólidos
Sólidos 1,03 kg
*Capacidades caloríficas: Lignito, 37,6 MJ/kg; Aceite, 42 MJ/kg; Gas natural 36,6 MJ/m3; Carbón
29,3 MJ/kg.
**AOX: compuestos organoclorados
46
Evaluación del inventario del ciclo de vida

Clasificación
Se considerará como método de evaluación del impacto ambiental una metodología de
distancia al nivel objetivo (“Midpoint”), CML 2001 (CML‐IA)26. Para cada una de las categorías
de impacto se establece una unidad de referencia, expresándose el impacto como la cantidad
equivalente de cada uno de los compuestos (kg Ci) en función de los factores de
caracterización (Fi) tal y como indica la ecuación siguiente:
  kgeq  
i   kgi  
Las categorías que se seleccionan para el análisis son del CML 2001 son:
 Ámbito Global
o Pérdida de los recursos abióticos (PDRA)27
o Destrucción de la capa de ozono (PDO)
o Calentamiento global (PCG)
 Ámbito Regional/Local
o Toxicidad humana (PTH)
o Acidificación (PA)
o Eutrofización (PE)
En cada categoría se describen los compuestos que potencialmente pueden tener efecto en
la misma. La Tabla 3.3 muestra, a modo de ejemplo, algunos de los compuestos incluidos en
la categoría de calentamiento global y, por tanto, que generarán impacto en esta categoría si
aparecen en el compartimento del inventario que se señala para cada compuesto: materias
primas, emisiones….
26
Institute of Environmental Science (CML) de la Universidad de Leiden. CML‐IA_aug_2016
https://www.universiteitleiden.nl/en/research/research‐output/science/cml‐ia‐characterisation‐factors
27
Desde el punto de vista del análisis de ciclo de vida la perspectiva de análisis corresponde al caso más
desfavorable, definiéndose un efecto “potencial”, se incluye – P ‐ en el acrónimo.
47
Tabla 3.3. Algunos compuestos incluidos en la categoría “Calentamiento Global”

Factor de
Compartimento 28
Compuesto Número CAS Caracterización (kg
del Inventario
CO2/kg)29
Aire Dióxido de carbono 0000124‐38‐9 1,00
Aire Metano 000074‐82‐8 28,0
Trifluoruro de metano
Aire 000075‐46‐7 12.400
(HFC‐23)
Aire Hexafluoruro de azufre 002551‐62‐4 23.500
Una vez definidas las categorías se procede a la clasificación o extracción de los datos de
inventario que deben incluirse en cada una de las categorías ambientales objeto del análisis
al cotejar el inventario y la lista de compuestos de cada categoría. La Figura 3.3 muestra el
resultado de la clasificación para la categoría de calentamiento global.
Figura 3.3. Clasificación para la categoría de calentamiento global
EJERCICIO 1: Realizar la clasificación para la categoría ambiental de eutrofización, utilizando

las tablas I y II (inventario) y los datos de CML 2001 (CML‐IA_aug_2016)
28El número registrado CAS (Chemical Abstract Service) es una identificación numérica única para compuestos
químicos.
29
Algunos factores de caracterización para la metodología CML‐IA_aug_2016 pueden ser diferentes de los
propuestos por el IPCC. GWP100
48
Caracterización
La caracterización se consigue al referir el impacto de todos los compuestos a la unidad
equivalente de cada categoría, al multiplicar las cantidades de cada uno de los compuestos
por sus respectivos factores de caracterización.
Para la categoría de calentamiento global, tanto para el PVC como el PET, se obtendría la
caracterización al aplicar la ecuación previamente descrita para los cuatro compuestos
obtenidos en la clasificación:
 kg CO2 eq   kg CO2   FCO   kg CH 4   FCH   kg N 2O   FN O   kg HALON   FHALON

2 4 2
La Figura 3.4 indica el resultado que se obtiene tras aplicar la anterior ecuación en la categoría
de calentamiento global. Los resultados obtenidos también se pueden asimilar a la huella de
carbono, donde para la función definida, el PET tendría una menor huella de 55,64 g CO2eq.
Asimismo, la huella se debería fundamentalmente a la emisión de dióxido de carbono, que
representa la contribución mayor en la categoría con un 91,78 y 95,26% para PCV y PET,
respectivamente. En consecuencia, bajo la perspectiva de análisis de una única categoría
ambiental, la selección adecuada sería el PET.
Figura 3.4. Caracterización para la categoría de calentamiento global
Por el contrario, si la función fuese diferente tal que la unidad funcional correcta sería la
misma cantidad de polímero, por ejemplo 1 g, el resultado correcto se obtendría al dividir los
datos anteriores por 32 y 25 g, respectivamente:
o PVC: 62,76/32= 1,961 g CO2eq/g polímero
o PET: 55,64/25 = 2,225 g CO2eq/g polímero
En este caso, la conclusión sería justo la opuesta, ya que el polímero con menor huella de
carbono sería el PVC (Figura 3.5).
49
Figura 3.5. Efecto de la unidad funcional en el resultado final del análisis ambiental. La figura muestra
el ejemplo para la huella de carbono para el caso del análisis comparativo de PVC y PET
Si se incrementan los vectores ambientales de evaluación, considerando ahora de forma

adicional la categoría de destrucción de la capa de ozono (Figura 3.6), los resultados obtenidos
para cada una de las categorías conducen a conclusiones contrapuestas. Así, para la categoría
de destrucción de la capa de ozono el menor impacto corresponde al PVC, mientras que para
el calentamiento global sería el PET donde se obtendría un impacto menor.
Figura 3.6. Caracterización de las categorías: destrucción de la capa de ozono y calentamiento global
50
EJERCICIO 2: Caracterización para la categoría ambiental de eutrofización, introduciendo los

factores de caracterización del CML 2001 (CML‐IA_aug16).
El resultado conjunto de los valores obtenidos para cada una de las categorías constituye el
perfil ambiental (Figura 3.7).
Figura 3.7. Perfil ambiental
Las principales conclusiones del perfil ambiental son:

o En cuatro categorías: pérdida de recursos abióticos (combustibles fósiles),
calentamiento global, toxicidad humana y eutrofización, el impacto del PVC es mayor
que el del PET.
o En tres categorías: pérdida de recursos abióticos (recursos), destrucción de la capa de
ozono y acidificación, el impacto del PVC es menor que el del PET.
o La mayor diferencia se encuentra en la categoría de toxicidad humana.
Normalización
Para poder comparar entre categorías es necesario la adimensionalización o normalización de
los resultados, que se obtiene al multiplicar los valores caracterizados por los factores de
normalización.
El CML‐IA posee diferentes factores de normalización en función del área geográfica que se
considere. Con los valores correspondientes a Europa Occidental, los indicadores ambientales
normalizados son 9,23∙10‐14 y 8,62∙10‐14 para PVC y PET, respectivamente (Figura 3.8).
51
Figura 3.8. Perfil ambiental normalizado con los factores de Europa Occidental 1995
EJERCICIO 3: Realizar la normalización con los factores correspondientes al Mundo 1995
Interpretación de los resultados

o El perfil ambiental normalizado muestra que el envase de PVC tiene un mayor impacto
que el envase de PET: un 6,64% superior
o Las categorías ambientales con mayor impacto son:
Pérdida de los
Calentamiento
Recursos Acidificación
Global
Abióticos
o La producción de polímeros son procesos de gran intensificación energética y con un

consumo importante de recursos, por tanto, es consistente que la pérdida de los
recursos abióticos sea la categoría más significativa, ya que supone aproximadamente
un 60% del impacto global.
o Las emisiones de SOX suponen 2/3 del impacto en la categoría de acidificación.
o La huella de carbono en estos sistemas es significativa, dado que supone
aproximadamente un 15% del impacto.
o La mayor diferencia entre ambos sistemas corresponde a la categoría de toxicidad
humana.
52
Anexo: Solución de los ejercicios
o EJERCICIO 1: Clasificación de la categoría de eutrofización
o EJERCICIO 2: Caracterización de la categoría de eutrofización
o EJERCICIO 3: Normalización con los factores el Mundo 1995
53
3.2. Evaluación de escenarios de producción de biogás30

Definición de objetivos y alcance
En este caso práctico el objetivo es evaluar los impactos ambientales asociados a la producción de
energía eléctrica producida en una planta de cogeneración a partir de biogás obtenido mediante la
digestión anaerobia de ensilado de maíz.
En este caso, la función del sistema bajo estudio es la producción de energía eléctrica para su posterior
uso y/o suministro a la red. Como unidad funcional se ha considerado 1 kWh de energía eléctrica. Esta
unidad funcional permite la comparación con la producción de energía eléctrica a partir de diferentes
fuentes de energía.
1 kWh de energía eléctrica
Para realizar el estudio se analizó en detalle una planta localizada en Italia, considerada
representativa del estado del arte. Aunque en la actualidad son pocas las plantas de digestión
anaerobia que emplean cultivos energéticos como materia prima, es una alternativa de
especial interés en países como Italia, puesto que los cultivos energéticos se consideran
excelentes sustratos en la obtención de biogás. La selección del ensilado de maíz como
materia prima está justificada porque éste es el cultivo energético más extendido en Europa
debido a su alto rendimiento en materia seca (por hectárea) en su etapa de cultivo y su alto
rendimiento en metano en la etapa de digestión anaerobia.
El sistema energético bajo estudio consta de 3 subsistemas: producción de maíz (S1), ensilado
y suministro (S2) y conversión energética (S3). La Figura 3.9 recoge los diferentes subsistemas
considerados bajo estudio junto con los procesos involucrados en los mismos.
Subsistema 1 ‐ Producción de maíz. Este subsistema engloba todas las actividades
agrícolas involucradas en la producción del maíz desde la preparación del terreno hasta
el cosechado y corte del maíz (fertilización orgánica, arado, escarificación, control de
malas hierbas, fertilización mineral, irrigación, etc.).
Subsistema 2 – Ensilado y suministro. Este subsistema engloba el transporte del maíz
picado desde la plantación y hasta la planta de biogás en camiones, así como su
posterior ensilado y almacenado.
Subsistema 3 – Conversión energética. Este subsistema considera todas las actividades
que tienen lugar en la planta de cogeneración: carga de la materia prima al digestor,
digestión anaerobia del ensilado y posterior tratamiento del biogás, así como la
conversión del biogás en bioenergía en una CHP31.
30
Para profundizar en el análisis de este tipo de escenarios donde la unidad funcional es un elemento energético
se puede consultar Rivela et al. (2006); Lijo et al. (2014a); Lijó et al. (2014b).
31
Combined heat and power generation engine
54
El sistema bajo estudio se ha realizado desde la perspectiva de la cuna a la puerta y por tanto,
la producción de las diferentes entradas a los tres subsistemas (combustibles fósiles,
agroquímicos, maquinaria, etc.) ha sido tenida en cuenta.
Subsistema 1: Producción de maíz Subsistema 3: Conversión

energética
Fertilización
Arado Escarificación
orgánica
Carga
Maize silage
Control Fertilización
Siembra Digestión Digestato
hierbas mineral
Cosechado + Tratamiento biogás

Sachado Irrigación
picado
Calor
Biogás
Maíz picado CHP Electricidad
Subsistema 2: Ensilado y suministro
Ensilado Almacenaje
Producción de maquinaria Transporte Emisiones de combustión

Producción de diesel Emisiones de fertilización
Producción electricidad Pérdidas biogás
Producción químicos Pérdidas calor
Agua
Figura 3.9. Diagrama del sistema de producción de electricidad a partir de ensilado de maíz.

En la fase de inventario se identifican los flujos de entrada y salida en cada uno de los
subsistemas que se consideran en el estudio. Esta identificación detallada para cada una de
las etapas productivas permitirá identificar las contribuciones al perfil ambiental por
subsistema, así como identificar los procesos responsables de la mayor carga ambiental
(“hotspots”). El análisis comprende la recopilación de los datos y la realización de los balances
adecuados para cuantificar las entradas (materiales y energía) y salidas (productos y emisiones
al aire, al agua y al suelo) de cada uno de los escenarios.
55
o Subsistema 1:
 Tractor: 0,60 g
 Implementos agrícolas: 2,06 g
 Diesel: 14,1 g
 Urea: 4,23 g
o Subsistema 2:
 Tractor: 32,7 mg
 Implementos agrícolas: 32,7 mg
 Diesel: 1,30 g
 Camión: 8,89 kg∙km
o Subsistema 3:
 Electricidad: 65,1 Wh
 Tractor: 0,22 g
 Implementos agrícolas: 0,16 g
 Diesel: 1,63 g
 NaOH: 0,28 g
Las Tablas 3.4, 3.5 y 3.6 recopilan los datos de inventario globales correspondientes a cada
uno de los subsistemas bajo estudio por unidad funcional (1 kWh de electricidad producida).
Tabla 3.4. Inventario global de las entradas y salidas del Subsistema 1 (S1)
Materias primas Productos
Aceite crudo 17,8 g Maíz picado a S2 2,98 kg
Carbón 5,62 g Emisiones al aire
NH3 32,2 g
N2O 228 mg
CO2 24,4 g
N2 1,05 g
SO2 98,4 mg
Calor 447 kJ
Emisiones al agua
PO4‐3 21,7 mg
DBO5 239 mg
DQO 241 mg
56
Agua 7,09 g Ensilado de maíz a S3 2,98 kg
Aceite crudo 1,49 g Emisiones al aire
Carbón 272 mg CO2 1,18 kg
CH4 3,18 mg
CO 3,54 mg
NOx 3,48 g
NMVOC 3,23 mg
SO2 6,46 mg
Aceite crudo 2,17 g Electricidad 1 kWh
Carbón 1,02 g Digestato 2,08 kg
Emisiones al aire
CO2 1,13 kg
CH4 7,81 g
CO 3,47 mg
NOx 2,28 g
NMVOC 117 mg
N2O 17,5 mg
Calor 2,15 MJ

Clasificación
distancia al nivel objetivo (“Midpoint”), CML 2001 (CML‐IA) 32 . Las categorías que se
seleccionan para el análisis son:
 Ámbito Global
o Pérdida de los recursos abióticos (PDRA)
32
Institute of Environmental Science (CML) de la Universidad de Leiden. CML‐IA_aug_2016
https://www.universiteitleiden.nl/en/research/research‐output/science/cml‐ia‐characterisation‐factors
57
o Calentamiento global (PCG)

 Ámbito Regional/Local
o Acidificación (PA)
o Eutrofización (PE)
o Formación de oxidantes fotoquímicos (FOF)
Una vez definidas las categorías se procede a la clasificación o extracción de los datos de
inventario que deben incluirse en cada una de las categorías ambientales objeto del análisis
al cotejar el inventario y la lista de compuestos de cada categoría.
EJERCICIO 4: Realizar la clasificación para las categorías seleccionadas para el análisis

ambiental correspondiente a cada subsistema involucrado en el sistema bajo estudio,
utilizando las tablas de inventario y los datos de CML 2001.
Caracterización
equivalente de cada categoría, al multiplicar las cantidades de cada uno de los compuestos
Así, para la categoría de cambio climático (Figura 3.10) se obtiene los kg CO2 eq para cada uno
de los subsistemas y, por tanto, la huella de carbono asociada a 1 kWh mediante este sistema
de producción: 2,61 kg CO2eq
Figura 3.10. Caracterización para la categoría de calentamiento global
EJERCICIO 5: Caracterización para las diferentes categorías propuestas bajo estudio,

introduciendo los factores de caracterización del CML 2001.
La Figura 3.11 muestra el perfil ambiental del sistema a evaluar con la contribución de cada
uno de los subsistemas que los constituyen para cada una de las categorías ambientales
consideradas.
58
Figura 3.11. Perfil ambiental del sistema: (a) tabla con los datos en valores absolutos; (b) gráfica con
la contribución relativa para cada uno de los subsistemas
59
De acuerdo con los resultados, el Subsistema 1 relacionado con la producción de la materia

prima (maíz) es el principal responsable de las cargas ambientales en las categorías de PDRA,
PA y PE, con contribuciones superiores al 80%. El subsistema relacionado con la etapa de
ensilado (S2) resulta importante en dos categorías, FOF y PCG con contribuciones del 58,7% y
45,1% respectivamente. Finalmente, es importante el subsistema de conversión del ensilado
en electricidad, con contribuciones entre el 10% y 52% en categorías como PDRA‐CF, FOF y
PCG.
Normalización
Para poder comparar entre categorías es necesaria la adimensionalización o normalización de
los resultados, que se obtiene al multiplicar los valores caracterizados por los factores de
normalización.
El CML 2001 posee diferentes factores de normalización en función del área geográfica que se
considere. En este caso se considerará de nuevo los valores correspondientes a Europa
Occidental (Figura 3.12).
Figura 3.12. Perfil ambiental normalizado con los factores de Europa Occidental 1995
Con respecto a la categoría más importante desde el punto de vista de la normalización,

afectada por el sistema de producción de electricidad bajo estudio, ésta sería la acidificación
seguida de formación de oxidantes fotoquímicos, con 1/3 de contribución en cada una.
EJERCICIO 6: Realizar la normalización con los factores correspondientes al Mundo 1995
60
Interpretación de los resultados

o El perfil ambiental normalizado muestra que la categoría de impacto ambiental más
importante a tener en cuenta en el estudio ambiental asociado a la producción de
electricidad a partir de ensilado de maíz es la acidificación.
o Las categorías ambientales con mayor impacto son:
Formación de
Acidificación oxidantes Eutrofización Calentamiento
(36,5%) fotoquímicos (17,9%) global (9,8%)
(35,0%)
o El subsistema relacionado con la producción de la principal materia prima, el maíz (S1),

es el principal responsable de las cargas ambientales en tres categorías de impacto:
PDRA, PA y PE.
o Las emisiones de NH3 generadas en el S1 como consecuencia de la aplicación de
fertilizantes minerales en el proceso de cultivo constituyen la principal emisión
responsable de PA y PE.
o Los subsistemas de ensilado (S2) y conversión energética (S3) son los dos principales
responsables de las contribuciones a las categorías de FOF y PCG.
o El subsistema conversión energética (S3) es el principal responsable para la categoría
PDRA.
o Las emisiones de NOx generadas en S2 y S3 son las principales emisiones responsables
de la categoría FOF. Le sigue la emisión de CO generada en S3. Ambas emisiones
derivan principalmente del uso de diesel en las distintas máquinas empleadas.
61
Anexo: Solución de los ejercicios
o EJERCICIO 4: Clasificación de las categorías a analizar
62
o EJERCICIO 5: Caracterización de los subsistemas
o EJERCICIO 6: Normalización con factores El Mundo 1995
63
3.3. Huella de carbono y tasa de retorno energético en el cultivo de mejillón33

En este caso práctico el objetivo es evaluar la Huella de Carbono (HC) asociada al cultivo de
mejillón en la Ría de Arousa. Se han seleccionado dos escenarios de producción de mejillón:
(i) miticultor promedio en la Ría de Arousa, y (ii) promedio de producción en la Ría de Arousa.
El objetivo es realizar un análisis comparativo entre los dos escenarios, teniendo en cuenta
tanto la HC como la energía acumulada, que permitirá el cálculo de la Tasa de Retorno
Energético en forma de proteína comestible (TREprot).
La Tasa de Retorno Energético (TRE), referido comúnmente como EROI (Energy Return on
Investment) en sus siglas en inglés, es un término que surge a comienzos de los años 70 y ganó
importancia debido a las sucesivas crisis energéticas en los años 70 y 80 (Hall, 1972; Gupta y
Hall, 2011). El uso más habitual de la TRE es en el sector energético con el fin de entender la
cantidad de energía que se genera en los procesos de producción de energía en comparación
con la cantidad de energía requerida para sostener dicho proceso (Gupta y Hall, 2011). Sin
embargo, este uso inicial ligado al sector energético se fue ampliando a otros sectores. De
hecho, en el sector alimentario se ha producido una ligera modificación del concepto de la
TRE para adaptarlo a la cantidad de energía calórica (normalmente aquella disponible en
forma proteica) que aporta un determinado alimento en comparación con la energía usada a
través de actividades antropogénicas para su producción, procesado, distribución y consumo.
Esta última perspectiva se denomina edible protein Energy Return on Investment (ep‐EROI) en
su nomenclatura inglés y fue definida por Tyedmers (2000). En castellano nos referimos a este
término como Tasa de Retorno Energético en forma de proteína comestible (TREprot)
La función de los sistemas considerados es la de producción de un alimento específico, el
mejillón de talla comercial, que posteriormente entrará en diferentes sistemas de procesado
en función del destino final del mismo: consumo fresco, congelado, conserva, etc. La unidad
funcional seleccionada, a la cual se refieren las entradas y salidas al sistema34,35, es de tipo
físico para ambos sistemas.
1 tonelada de mejillón de talla comercial
33
Más información en Iribarren et al. (2010b); Vázquez‐Rowe et al. (2012); Vázquez‐Rowe et al.
(2014).
34
Organization, International Standards. ISO 14040 ‐‐ Life Cycle Assessment ‐‐ Principles and
Framework. N. p., 2006.
35
Organization, International Standards. ISO 14044 ‐‐ Life Cycle Assessment ‐‐ Requirements and
Guidelines. N. p., 2006.
64
Cultivo de mejillón
El cultivo de mejillón en las Rías Gallegas se lleva a cabo en unas estructuras flotantes
denominadas bateas. El proceso de cultivo consiste en colocar la semilla de mejillón (mejilla)
en las cuerdas suspendidas de las bateas. Tras un engorde preliminar de esta semilla fijada a
cuerda, se realiza el desdoble, es decir, la separación de una parte del mejillón de las cuerdas
para ser fijado a nuevas cuerdas, permitiendo de este modo crear más espacio para un
correcto engorde y que el mejillón alcance la talla comercial (Figura 3.13).
Figura 3.13. Diagrama de bloques para la producción de mejillón

En la fase de inventario se cuantifican los flujos de materia y energía durante el cultivo de
mejillón. El análisis comprende la recopilación de los datos y la realización de los cálculos
adecuados para cuantificar las entradas y salidas de cada uno de los escenarios a analizar (ISO
14044:2006). Las entradas son las materias primas (incluidas las fuentes de energía) y las
salidas son las emisiones (al aire, agua y suelo) y el producto que se obtiene. Teniendo en
cuenta la unidad funcional seleccionada: 1 tonelada de mejillón talla comercial, cada uno de
los escenarios comprende:
o Miticultor promedio Ría de Arousa:
80 miticultores representativos del sistema de producción en la Ría.
65
o Promedio producción Ría de Arousa:

Total de la producción en la Ría Arousa: 2.292 bateas.
Un análisis comparativo de los dos escenarios seleccionados permitirá observar las diferencias
y similitudes en cuanto a impacto derivado de los diferentes manejos y rendimientos de
producción para ambos escenarios. Las Tablas 3.7 y 3.8 presentan los inventarios de datos de
los escenarios de producción propuestos.
Tabla 3.7. Inventario global de las entradas y salidas del cultivo mejillón para el escenario
miticultor promedio Ría de Arousa (base de cálculo 1t de mejillón talla comercial)
Materiales Emisiones al aire
Madera 3,88E+01 kg CO2 4,50E+01 kg
Hierro fundido 3,69E+01 kg CH4 7,00E‐01 kg
Hormigón 1,08E+01 kg N2O 1,10E+00 kg
Polietileno 3,20E‐01 kg
Tereftalato de polietileno 2,00E‐02 kg
Acero 2,03E‐01 kg
Aceroinox. 8,53E‐02 kg
Hilo algodón 7,20E‐02 kg
Lubricante marino 2,35E‐01 kg
Xileno 1,31E‐02 kg
Cobalto 4,07E‐05 kg
Solvente 6,26E‐02 kg
4‐Metil‐2‐Pentanona 8,20E‐04 kg
Etilbenceno 1,91E‐03 kg
Etanol 8,20E‐04 kg
Óxido de cobre 1,91E‐02 kg
Alquitrán 1,47E+00 kg
Óxido de zinc 9,56E‐03 kg
Energía y combustibles
Diesel 1,42E+01 kg
66
Tabla 3.8. Inventario global de las entradas y salidas del cultivo mejillón para el escenario
promedio producción Ría de Arousa (base de cálculo 1 t de mejillón talla comercial)
Materiales Emisiones al aire
Madera 5,55E+01 kg CO2 6,44E+01 kg
Hierro fundido 1,86E+01 kg CH4 1,00E+00 kg
Hormigón 1,54E+01 kg N2O 1,57E+00 kg
Polietileno 4,57E‐01 kg
Tereftalato de polietileno 2,86E‐02 kg
Acero 2,90E‐01 kg
Aceroinox. 1,22E‐01 kg
Hilo algodón 4,11E‐01 kg
Lubricante marino 3,36E‐01 kg
Xileno 1,87E‐02 kg
Cobalto 5,81E‐05 kg
Solvente 8,95E‐02 kg
4‐Metil‐2‐Pentanona 1,17E‐03 kg
Etilbenceno 2,73E‐03 kg
Etanol 1,17E‐03 kg
Óxido de cobre 2,73E‐02 kg
Alquitrán 2,10E+00 kg
Óxido de zinc 1,37E‐02 kg
Energía y combustibles
Diesel 2,03E+01 kg
67

Clasificación
distancia al nivel objetivo (denominada midpoint en su nomenclatura en inglés): CML 2001 36
.Para cada una de las categorías de impacto se establece una unidad de referencia,
expresándose el impacto como la cantidad equivalente de cada uno de los compuestos (kg Ci)
en función de los factores de caracterización (Fi) tal y como indica la siguiente ecuación:
  kgeq  
i   kgi  
Las categorías de impacto que se seleccionan para el análisis son:
o Huella de Carbono (HC)
o Demanda de energía acumulada (CED)
o Tasa de retorno energético en forma de proteína comestible (TREprot)
En cada categoría se describen los compuestos que potencialmente pueden tener efecto en
la misma. La Tabla 3.9 muestra, a modo de ejemplo, algunos de los factores de caracterización
propuestos por el Panel Intergubernamental para el Cambio Climático (IPCC)37 por tanto, que
generarán impacto para la HC.
Tabla 3.9. Factores de caracterización, para algunos compuestos, propuestos por IPCC 2007
Compuesto Factor de Caracterización (kg CO2 eq/kg)
Dióxido de carbono 1
Monóxido de carbono 1,5
Metano 25
Óxido de dinitrógeno 298
Hexafluoruro de etano (HFC‐116) 11.900
Trifluoruro de metano (HFC‐23) 12.000
Hexafluoruro de azufre 22.200
36
Institute of Environmental Science (CML)
37IPCC (2007) Cambio climático 2007: Informe de síntesis. Contribución de los Grupos de trabajo I, II y III al Cuarto
Informe de evaluación del Grupo Intergubernamental de Expertos sobre el Cambio Climático [Equipo de
redacción principal: Pachauri RK y Reisinger A (directores de la publicación)]. IPCC, Ginebra, Suiza
68
Una vez definidas las categorías de impacto, se procede a la clasificación o extracción de los
datos de inventario que deben incluirse en cada una de ellas al cotejar el inventario y la lista
de compuestos de cada categoría. La Figura 3.14 muestra el resultado de la clasificación para
la HC y la Demanda de Energía Acumulada.
Figura 3.14. Clasificación para la Huella de Carbono
Caracterización
equivalente de cada categoría, multiplicando las cantidades de cada uno de los compuestos
Para la categoría HC se obtendrá la caracterización al aplicar la ecuación previamente descrita
para los cuatro compuestos obtenidos en la clasificación:
 kg CO2 eq   kg CO2   FCO

2
  kg CH 4   FCH 4   kg N 2 O   FN 2O
La Figura 3.15 indica el resultado que se obtiene tras aplicar la ecuación descrita
anteriormente. Para el caso del escenario "miticultor promedio" la HC para la unidad funcional
69
seleccionada, 1 tonelada de mejillón talla comercial, es de 390 kg CO2eq. La CED es de 2.507

MJ/t mejillón talla comercial.
Figura 3.15. Caracterización para la Huella de Carbono
Tasa de retorno energético

Para poder comparar ambos escenarios desde la perspectiva de la TREprot es necesario haber
calculado previamente la CED. Además, también es preciso conocer el contenido proteico de
la especie que se está analizando, así como la fracción comestible de dicha especie. La Tabla
3.10 muestra el contenido proteico y la fracción comestible para diferentes especies.
70
Tabla 3.10. Contenido proteico y fracción comestible para varias especies marinas.
Especie
Contenido de Fracción comestible
Nombre proteína (%) (%)
Nombre científico
en castellano
Abadejo Pollachius pollachius 18,4 52,5
Bacalao Gadus morhua 17,8 50
Jurel Trachurus strachurus 19,8 52
Mytilus
Mejillón 11 13
galloprovincialis
La tasa de retorno energético en forma de proteína comestible es el cociente entre la energía

obtenida en forma de proteína y la energía invertida expresada en forma porcentual:
í
100
í
Aplicando los valores de la CED previamente calculada y los valores de la Tabla 3.10 se puede
obtener la TREprot (Figura 3.16).
Figura 3.16. Cálculo de la TREprot.
71
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75
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Análisis de Ciclo de Vida y Huella de Carbono: Casos Prácticos

Technical Report · April 2020

Gumersindo Feijoo Maria Teresa Moreira

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Life cycle assessment (LCA) of Wastewater Treatment Technologies. View project

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María Teresa Moreira

1. ANÁLISIS DE CICLO DE VIDA 4

1. ANÁLISIS DE CICLO DE VIDA

1.1 Filosofía del ciclo de vida

mayor ahorro de recursos naturales y el desarrollo de técnicas adecuadas para la eliminación

No obstante, a veces es necesario considerar el ciclo de vida completo (dimensión temporal)

Un estudio bibliométrico sobre la investigación en ACV para el período 1998‐2013 publicado

1.2 Hacia un Economía Circular

Figura 1.3. Hacia una Economía Circular: “de la cuna a la cuna”

La Unión Europea emitió el 11 de marzo de 2020 la “COMUNICACIÓN DE LA COMISIÓN AL

especialmente adecuado para empresas que producen grandes volúmenes de residuos

Figura 1.4. Modelos de negocio basados en la Economía Circular

 Uso compartido de plataformas. Aumento del nivel de uso de los productos

Figura 1.5. Diversos modelos de Car‐Sharing

 Producto como servicio. Acceso a productos cuya propiedad se mantiene para

1.3 Fundamentos del análisis de ciclo de vida

 Declaración de productos “ecológicos”

Figura 1.6. Etapas y aplicaciones de la metodología del análisis de ciclo de vida

1.4 Definición de objetivos y alcance

Figura 1.7. Definición de objetivos y alcance. Se incluye un ejemplo de sistema

1.4.1 Sistema y función del sistema

 En cuenta a los recursos renovables, no se ha resuelto todavía de forma

1.4.2 Unidad funcional

1.4.3 Reglas de asignación

Ac. Cítrico 200 kg (63,5%)

500 x 0,079 = 39,5 kg CO2

Figura 1.9. Asignación de emisiones en función de los coeficientes de reparto másicos.

La Figura 1.10 describe un sistema

Elec. NaCl HCl Elec. NaCl HCl Elec. NaCl HCl

1.5. Inventario de ciclo de vida

ENTRADAS Adquisición materias primas SALIDAS

Límites del Sistema

Figura 1.12. Diagrama de flujo estándar del inventario de ciclo de vida

Tabla 1.3. Hoja de inventario definida por la SPOLD

Figura 1.13. Evaluación de la calidad de los datos

1.6 Evaluación ambiental del inventario de ciclo de vida

o Selección de las categorías ambientales. Existen diferentes metodologías para la

Figura 1.14. Etapas en la evaluación del inventario del ciclo de vida

o Caracterización. Implica la aplicación de modelos para obtener un indicador

o Normalización. Consiste en la evaluación del perfil ambiental generado en los

o Valoración o ponderación. Permite determinar, cualitativa o cuantitativamente, la

Comúnmente, después de la obtención de indicadores se procede a la identificación y

1.6.1 Metodologías de distancia al nivel objetivo: CML 2000

1.6.2 Metodologías de daño causado: Ecoindicator 99

1.6.3 Metodología ReCiPe

Tabla 2.1. Características de los principales gases de efecto invernadero

2.1.1. Sensibilización ambiental

Potencial de cambio Corresponsabilidad Neutralidad de Compensación de

Figura 2.3. Principales consecuencias de Paris en relación al ODS 13

2.1.2. Sensibilización social

Figura 2.4. Tuit del Profesor Ray Wills (Australia