Análisis de ciclo de vida aplicado a sistemas de ablandamiento del agua

- 1 - Trabajo Fin de Máster Máster Universitario En Ingeniería Ambiental Análisis de ciclo de vida aplicado a sistemas de ablandamiento de agua Autor: Rocío Gallego Maya Tutor: Bernabé Alonso Fariñas Dpto. Ingeniería Química y Ambiental Escuela Técnica Superior de Ingeniería Universidad de Sevilla Sevilla, 2021 - 2 - - 3 - Trabajo Fin de Máster Máster Universitario En Ingeniería Ambiental Análisis de ciclo de vida aplicado a sistemas de ablandamiento del agua Autor: Rocío Gallego Maya Tutor: Bernabé Alonso Fariñas Dep. de Ingeniería Química y Ambiental Escuela Técnica Superior de Ingeniería Universidad de Sevilla Sevilla, 2021 - 4 - - 5 - Trabajo Fin de Máster: Análisis de ciclo de vida aplicado a sistemas de ablandamiento del agua Autor: Rocío Gallego Maya Tutor: Bernabé Alonso Fariñas El tribunal nombrado para juzgar el TFM arriba indicado, compuesto por los siguientes miembros: Presidente: Vocales: Secretario: Acuerdan otorgarle la calificación de: Sevilla, 2021 El Secretario del Tribunal - 6 - - 7 - Agradecimientos A mi madre y hermana, por su paciencia infinita en estos meses tan difíciles y por su apoyo incondicional a lo largo del camino para que todas mis metas fuesen cumplidas de forma satisfactoria. A mi padre, por apoyarme en los inicios, por darme todo su apoyo y por creer en mí. Aunque hoy no estés aquí, te siento conmigo y sé que mis logros son también tuyos. Siempre en mí. A mi pareja y su familia, por estar en los buenos y malos momentos. Sin vuestra ayuda y apoyo no hubiera sido posible. A mi tutor, por su ayuda y atención prestada a lo largo del desarrollo del trabajo. - 8 - Resumen El aumento de los efectos provocados por el cambio climático (calentamiento global del planeta, acidificación de los océanos, fenómenos meteorológicos y climáticos extremos, pérdida de masa glacial, cambios en los ecosistemas, etc.) hacen que la sostenibilidad y la economía circular se posicionen como elementos clave para revertir la situación. Por ello, es necesario el empleo de herramientas que permitan cuantificar el impacto ambiental de los procesos, actividades, productos, etc. para tratar de disminuir dichos efectos adversos. Bajo este contexto de cuantificación surge el “Análisis de ciclo de vida (ACV)”, como una herramienta de gestión medioambiental que ayuda a cifrar los impactos ambientales. Por otro lado, es conocido que el agua es un recurso esencial para la vida humana y para el resto de los seres vivos. Sin embargo, no es posible obtener el agua directamente desde la naturaleza para su consumo humano, ya sea para un uso doméstico o industrial, debido a que esta contiene disueltos e impurezas (carbonato, nitratos, gases disueltos, materia orgánica, etc.). En concreto, si el agua contiene mucha cantidad de calcio y magnesio, se considera que el agua es dura y su uso puede provocar importantes efectos desfavorables a nivel doméstico e industrial (atasco de tuberías, mayor uso de detergentes en lavadoras, disminución de la vida útil de maquinaria, ineficiencia de calderas y tanques debido a las deposiciones de cal, etc.). Es debido a esta problemática por lo que surgen los ablandadores de agua, que consiguen que el agua que entra al proceso salga con una menor cantidad de dureza (agua ablandada). Este Trabajo Fin de Máster auna el concepto de la economía circular y la sostenibilidad a través de la herramienta de ACV con la necesidad del ablandamiento de agua requerido para evitar la problemática asociada a la dureza de esta. Concretamente, el estudio realizado compara el impacto ambiental generado por dos sistemas de ablandamiento de agua diferentes. Por un lado, un sistema de ablandamiento convencional mediante intercambio iónico, en el cual se emplean productos químicos. Por otro lado, un novedoso sistema de ablandamiento electroquímico en el cual no se emplea ningún tipo de químico. Para llevar a cabo el estudio, se desarrolla inicialmente la teoría asociada al ciclo integral del agua (aducción, distribución, saneamiento y reutilización), así como del modo de caracterizar el agua a través de sus propiedades (pH, dureza, alcalinidad, conductividad, etc.). Además, se analiza el estado del arte asociado a las diferentes técnicas existentes para el ablandamiento del agua (basadas en procesos físicos, químicos, fisicoquímicos, etc.). Después, se describe la herramienta de análisis de ciclo de vida (ACV) según las normas UNE-EN-ISO 14040- 44, definiendo tanto su concepto como las diferentes etapas a seguir para su uso (definición de objetivos y alcance, inventario, evaluación de impactos, metodología de evaluación, etc.). Además, se muestran diferentes aplicaciones dónde esta herramienta puede ser empleada. A continuación, se centra este estudio en la aplicación práctica de la herramienta hacia el ablandamiento de agua, de modo que se describe en primer lugar el objetivo del trabajo como la evaluación del impacto ambiental de un sistema de ablandamiento electroquímico de agua potable y de un sistema de ablandamiento mediante intercambio iónico, para así poder compararlos y conocer cuál de los dos sistemas supone un menor impacto ambiental. En segundo lugar, se define el alcance del estudio (sistemas a estudiar, función del sistema, unidad funcional, límites del sistema, etc.). Finalmente, en esta descripción de la aplicación práctica llevada a cabo se documentan los cálculos realizados y se expone el inventario de los sistemas en estudio. En último lugar, se emplea el software SimaPro para evaluar el impacto ambiental a través de las categorías de impacto definidas mediante la metodología ReCiPe 2016 Midpoint (H). En base a los resultados que se obtienen con el software, se analizan los sistemas de ablandamiento en función de cuatro escenarios en los que varía la dureza eliminada, de modo que es posible conocer cuál es el sistema de ablandamiento de agua que supone un menor impacto ambiental. Además, se lleva a cabo un análisis de sensibilidad para cuantificar los cambios que se producen en las diferentes categorías de impacto ambiental si varía el mix energético español, comparándose el actual con el que se prevé que habrá en el año 2030 y en el año 2050. Finalmente, tras el análisis y estudio realizado se concluye que, de la comparación de los sistemas de ablandamiento analizados para el ablandamiento de agua durante un año según cuatro escenarios diferentes, el sistema que obtiene un menor impacto ambiental es el sistema de ablandamiento electroquímico. - 9 - Abstract The rise of climate change effects (global warming, oceans acidification, extreme weather phenomenons, melting of glaciers, ecosystem changes, …) makes that sustainability and circular economy position themselves as key elements. Because of this situation, it is necessary the use of tools for quantifing the environmental impacts, in order to reduce them. In this context, Life Cycle Assesment (LCA) is born like an environmental tool for quantifing the environmental impacts. Water is a esential resource for the human life and for all living beings. However, it is not posible to catch water for human consumption (household or industrial) directly from the nature, due to the fact that the water contains impurities (carbonate, nitrate, dissolved gas, organics, …). Specifically, if the water contains a lot of calcium and magnesium, the water is hard water. The use of hard water has adverse effects at home or at the industry like clogging of pipes, inefficiency of washing machines or boilers or tanks (due to lime deposits), … In order to fix this problems, water softeners are born for reducing the hard of water. This Final Master´s Degree Thesis mixes the concept of circular economy and sustainability through the Life Cycle Assesment (LCA) tool with the water softening requirement for solving the hard water problems. Concretely, this work compares the environmental impact of two different methods for water softening. On one hand, a conventional ion exchange system for water softening which uses chemicals inputs. On the other hand, a new electrochemical system for water softening without chemicals inputs. At first, it has been developed all of the theory about the water cycle (capture, transportation and supply, sewer and reutilization). Also, in this section it has been showed all the characteristics of water (pH, hard, alkalinity, conductivity, …). Furthermore, it is analyzed different techniques for water softening (physical process, chemical process, …). Next, it has been described the theory of the life cycle assesment through UNE-EN-ISO 14040-44 with the concept and stages for using it (goal and scope definition, inventory analysis, impact assessment, interpretation, …). In addition, it has been showed different applications for this tool. After that, this work is focused in a practical application of the tool for the water softening. First of all, the goal of the work has been defined as the evaluation of the environmental impact of a electrochemical tap water softening system and a ion exchange tap water softening system, in order to compare the impacts. At second, the scope of the work is defined (systems definition, system function, functional unit, system boundaries, …). Finally, it has been showed the calculations for making the inventory analysis. In the end, it has been used a life cycle assessment software called SimaPro in order to evaluate the environmental impacts by means of eighteen impact categories (ReCiPe 2016 Midpoint (H)). Water softening systems are compared and analyzed with the results achieved with the software. Specifically, it has been carried out four different scenaries in which the removed hardness varies. So, it is possible to observe which softening water system has a lower environmental impact. Additionally, it has been made a sensibility analysis to quantify changes in impact categories for alternatives of energetic mix of Spain in 2030 and 2050. Finally, both softening systems are analyzed and compared for the softening of water through four different scenaries. The conclusion is that the better softening system is the electrochemical softening system because it achieves the lower environmental impact. - 16 - 3. CICLO INTEGRAL DEL AGUA El ciclo integral del agua abarca desde la captación del agua de los pantanos, embalses, ríos, etc. hasta su reutilización, pasando previamente por la etapa de saneamiento y tratamiento. La correcta gestión del ciclo integral del agua es fundamental para garantizar el suministro de agua potable, garantizar su uso sostenible y conseguir que tenga la calidad adecuada para su consumo y uso. Por ello, en la actualidad, la gestión del ciclo integral del agua es un aspecto muy importante. En los siguientes apartados se definen en detalle las etapas del ciclo integral del agua y la caracterización de esta. Por último, se define el tratamiento de ablandamiento de agua. 3.1. Etapas del ciclo integral del agua Se definen en este subapartado las diferentes etapas en las que se divide el ciclo integral del agua. Es decir, todas las etapas por las que pasa el agua desde que se recoge en la naturaleza, se almacena, se potabiliza, se distribuye y finalmente se devuelve a la naturaleza depurada y sin contaminantes que perjudiquen al medioambiente. 3.1.1. Aducción. La captación o aducción del agua es la primera etapa del ciclo integral, en la que el agua se extrae de embalses, pantanos, ríos, manantiales, pozos, etc. para ser transportada a través de arterias y posteriormente potabilizada en estaciones de tratamiento de agua potable (ETAP). Hay que tener en cuenta que también existe la posibilidad de que el agua se capte del mar, en cuyo caso habrá que realizarle un proceso de desalinización. A continuación, se envía el agua tratada hacia depósitos de cabecera (“almacenamiento en alta”) que se encuentran en núcleos urbanos. Se puede observar esta primera fase en la Figura 1 . Figura 1. Etapa de aducción del ciclo integral del agua. 3.1.2. Distribución-Abastecimiento. Una vez se encuentra el agua almacenada en los depósitos de cabecera, esta es circulada a través de tuberías de transporte hacia depósitos intermedios más pequeños que se encuentran más próximos a las poblaciones a abastecer. Finalmente, el agua es enviada a través de las tuberías secundarias de abastecimiento hacia las acometidas de los clientes finales a través de una compleja red mallada. Se observa esta etapa en la Figura 2. Figura 2. Etapa de abastecimiento del ciclo integral del agua. - 17 - 3.1.3. Saneamiento. El agua empleada en los hogares/industrias pasa a una siguiente etapa en la que es recogida por las tuberías secundarias de saneamiento (sistema de alcantarillado). Además, el sistema de alcantarillado también recoge el agua de lluvia, por lo que un correcto dimensionamiento de estas es esencial para evitar el colapso de la red. A continuación, el agua es transportada a través de las tuberías secundarias de saneamiento hacia los colectores principales (tuberías con un mayor diámetro). Dichos colectores conducen el agua residual hacia las estaciones depuradoras de aguas residuales (EDAR), donde esta es tratada. Se observa en la Figura 3 un esquema del saneamiento. Figura 3. Etapa de saneamiento del ciclo integral del agua. 3.1.4. Reutilización. Esta última etapa es muy importante, sobre todo en aquellas regiones con mayor escasez de agua. El proceso de reutilización consiste en aprovechar el agua que ha sido depurada y tratada adicionalmente si es necesario, para usarla en otros procesos diferentes del consumo humano tales como el riego de jardines y campos de golf, producción agrícola, uso industrial, etc. 3.2. Caracterización del agua Una vez se han desarrollado las distintas etapas que recorre el agua desde que esta es captada hasta que se reutiliza en el apartado anterior, en este subapartado se describe la caracterización del agua para un entendimiento mejor de los sistemas de ablandamiento que se estudian. 3.2.1. pH. Se define el pH como una característica del agua que depende de la concentración de protones que hay en esta. Concretamente, el agua se encuentra compuesta de protones (H+) e iones hidróxilo (OH-), de modo que, si la concentración de ambos es idéntica, el pH del agua tomará un valor neutro de 7. Por tanto, si el agua contiene mayor cantidad de protones se considerará agua ácida, mientras que si ocurre al contrario se denominará agua base. Además, hay que tener en cuenta que el pH es una característica que depende de la temperatura. Por lo que cuanto mayor sea la temperatura, menor será el valor de pH. Esto se debe a que cuando la temperatura se eleva, las vibraciones moleculares también lo hacen derivando en un aumento de la capacidad del agua para ionizarse y formar más iones de hidrógeno. 3.2.2. Dureza. La dureza del agua es una característica que depende de la cantidad de metales alcalinotérreos que contiene esta, mayoritariamente debido al calcio (Ca) y al magnesio (Mg). Habitualmente la dureza del agua se mide en función de la cantidad (mg) de carbonato cálcico (CaCO3) que hay presentes en un litro de agua. Se puede observar en la Tabla 1 la clasificación del agua en función de su dureza (Aigües de Mataró, 2020): - 18 - Tabla 1.Caracterización del agua en función de su dureza. Tipo de agua Dureza (mg/L CaCO3) Agua muy blanda 0 - 79 Agua blanda 80 - 149 Agua semi dura 150 - 329 Agua dura 330 - 549 Agua muy dura >550 Hay que tener especial cuidado con esta característica ya que niveles muy elevados de dureza pueden provocar importantes agravantes. Concretamente, si el agua es dura o muy dura, puede provocar problemas tanto a nivel industrial como a nivel doméstico (atascos en tuberías o ineficiencias en el uso de lavadoras, por ejemplo). Se pueden observar en la Figura 4 varios elementos afectados por la circulación de agua dura (codo y tubería obstruidos, resistencias inutilizadas y alcachofa de ducha deteriorada Figura 4. Elementos industriales/domésticos afectados por la dureza. Por tanto, la eliminación de la dureza del agua es muy importante para un correcto uso de esta. Esta eliminación se consigue gracias al empleo de ablandadores de agua, que eliminan los elementos que provocan dicha dureza. En el siguiente subapartado (3.3) se tratan las diferentes técnicas existentes para el ablandamiento de agua. 3.2.3. Alcalinidad. La alcalinidad del agua se mide en función de la suma de concentraciones de iones carbonato (CO32-), bicarbonato (HCO3-) e hidróxidos (OH-) en menor cantidad. Las sustancias citadas pueden conseguir la absorción de protones, manteniendo el pH del agua en valores estables. Por tanto, la alcalinidad del agua se puede medir en función de la capacidad del agua para neutralizar ácidos. Además, esta característica es aditiva ya que cualquier sustancia capaz de actuar sobre los protones del agua contribuye a la alcalinidad. 3.2.4. Conductividad. La conductividad es una característica del agua que mide la capacidad que esta tiene para conducir la corriente eléctrica. Este parámetro se encuentra relacionado con la concentración de iones en el agua, ya que mientras mayor sea la concentración, mayor conductividad eléctrica tendrá el agua. En función de la conductividad del agua, se muestran en la Tabla 2 los siguientes tipos (State Water Resources Control Bord): - 19 - Tabla 2. Caracterización del agua en función de su conductividad. Tipo de agua Conductividad (μS/cm) Agua destilada 0,5 – 3,0 Nieve derretida 2 - 42 Agua potable 30 - 1500 Agua de riego <750 3.2.5. Nitratos. Es importante para la correcta caracterización del agua la inclusión de los nitratos que esta contiene. Los nitratos son compuestos inorgánicos (NO3) que supone una importante fuente de nutrientes para algunos organismos autótrofos. Habitualmente los nitratos no son peligrosos para la salud humana, a no ser que sean reducidos a nitrito (NO2). No obstante, una alta concentración de nitratos en el agua puede originar un fenómeno denominado eutrofización (gran aumento de poblaciones de organismos autótrofos que compiten por el oxígeno con organismos aerobios). Además, en caso de el agua sea para consumo humano, si esta se encuentra con una alta concentración de nitratos puede derivar en la “enfermedad del bebé azul” o metahemoglobinemia. 3.2.6. Sólidos. Dentro de la caracterización del agua hay que tener en cuenta los sólidos totales que esta contiene. Estos sólidos se descomponen en: sólidos sedimentables, sólidos en suspensión y sólidos disueltos. La presencia de estos sólidos reduce la calidad del agua ya que aumenta la turbidez y puede haber sustancias extrañas. Los sólidos sedimentables son los sólidos con una mayor densidad que el agua que se encuentran dispersos a causa de las fuerzas de arrastre, por lo que cuando el agua se encuentra en estado de reposo, este tipo de sólidos precipita. Sin embargo, los sólidos en suspensión se mantienen en el agua debido a que poseen cargas eléctricas. Para eliminar estas últimas es necesario el uso de agentes coagulantes/floculantes que modifican la carga eléctrica. Por último, los sólidos disueltos se encuentran relacionados con la mineralización del agua, ya que estos sólidos son iones de sales minerales que se han disuelto en el agua. Este tipo de sólidos se encuentran muy relacionados con la conductividad del agua. 3.2.7. Turbidez. La medición de la turbidez del agua permite conocer el grado de transparencia y limpieza del agua. Se encuentra muy relacionada con la cantidad de sólidos en suspensión, ya que cuanto mayor cantidad de este tipo de sólidos haya, mayor turbidez poseerá el agua. Esto se debe a que la turbidez mide la absorción que sufre un haz de luz al atravesar un volumen de agua, de modo que mientras más luz atraviese, menor turbidez tendrá el agua. Para mejorar la turbidez del agua se usan filtros y floculantes que eliminen los sólidos en suspensión. 3.2.8. Índice de Langelier. El uso del índice de Langelier tiene como utilidad conocer si el agua analizada tiene un carácter incrustante o corrosivo. Este índice se encuentra relacionado con el equilibrio en el agua a través de otras características como la temperatura, la alcalinidad, la dureza cálcica y los sólidos totales disueltos. Debido a que tanto el agua con carácter incrustante como el agua con carácter corrosivo no es beneficiosa (puede provocar atascos o roturas en tuberías, por ejemplo), se busca que el índice de Langelier tome un valor próximo a cero. Por tanto, si el índice toma un valor negativo, el agua tendrá una tendencia corrosiva, mientras que, si toma un valor positivo, la tendencia será incrustante. En caso de que el agua analizada tenga un carácter incrustante, se deberá reducir el pH o la alcalinidad, mientras que si tiene un carácter corrosivo se deberán aumentar. - 20 - 3.3. Técnicas de ablandamiento de agua Una de las características más relevantes para el empleo del agua es la dureza de esta, que se ha definido en el subapartado 3.2.2. del apartado anterior. Esto se debe a que las consecuencias negativas que el agua dura provoca en las conducciones y eficiencias de los sistemas en los que se emplea son relevantes. Por ello, es necesario el uso de ablandadores de agua para lograr la eliminación de la dureza. En este apartado se definen las diferentes técnicas de ablandamiento de agua que se pueden emplear. 3.3.1. Técnicas basadas en procesos físicos. Este tipo de técnicas se encuentran asociadas a mecanismos de adsorción y a la filtración con membranas. En concreto, mediante la adsorción se consigue que el agua entre en contacto con un sólido adsorbente (carbón activo, por ejemplo) y se adhieran partículas a este. Por otro lado, la filtración con membranas se puede llevar a cabo mediante: • Ósmosis inversa: Proceso mediante el cual se aplica una presión superior a la presión osmótica al agua que atraviesa la membrana, con el objetivo de reducir su dureza y otras partículas (Figura 5). Figura 5. Filtración con membranas mediante osmosis inversa. • Ultrafiltración: Proceso mediante el cual se hace circular el agua a través de una membrana con una mayor abertura que la que se emplea en la ósmosis inversa, con el mismo objetivo de reducción de su dureza y otras partículas. • Nanofiltración: Proceso para la eliminación de dureza y otros componentes haciendo pasar el agua a través de una membrana nanoporosa. Este método emplea la membrana con menor abertura de los citados. Según Shaep et al. (1998) esta técnica consigue una alta eficiencia de eliminación de la dureza, con valores de hasta un 94% de eliminación del Ca2+ e iones polivalentes y entre un 60%-70% de eficacia de eliminación de iones monovalentes. No obstante, McCafferty et al. (2000) recoge que estas técnicas pueden ser empleadas para grandes volúmenes de agua, aunque con un costo alto debido a la necesidad de regeneración del material adsorbente y a la pérdida del rendimiento de las membranas, así como a los procesos de pretratamiento del agua para evitar la saturación de las membranas. 3.3.2. Técnicas basadas en procesos químicos. Este tipo de técnicas suele ser menos costoso ya que tan solo requiere de la adición al agua de cal y carbonato de sodio. Estos productos químicos consiguen la formación de hidróxidos que incrementan el pH del agua y que disminuya la solubilidad de la calcita, para que finalmente este acabe precipitando. Estas técnicas suelen requerir procesos posteriores de sedimentación y filtración. Por ello, son técnicas con altos costes de operación a consecuencia de los materiales reactivos y al tratamiento de lodos generados. - 21 - 3.3.3. Técnicas basadas en procesos fisicoquímicos. En este grupo de técnicas se encuentra el intercambio iónico (Figura 6), en el cual los iones causantes de la dureza son intercambiados por iones de carga similar. Para ello, se hace circular el agua dura a través de resinas sintéticas o zeolitas naturales, las cuales se encuentran cargadas por iones que serán intercambiados. Figura 6. Intercambio iónico. En la actualidad, lo más común es el empleo de resinas sintéticas debido a que se pueden fabricar de una manera rápida y con un menor coste. Estas resinas de intercambio iónico son muy importantes para que el proceso funcione correctamente. Las resinas son sustancias granuladas compuestas por una alta concentración de grupos ácidos, polares o básicos que se incorporan a una matriz polimérica reticulada mediante la acción de un agente entrecruzante. A consecuencia de que la concentración de grupos polares en la resina se encuentra definida, también lo estará la capacidad de intercambio. Esto se debe a que la resina tendrá una capacidad limitada de intercambio. No obstante, la capacidad de la resina puede restituirse una vez esta se ha agotado. Para lograr esto es necesario llevar a cabo una operación denominada regeneración. La regeneración de la resina de intercambio iónico consiste en hacer cruzar una solución -acida, base o sal (dependiendo de la resina y el uso de esta) a través de la resina para que los iones retenidos se reemplacen por los iones iniciales. De este modo, al finalizar la regeneración la resina vuelve a estar cargada con los iones que reemplazarán a los iones de calcio y magnesio (en el caso del ablandamiento de agua). No obstante, las resinas no tienen una vida útil infinita. Es decir, no se pueden regenerar infinidad de ocasiones y que en todas ellas esta tenga la misma eficiencia. Esto se debe a que tras una serie de ciclos de operaciónregeneración, las resinas sufren la pérdida de lugares de intercambio o la rotura de enlaces transversales. Por ello, la mayoría de autores asignan una vida útil a las resinas de entre 5 y 10 años. Las resinas pueden clasificarse según su grupo funcional en: • Resinas catiónicas de ácido fuerte: Este tipo de resinas sirven para el intercambio de cationes y operan a cualquier pH. Por otro lado, requieren del empleo de grandes cantidades de regenerante. Es el tipo de resina que se suele emplear para el ablandamiento de agua. • Resinas catiónicas de ácido débil: Este tipo de resinas tienen una menor capacidad de intercambio y operan con un menor rango de pH. Sin embargo, este tipo de resinas requieren de una menor cantidad de regenerante. Agua de grifo Agua ablandada Resina Etapa de operación Etapa de regeneración Regenerante Tanque de salmuera NaCl Agua para la regenerción Tratamiento NaCl MgCl 2 CaCl2 Resina Salmuera - 22 - • Resinas aniónicas de base fuerte: Estas resinas se emplean para el intercambio de aniones. Al igual que las resinas catiónicas de ácido fuerte, también son empleadas para el ablandamiento de agua y requieren gran cantidad de regenerante. • Resinas aniónicas de base débil: Al igual que ocurría con las resinas catiónicas de base débil, este tipo de resinas son muy eficientes y requieren una menor regeneración. No obstante, no pueden trabajar con pH muy elevado. Por tanto, en este tipo de procesos se hace circular el agua dura a través de una columna en la que se encuentra la resina de intercambio. Durante el proceso, el agua cede los iones de dureza (sodio y magnesio) a la resina para acoger los iones de sodio que se encontraban en esta. Finalmente, el agua ablandada sale por el final de la columna. Además, es importante destacar que una vez la capacidad de la resina se ha agotado, es necesario cerrar la corriente de agua dura para llevar a cabo la regeneración. Esta consiste, en el caso del ablandamiento del agua estudiado, en hacer circular una corriente de salmuera (sal y agua) a través de la columna para conseguir que la resina se regenere con nuevos iones de sodio. Por tanto, el regenerante que se extrae lleva consigo los iones eliminados. El regenerante que se extrae del proceso tiene consigo una carga contaminante de importancia, por lo que no debe ser vertido de forma directa para su desecho. No obstante, en la actualidad, hay algunas empresas y usuarios que vierten el regenerante al sistema de alcantarillado, con la consecuente contaminación asociada. Si bien es cierto que existen algunas ocasiones en las que sí se podría verter al sistema de alcantarillado (dependiendo de una serie de requisitos de baja o nula contaminación). Sin embargo, el modo correcto de proceder habitualmente con el regenerante extraído del proceso de intercambio iónico consiste en el tratamiento de este. Se recogen a continuación algunos de los posibles tratamientos a realizar: • Sistemas de tratamiento con membranas: La técnica más usada para este tipo de tratamiento de salmueras es la osmosis inversa. Este proceso consigue separar el agua fresca de una corriente muy concentrada de sal. • Inyección en pozos profundos: Esta técnica consiste en la inyección de la salmuera en pozos profundos. Es muy importante que estos pozos se encuentren lejanos de acuíferos de agua potable para evitar que la salmuera se traspase al agua potable. • Estanques de evaporación: Este tipo de técnica consiste en la disposición de la salmuera en grandes estanques artificiales (Figura 7), con el objetivo de que el agua se evapore de forma natural y queden los sólidos. Es importante destacar que para este tipo de técnicas hay que llevar a cabo una buena construcción de los estanques que impidan la filtración del agua hacia la tierra, así como prever el desmantelamiento de los estanques al final de su vida útil. Figura 7. Estanque de evaporación. • Incineración: Por último, existe la posibilidad de enviar la salmuera a instalaciones de incineración en las que es habitualmente mezclada con otros desechos para su procesamiento. La incineración evapora el agua y las sales pasan a formar parte de la ceniza residual. - 23 - • Sistemas de tratamiento térmico: Para este tipo de tratamiento se distinguen dos técnicas diferentes. En primer lugar, una técnica térmica en la que evaporadores producen salmuera concentrada de bajo volumen, pero sin precipitar sólidos. En segundo lugar, una técnica térmica en la que se emplean cristalizadores para la formación de sólidos. En ciertas ocasiones es posible el empleo de ambas técnicas, de modo que inicialmente se consiga concentrar la solución y en la segunda etapa se precipiten los sólidos. • Vertido al océano/mar: Esta técnica es muy empleada en plantas desaladoras que vierten la salmuera al océano/mar. Sin embargo, para poder proceder con esta técnica es necesario solicitar permisos y llevar a cabo estudios de la afección del vertido al pH, salinidad, temperatura, etc. del lugar en el que se vierte para no se altere el ecosistema marino. 3.3.4. Técnicas basadas en procesos biológicos. Esta técnica no es considerada un proceso de disminución de la dureza, sino que es un proceso que ocurre de forma natural y que favorece la reducción de esta. En concreto, el ablandamiento biológico natural consiste en el aumento del pH del medio gracias a la eliminación del CO2, acontecido por el proceso de fotosíntesis de los organismos fitoplanctónicos. Gracias al aumento del pH, disminuye la solubilidad de Ca2+ y de CO32- y se favorece la precipitación de CaCO3, disminuyendo la dureza del agua. 3.3.5. Otras técnicas de ablandamiento. Por último, existen algunas técnicas de ablandamiento de agua que son novedosas respecto al ablandamiento tradicional. Una de estas técnicas es el ablandamiento electroquímico del agua. El ablandamiento electroquímico es una técnica que no requiere de la entrada de productos químicos al proceso, ya que tan solo necesita una fuente de energía y una membrana de separación para la celda electroquímica. El funcionamiento de esta técnica consiste en primer lugar en la reducción de oxígeno para la formación de OH-. Al incrementarse la cantidad de OH-, aumenta la concentración de iones carbonato a consecuencia del desequilibrio calco-carbónico, según se muestra en la Ecuación 1: 𝐻𝐶𝑂3−+ 𝑂𝐻− ↔ 𝐶𝑂3 2− + 𝐻2𝑂 1 A continuación, dichos iones carbonato que se han formado reaccionan según la Ecuación 2 con los iones de calcio que se encuentran presentes en el agua dura, para iniciar la nucleación y crecimiento de los cristales de carbonato cálcico. Además, debido a la situación de desequilibrio que se genera, también precipita el magnesio en forma de hidróxido de magnesio: Mg(OH)2 (Ecuación 3). 𝐶𝑂3 2− + 𝐶𝑎2+ → 𝐶𝑎𝐶𝑂3 (𝑠ó𝑙𝑖𝑑𝑜) 2 𝑀𝑔2+ + 2𝑂𝐻2− → 𝑀𝑔 (𝑂𝐻)2 (𝑠ó𝑙𝑖𝑑𝑜) 3 Cómo se ha comentado anteriormente, a esta técnica se le añade una membrana de intercambio catiónico (CEM) o de intercambio aniónico (AEM) para separar el ánodo acidificante del cátodo alcalinizante en la celda electroquímica y facilitar la precipitación en un cristalizador externo. De este tipo de ablandamiento hay que destacar que, por lo general, el aumento de los iones hidróxidos presentes hacen que el pH aumente mucho, generando un ambiente alcalino que favorece la precipitación del carbonato cálcico y el hidróxido de magnesio. No obstante, se puede modificar el sistema para la obtención del mismo precipitado anterior pero esta vez generando una salida de agua ablandada con un ambiente ácido (bajo pH). Es decir, el pH de salida del agua depende de la configuración y del tipo de membrana que se usa. Por tanto, hay que hacer especial énfasis en las características del agua ablandada, ya que esta podría tener un pH muy elevado o muy bajo, no encontrándose dentro de las características óptimas del agua potable. Como solución a esta problemática, Clauwaert et al. (2019) plantean que se podría implementar un bypass que permita la mezcla de agua dura con agua blanda para obtener un agua con las características idóneas de pH requerido a la salida (teniéndose que controlar el nivel de dureza a la salida de la mezcla). - 24 - 4. ANÁLISIS DE CICLO DE VIDA (ACV) 4.1. Concepto de análisis de ciclo de vida La primera definición del ACV (Consoli, 1993), fue establecida por la “Society of Environmental Toxicology and Chemistry” (SETAC: http://www.setac.org) como: “El análisis del ciclo de vida es un proceso objetivo para evaluar las cargas ambientales asociadas con un proceso, producto o servicio mediante la identificación y cuantificación de la energía y materiales consumidos y de los residuos generados al ambiente, para valorar el impacto de estos consumos y generaciones al ambiente y para evaluar e implementar mejoras ambientales. Este análisis incluye el ciclo de vida entero del proceso, producto o servicio, incluyendo la extracción y procesado de las materias primas: transformación, transporte y distribución; uso, reutilización y mantenimiento; reciclado y eliminación total”. Según la ISO 14040, el análisis de ciclo de vida es una recopilación y evaluación de las entradas (inputs), las salidas (outputs) y los impactos ambientales potenciales de un sistema, proceso o producto a lo largo de su ciclo de vida. Las etapas son: la obtención de las materias primas, la producción, distribución, uso, reciclaje y/o disposición de residuos como se puede observar en la Figura 8. Figura 8. Análisis de ciclo de vida (Fuente: actualiagrupo). Se encuentran diferentes tipos de análisis de ciclo de vida dependiendo del alcance y definición del estudio: • “de la cuna a la tumba” (Cradle to Grave): en el cual se incluyen todas las entradas y salidas de los procesos que participan a lo largo de su ciclo de vida. Está constituido por la extracción de materias primas y el procesado de los materiales necesarios para la manufactura de componentes, distribución y transporte, el uso del producto y mantenimiento y finalmente su reciclaje y/o la gestión final. • “de la cuna a la puerta” (Cradle to Gate): es cuando el alcance del sistema se limita a las entradas/salidas desde que se obtienen las materias primas hasta que el producto se pone en el mercado. • “de la puerta a la puerta” (Gate to Gate): cuando solo se tienen en cuenta las entradas/salidas del sistema productivo (procesos de fabricación). • “de la cuna a la cuna” (Cradle to Cradle): Se admite que las salidas de la eliminación de residuos del sistema sean consideradas como las materias primas y/o entradas para el mismo u otro sistema. - 25 - En la Figura 9 podemos ver el diagrama de límites del sistema de un ACV. Figura 9. Diagrama de límites del sistema de un ACV (Fuente: Ecosign-proyect). Se consideran como entradas (inputs) el uso de recursos y materias primas, productos, transporte, electricidad, energía, etc. las cuáles se tienen en cuenta en cada proceso/fase del sistema. Como salidas (outputs) se tienen las emisiones al aire, al agua y al suelo, así como los residuos y los subproductos que se tienen en cuenta en cada proceso/fase del sistema. La manera y forma en la que se recopilan estas entradas/salidas se conoce como inventario de ciclo de vida, y es la fase del análisis de ciclo de vida que implica la recopilación y la cuantificación de entradas/salidas de un sistema durante su ciclo de vida. La suma total de entradas y salidas es la base para un posterior análisis y evaluación de los efectos medioambientales relacionados con el producto. Esta agregación de recursos y emisiones hacia daños al medio ambiente y al ser humano es lo que se denomina como evaluación del impacto de ciclo de vida. Por último, se procede a la interpretación de los resultados obtenidos del proceso que permitan implementar las mejoras ambientales del proceso en estudio. 4.2. Evolución histórica del ACV El análisis de ciclo de vida es una técnica que empezó a utilizarse en Estados Unidos en los años sesenta. Su evolución histórica puede dividirse en tres etapas diferenciadas: una primera etapa inicial, una segunda etapa de desarrollo, aplicación y normalización y la etapa actual, etapa de consolidación encaminada a la aplicación del ciclo de vida en la toma de decisiones estratégicas y operativas de los procesos. En la primera etapa, comprendida entre los años sesenta hasta finales de los ochenta, los primeros estudios realizados principalmente en Estados Unidos, se centraban en el estudio de los requerimientos energéticos y de los efectos ambientales asociados al uso de la energía. Posteriormente, como consecuencia de las predicciones de aumento de la población (lo que hizo prever un incremento de la demanda de recursos materiales y energéticos) y, sobre todo, a partir de la crisis del petróleo de los años sesenta, se llevaron a cabo un gran número de estudios más detallados encaminados, sobre todo, a la gestión óptima de los recursos energéticos. En estos estudios había que tener en cuenta los balances de materia del proceso por lo que era necesario incluir en ellos el consumo de materias primas y la generación de residuos. En los ochenta, la aparición y consolidación de una conciencia ambiental en la sociedad unida a las primeras mejoras metodológicas aportadas por el programa de inventarios de descargas de tóxicos aplicadas en EE.UU (Rieradevall, 1995) o el desarrollo de metodologías y criterios del ACV (Klöpfer, 2006) elaborados por la fundación Society for Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC), hicieron que los principales agentes - 32 - Figura 12. Esquematización de las relaciones entre intervenciones ambientales, impactos de efectos intermedios “midpoints”, impactos de efectos finales “endpoint” y áreas de protección. (Fuente: Udo de Haes et al., 1999). - 33 - Tabla 3. Metodologías de evaluación de impacto de ciclo de vida. (Fuente: IHOBE, 2009). METODOLOGÍA FASES DE EICV CREADOR CATEGORÍAS DE IMPACTO AMBIENTAL INCLUIDAS DESCRIPCIÓN Clasificación Caracterización Normalización Agrupación Ponderación Ec99 PréConsultants Carcinogénicos Respiratorios orgánicos Respiratorios inorgánicos Cambio Climático Radiación Destrucción capa ozono Ecotoxicidad Acidificación y eutrofización Uso de suelo Uso de recursos minerales Uso de combustibles fósiles Sucesor del Eco-Indicator 95. Su desarrollo comenzó con el estudio de asignación de pesos para el Eco-Indicator 95. Se cambió el sistema de evaluación de impactos: En lugar de evaluar cada una de las categorías de impacto, se evaluaron los diferentes daños causados por estas categorías de impacto, agrupándolos en tres niveles de daño: - Daños a la salud Humana - Daños a la calidad del Ecosistema - Daños a los Recursos. http://www.pre.nl/ecoindicator99/default.htm RECIPE Universidad de Leiden Destrucción capa ozono Toxicidad humana Radiación Smog fotoquímico Formación particulados Cambio Climático Ecotoxicidad al suelo Acidificación al suelo Ocupación suelo rural Ocupación suelo urbano Transformación suelo natural Ecotoxicidad marina Eutrofización marina Eutrofización agua dulce Ecotoxicidad agua dulce Uso de combustibles fósiles Uso de recursos naturales Uso de agua ReCiPe se desarrolló para combinar las ventajas de los métodos CML2001 y Eco-Indicator99. La ventaja del método CML es su solidez científica, mientras que la ventaja del Eco-indicator 99 es su facilidad de interpretación. Con ello, se han mejorado los modelos para el cambio climático, la destrucción de la capa de ozono, acidificación, eutrofización, uso del suelo y agotamiento de recursos naturales. A su vez se han actualizado factores de caracterización para algunas categorías de impacto y para el paso de normalización. http://www.lcia-recipe.net/ - 34 - METODOLOGÍA FASES DE EICV CREADOR CATEGORÍAS DE IMPACTO AMBIENTAL INCLUIDAS DESCRIPCIÓN Clasificación Caracterización Normalización Agrupación Ponderación CML 2001 Centre of Environmental Science (CML) Agotamiento de los recursos Abióticos Cambio climático Destrucción capa ozono Toxicidad humana Ecotoxicidad Smog fotoquímico Acidificación Eutrofización Uso de recursos Método basado en el anterior CML 1992. El paso de normalización es opcional para ACVs simplificados, pero obligatorio para ACVs exhaustivos. Dispone de valores de referencia para la normalización de los indicadores de las categorías de impacto: A nivel mundial en 1990, a nivel europeo en 1995 y a nivel holandés en 1997. http://cml.leiden.edu/ IPCC Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC) Cambio climático Este método, cuya definición comenzó en 1988, recoge los factores de caracterización para el potencial del calentamiento global directo debido a emisiones al aire. http://www.ipcc.ch/ EDIP/UMIP96 Environmental Designo f Industrial Products (EDIP) Cambio climático Destrucción capa de ozono Acidificación Eutrofización Smog fotoquímico Ecotoxicidad acuática Ecotoxicidad del suelo Toxicidad humana Residuos Uso de recursos Método cuyo desarrollo comenzó en 1996 en Dinamarca. Los factores de normalización están basados en equivalentes - persona en el año 1990. Para la categoría de uso de recursos, la normalización y ponderación están incluidas dentro de la fase de caracterización, ya que esta categoría se evalúa de manera distinta manera en este método. Los factores de ponderación son definidos como distancia al objetivo por persona para el año 2000. Para la categoría uso de recursos, estos factores están considerados en las fases anteriores, por lo que en este paso se consideran cero. http://www.wkap.nl/prod/b/0-7923-7859-8 http://www.wkap.nl/prod/b/0-412-80810-2 - 35 - METODOLOGÍA FASES DE EICV CREADOR CATEGORÍAS DE IMPACTO AMBIENTAL INCLUIDAS DESCRIPCIÓN Clasificación Caracterización Normalización Agrupación Ponderación EPS2000 Centre for Environmental Assesment of Products and Material Systems Salud humana Capacidad de producción del ecosistema Reserva de recursos abióticos Diversidad biológica Valores culturales La metodología EPS2000 (Environmental Priority Strategies in product design) es un método orientado al daño causado. En él se tiene en cuenta la voluntad de pagar para restaurar los cambios causados. Por ello la unidad del indicador final es el ELU (Environmental Load Unit). En este método no se aplica el paso de normalización. http://www.cpm.chalmers.se/document/reports/99/ 1999_4.pdf ECOPOINTS97 Swiss Ministry of the Environment (BUWAL) Emisiones al aire Vertidos de aguas superficiales Vertidos de aguas subterráneas Vertidos al suelo Uso de recursos Residuos Desarrollado en 1990, fue uno de los primeros métodos con método de ponderación final. Al igual que Ecoindicadores 95, es un método basado en la “distancia al objetivo”, en este caso fijado por la propia política medioambiental suiza. Este método no dispone de paso de clasificación, sino que evalúa los impactos de manera individual. Para el paso de normalización, dispone de dos opciones. http://www.bafu.admin.ch/ - 36 - METODOLOGÍA FASES DE EICV CREADOR CATEGORÍAS DE IMPACTO AMBIENTAL INCLUIDAS DESCRIPCIÓN Clasificación Caracterización Normalización Agrupación Ponderación TRACI Environmrntal Protection Agency (EPA US) Destrucción capa ozono Cambio Climático Smog fotoquímico Acidificación Eutrofización Efectos cancerígenos a la salud humana Efectos no cancerígenos a la salud humana Polución a la salud humana Ecotoxicidad Agotamiento de combustibles fósiles Uso del suelo Uso de agua Desarrollado en 1995, supone una herramienta informática para la evaluación de las 12 categorías de impacto que constituyen el método. Muchas de los mecanismos ambientales que soportan las categorías de impacto están importados de otras metodologías, como Ec99 y CML2001. La última versión de esta metodología se corresponde con la TRACI 2.0 desarrollada en el año 2011 http://www.epa.gov/ORD/NRMRL/std/sab/traci/ IMPACT2002+ Instituto de tecnología federal suizo de Lausanne (EPFL) Toxicidad humana Efectos respiratorios Radiación ionizante Destrucción capa ozono Smog fotoquímico Ecotoxicidad acuática Ecotoxicidad del suelo Acidificación acuática Acidificación del suelo Acidificación y eutrofización del suelo Ocupación del suelo Cambio climático Energías no renovables Uso de recursos Resulta de una combinación entre las metodologías IMPACT2002, Ec99, CML2001 e IPCC. http://www.epfl.ch/impact - 37 - 4.4.5. Bases de datos de análisis de ciclo de vida. Cuando se habla de base de datos (BBDD), en el marco de un ACV, se pueden diferenciar dos tipos de ellas en función de los datos que contengan: • BBDD con las entradas/salidas que se emplean para simular el sistema analizado en el ICV. Comúnmente conocidas como BBDD de ICV. • BBDD con los datos que la metodología de EICV necesita para que la herramienta que lleva a cabo el EICV haga los cálculos, comúnmente conocidas como BBDD de metodologías. Las BBDD de ICVs están formadas por datos de diversos materiales y procesos generalmente agrupados según la fase de ciclo de vida a la que hagan referencia. A través de éstas BBDD es posible asignar a cada entrada/salida recogida en el inventario de ciclo de vida una serie de datos de la BBDD que le aportarán la información sobre su impacto ambiental, los factores de caracterización, normalización, etc. Las BBDD de metodologías están formadas por los factores de caracterización, ponderación y demás datos que cada metodología de EICV necesita para llevar a cabo los cálculos de obtención de resultados. A continuación, se lista una serie de BBDD, Tabla 4, de uso habitual en los análisis de ciclo de vida. Aunque de manera genérica se llamen BBDD, la realidad es que estas suelen integrar ambos tipos de BBDD comentados: BBDD de inventario de ciclo de vida y BBDD de metodologías. Son por tanto BBDD integradas. Tabla 4. Bases de datos de análisis de ciclo de vida. (Fuente: IHOBE, 2000). Nombre BBDD Formato Nº de datos de ICV Sector Fuente Ecoinvent Ecospold 12000 Genérico Ecoinvent Centre http://www.ecoinvent.org/ Boustead Modelo propio 13000 Genérico Boustead Consulting http://www.boustead-consulting.co.uk/ IVAM LCA Ecospold 1300 Genérico IVAM UvA bv http://www.ivam.uva.nl ProBas Ecospold 7000 Genérico Umbeltbundesamt, Germany (German only). http://www.probas.umweltbundesamt.de GaBi databases Ecospold 2300 Genérico PE International GmbH, Germany. University of Stuttgart, Germany. http://www.gabi-software.com/ DEAM Ecospold 1200 Genérico Ecobilan – PriceWaterhouse Coopers, France. https://www.ecobilan.com/ ETH-ESU 96 Ecospold 1181 Genérico ETH-ESU, Switzerland. http://www.esu-services.ch/ GEMIS 4.4. Excel 1000 Genérico Institute for applied Ecology, Darmstadt office, Germany. http://www.gemis.de/ Option data pack Excel 967 Genérico National Institute of Advanced Industrial Science and Technology (AIST), Japan (Japanese only). http://www.jemai.or.jp/english/index.cfm - 38 - Nombre BBDD Formato Nº de datos de ICV Sector Fuente Umberto library 5.5. Ecospold 600 Genérico Institute for Environmental Informatics Hamburg GmbH, Germany. http://www.umberto.de/ IDEMAT 2001 Ecospold 507 Genérico Delft University of technology, Holland. http://www.idemat.nl/ CPMLCA Database Spine 500 Genérico Center for Environmental Assessment of Product and Material Systems-CPM, Sweeden. http://www.cpm.chalmers.se/CPMDatabase/ Japanese Input-Output Database Tablas Input-Output 400 sectores Multi Sectorial Environmental Technology Laboratory of the Corporate Research & Development centre of Toshiba Corporation, Japan. http://www.toshiba.co.jp/env/en/products/ecp/facto r.htm FRANKLIN US LCI Ecospold 355 Genérico Franklin Associates Ltd, USA. / National Renewable Energy Laboratory, USA. Sylvatica, USA / Athena Sustainable Materials Institute, Canadá. http://www.fal.com/ Data Archive Ecospold 354 Genérico Plastics Waste Management Institute (PWMI), Japan. Federal Office for the Environment, Switzerland. Chalmers University of Technology, Sweeden. http://www.plasticseurope.org/ BUWAL 250 Ecospold 286 Genérico Federal Office for the Environment, Switzerland. http://www.bafu.admin.ch/ Ecodesign X-Pro database 1 Ecospold 150 Genérico Ecomundo, France. http://www.ecomundo.eu/default.aspx US Input-Output Database Tablas Input-Output 163 sectores Genérico Toxic Releases Inventory 98 (TRI), Air Quality Planning and Standard (AIRS). EPA USA. Energy information administration (EIA). US dep. of energy. Bureau of economic analysis (BEA). Datos del US dep. of Commerce. National Center for Food and Agricultural Policy (NCFAP) and World Resource Institute (WRI). http://www.epa.gov/region6/6pd/tri/index.htm - 39 - Nombre BBDD Formato Nº de datos de ICV Sector Fuente Danish Input-Output Database Tablas Input-Output 130 sectores Genérico Danish statistical data (NAMEA). Danish Environmental Protection Agency. http://www.mst.dk/English/ LCA Food Ecospold 80 Genérico Danish environmental protection agency. http://www.mst.dk/English/ Industry Data Ecospold 74 Genérico Plastics europe, various. http://www.plasticseurope.org/Content/Default.asp?P ageID=392 Salca 071 Ecospold 700 Producción agrícola Agroscope Reckenholz – Täkinon Research Station ART, Switzerland. http://www.art.admin.ch/ KCL EcoData Ecospold 300 Silvicultura Oy keskuslaboratorio-Centrallaboratorium Ab, KCL, Finland. http://www.kcl.fi/page.php?page_id=75 Sabento library Excel 450 Bitecnología Ifu Hamburg GmbH, Germany. http://www.sabento.com/en/ Eurofer data Sets No especificado 14 Industria del acero European Confederation of Iron and Steel Industries (EUROFER) http://www.eurofer.be/ sirAdos 1.2. Ecospold 150 Construcción LEGEP Software GmbH, Germany. Universität Karlsruhe, Germany. http://www.legep.de/ EIME 10.0 Ecospold 558 Eléctrico- Electronic CODDE, France. http://www.codde.fr/ Waste technologies Data centre Ecospold 40 Residuos Environment Agency, United Kingdom. http://www.environment-agency.gov.uk/wtd/ OpenLCA Ecospold Genérica http://www.openlca..org - 40 - 4.4.6. Herramienta software de análisis de ciclo de vida. Existe una amplia variedad de herramientas software disponibles para llevar a cabo un análisis de ciclo de vida, las cuáles tiene como componentes principales y prioritarios la presencia y variedad de BBDD y de metodologías de evaluación de impacto. En la Tabla 5, se indican de manera esquemática las herramientas de análisis de ciclo de vida disponibles: Tabla 5. Herramientas software de ACV (Fuente: IHOBE, 2000). Nombre Desarrollador Enfoque Características SIMAPRO Pre-Consultants Genérico Disponibles protocolos para la realización guiada de ACVs. Posibilidad de modificación en cualquier momento de todos los parámetros del ciclo de vida del producto. Permite análisis tipo: LCA: Life Cycle Assessment y LCC: Life Cycle Cost Posibilita la redacción de informes de acuerdo con la normativa ISO de ACV Posibilidad de análisis de: incertidumbre de los datos, escenarios de fin de vida, análisis de sensibilidad y Monte Carlo. Permite exportar la información tanto en formato Ecospold y en Excel. http://www.pre.nl/pre/default.htm GABI Instituto de ciencia y ensayos de polímeros (IKP) y la universidad de Stuttgart en colaboración con PE EUROPE GMBH Genérico Descripción gráfica del ciclo de vida del producto mediante estructura jerárquica. Entradas y salidas asociadas a cada proceso. Flujos entre procesos. Posibilidad de modificación en cualquier momento de todos los parámetros del ciclo de vida del producto. Posibilidad de reutilización de procesos y planes creados en otros proyectos. Permite análisis tipo: LCA: Life Cycle Assessment, LCC: Life Cycle Cost y LCWT: Life Cycle Working Time. Alimentación de datos del ICV en formato fichas (similitud con SimaPro) Asignación posterior de cada dato del ICV a un dato concreto de la BBDD. Gran variedad de representación de los datos del análisis, tanto en lo referente al balance del sistema, como a la EICV. Redacción de informes de acuerdo a exigencias ISO de ACV. Posibilidad de asignación de cargas. Posibilidad de análisis de: escenarios de fin de vida, sensibilidad y Monte Carlo. Permite la agrupación de procesos según tipo, nación, empresa y usuario definido (cumplimiento de VDA 231-106 e Inventario de emisiones de gases de efecto invernadero. Permite exportar la información tanto en formato Ecospold y en Excel. http://www.gabi-software.com/ - 41 - Nombre Desarrollador Enfoque Características UMBERTO Ifu Hamburg GMBH Genérico Interface gráfica muy intuitiva que posibilita la elaboración de ciclos de vida de producto (diagramas SANKEY) CV completo. Procesos componentes del CV. Entradas y salidas asociadas a cada proceso. Flujos entre procesos. Alimentación de datos del ICV en formato fichas (similitud con SimaPro) Alta flexibilidad en lo concerniente a límites del sistema, con posibilidad de ser definidos individualmente. Permite análisis tipo: LCA: Life Cycle Assessment y LCC: Life Cycle Cost. Posibilidad de modificación en cualquier momento de todos los parámetros del ciclo de vida del producto. Gran variedad de representación de los datos del análisis, tanto en lo referente al balance del sistema, como a la EICV. Distintas intefaces para la conexión del programa a otras aplicaciones. Posibilidad de análisis de: escenarios de fin de vida, sensibilidad y Monte Carlo. Permite exportar la información tanto en formato Ecospold y en Excel. http://www.umberto.de/en/ TEA-M Ecobilan-- Pricewaterhousecoopers Genérico Menú principal dividido en cuatro submenús muy intuitivo. Ventana de estructura de árbol CV. Diagrama de flujos y procesos. Lista de módulos disponibles. Lista de flujos disponibles. Introducción de datos con características similares a Gabi. Posibilidad de definición individual de límites del sistema. Disponibles protocolos para la realización guiada de ACVs. Posibilidad de modificación en cualquier momento de todos los parámetros del ciclo de vida del producto. Posibilita la redacción de informes de acuerdo con la normativa ISO de ACV Gran variedad de representación de los datos del análisis, tanto en lo referente al balance del sistema, como a la EICV. Posibilidad de análisis de: incertidumbre de los datos, escenarios de fin de vida, sensibilidad y Monte Carlo. Permite exportar la información tanto en formato Ecospold y en Excel. https://www.ecobilan.com/uk_team.php - 48 - 5.2.4.2. Límites del sistema del ablandamiento de agua del grifo mediante intercambio iónico Igualmente, en el caso del sistema de ablandamiento mediante intercambio iónico se parte desde el agua del grifo y se analiza hasta que dicha agua sale del proceso en forma de agua ablandada. Se pueden observar los límites del sistema en la Figura 14. Figura 14. Límites del sistema de ablandamiento mediante intercambio iónico (Fuente: Elaboración propia). 5.2.5. Descripción del Sistema En este apartado, se describe el funcionamiento de los sistemas de ablandamiento que se van a estudiar. Para ello, se muestra en cada subapartado un esquema detallado de cada proceso de ablandamiento. 5.2.5.1. Sistema de ablandamiento de agua del grifo mediante ablandamiento electroquímico Tal y como se ha comentado en el apartado anterior, el ablandamiento electroquímico del agua se realiza mediante dos procedimientos diferentes (tipo A y tipo B). Se describe a continuación el funcionamiento del sistema de ablandamiento de agua del tipo A, cuyo esquema detallado se muestra en la Figura 15. Figura 15. Sistema de ablandamiento electroquímico (A) (Fuente: Elaboración propia). Sistema de ablandamiento mediante intercambio iónico Agua ablandada -Electricidad - Químicos - Agua para la regeneración Agua del grifo Regenerante tratado Consumo Agua de grifo CEM Agua ablandada Cátodo Ánodo Fuentede alimentacion H2O del cátodo H2O al catodo H 2 O al ánodo CaCO3 Mg(OH)2 H2 Na + K + OH - H + O2 - 49 - Cómo se puede observar en la Figura 15, el agua del grifo es introducida en el precipitador. Esta agua debe ser introducida en la parte baja del equipo precipitador para facilitar la precipitación gracias a los cristales asentados. A continuación, se recircula agua del precipitador a la zona catiónica de la celda electroquímica y esta se devuelve nuevamente al precipitador. Es importante reseñar que el agua que se introduce en el compartimento catiónico se extrae de la parte alta del precipitador para evitar que vaya acompañada de cristales. En cambio, la corriente que se devuelve al precipitador desde la zona catiónica, lo hace hacia la zona baja del precipitador para facilitar la precipitación. Por último, el agua ablandada es bombeada desde la parte alta del precipitador hacia la zona aniónica, en la que existe una pequeña recirculación, para que finalmente el agua ablandada salga del proceso. El principio sobre el que se fundamenta el ablandamiento mediante este sistema consiste en la reducción del oxígeno en la celda electroquímica, lo que provoca un aumento de iones hidróxilo (OH-) en el cátodo. A continuación, debido al referido aumento, aumenta la concentración de iones de carbonato a consecuencia del desequilibrio. Finalmente, dichos iones carbonato reaccionan con los iones de calcio para precipitar en forma de carbonato cálcico (CaCO3). Por otro lado, los iones de magnesio reaccionan con los iones hidróxilo para precipitar en forma de hidróxido de magnesio (Mg(OH)2). Además, es importante destacar que para esta configuración del tipo A se obtiene un agua ablandada con un pH ácido (3-4) debido a la recirculación existente desde el compartimento aniónico que trae consigo protones que se han producido debido a la oxidación del agua provocada por el desequilibrio tras el aumento de iones hidróxilo. En la Figura 16 se puede observar el esquema del sistema de ablandamiento electroquímico de agua del grifo mediante el tipo B. Figura 16. Sistema de ablandamiento electroquímico (B) (Fuente: Elaboración propia). Para este sistema de ablandamiento, el agua del grifo se introduce también en la zona baja del precipitador para favorecer la precipitación. Del mismo modo que ocurría en el sistema del tipo A, se lleva a cabo un ciclo de recirculación entre el precipitador y el compartimento catiónico. Sin embargo, en este caso no existe una corriente desde el precipitador hacia el compartimento aniónico, sino que existe una recirculación en esta zona. Finalmente, el agua ablandada se extrae de la zona alta del precipitador. El principio de funcionamiento químico sobre el que se fundamenta esta configuración es el mismo que se ha comentado para la configuración A. Sin embargo, esta configuración tiene la particularidad de que genera una solución ácida debido al depósito del bucle de recirculación del compartimento aniónico. Además, para esta configuración se extrae agua ablandada con un pH alcalino (9,5). 5.2.5.2. Sistema de ablandamiento de agua del grifo mediante intercambio iónico El sistema de ablandamiento de agua mediante intercambio iónico se esquematiza de forma detallada en la Figura 17. Como se puede observar, durante la etapa de operación, el agua del grifo es introducida en la unidad de ablandamiento en la que se encuentra la resina. A continuación, el agua atraviesa la resina y se produce un intercambio entre el calcio y el magnesio por cloruro de sodio que contiene la resina. Finalmente, el agua ablandada sale del sistema. Es importante destacar que en este proceso también se emplea una etapa de Agua de grifo CEM Agua ablandada Cátodo Ánodo Fuentede alimentacion H 2 O al cátodo H2O del cátodo OH - O2 H2 H + Cl - SO4 2- NO3 - CaCO3 Mg(OH)2 - 50 - regeneración mediante el cual se regenera la resina cuando se ha saturado de calcio y magnesio. Este proceso de regeneración consiste en aplicar una corriente de salmuera (agua con una alta concentración de cloruro de sodio) a la unidad de ablandamiento con el objetivo de sustituir la dureza eliminada nuevamente por cloruro de sodio. Por último, se lleva a cabo un proceso de tratamiento del regenerante empleado a través de unos estanques de evaporación, con el objetivo de recuperar el cloruro de sodio, el cloruro de magnesio y el cloruro cálcico. Figura 17. Sistema de ablandamiento mediante intercambio iónico (Fuente: Elaboración propia). 5.2.6. Procedimientos de asignación En este estudio no se aplica ninguna asignación debido a que el agua dura que entra al sistema es exactamente la misma que el agua ablandada que sale. Por tanto, no existen divisiones de esta agua en las que se deba realizar un proceso de asignación de impactos. No obstante, si existen subproductos (carbonato cálcico e hidróxido de magnesio en el caso del ablandamiento electroquímico con configuración A; carbonato cálcico, hidróxido de magnesio y desinfectante en el caso del ablandamiento electroquímico con configuración B; cloruro cálcico, cloruro de magnesio y cloruro de sodio en el caso del ablandamiento mediante intercambio iónico) asociados a los procesos de ablandamiento. De modo que se lleva a cabo una expansión del sistema ya que se evita la producción de estos subproductos, pudiendo emplearse estos para su venta. 5.2.7. Categorías de impacto y metodología de evaluación Las categorías de impacto estudiadas para el análisis del tratamiento de ablandamiento de agua son las 18 categorías que ofrece ReCiPe. La metodología utilizada para el cálculo de impactos ha sido ReCiPe 2016 Midpoint (H). 5.2.8. Requisitos de calidad de datos Los datos empleados para la realización de este trabajo se recogen de varias referencias científicas que se encuentran consecuentemente citadas. La cuantificación de la calidad de datos se ha realizado según el método recogido en el manual del software CCaLC para el análisis del ciclo de vida desarrollado por la Universidad de Manchester (CCaLC, 2011). Agua de grifo Agua ablandada Resina Etapa de operación Etapa de regeneración Regenerante Tanque de salmuera NaCl Agua para la regenerción Tratamiento NaCl MgCl 2 CaCl2 Resina Salmuera - 51 - 5.2.9. Suposiciones Se recogen a continuación las suposiciones que se tienen en cuenta para la elaboración del análisis comparativo llevado a cabo: • Se supone que, durante la etapa de regeneración del sistema de ablandamiento electroquímico, la cantidad de sal que regenera la resina es equivalente a la cantidad total de calcio y magnesio que se ha acumulado en la resina durante la etapa de operación. • Debido a que en la referencia empleada no se dispone del hidróxido de magnesio a la salida del ablandamiento, pero es conocido que la dureza eliminada se encuentra compuesta tanto por carbonato cálcico como por hidróxido de magnesio, se ha supuesto que la salida de carbonato cálcico que la referencia propone se encuentra compuesta por ambos. Para lograr la cantidad que supone cada uno de los compuestos, se ha empleado la composición del agua. • Se dispone de la concentración de compuestos (calcio, magnesio, etc.) del agua de entrada del estudio de referencia para su dureza inicial. Se realiza la suposición de que la concentración de estos compuestos se mantiene proporcionalmente al variar la dureza del agua. 5.2.10. Limitaciones Se documentan a continuación las limitaciones que se han encontrado a lo largo de la realización del proyecto de comparación del análisis del ciclo de vida del ablandamiento de agua: • En el artículo consultado para el estudio del sistema de ablandamiento electroquímico de agua del grifo no se registran datos de salida para la concentración de hidróxido de magnesio en el efluente de salida del experimento A1. Por tanto, debido a que el análisis se plantea para la eliminación de la dureza (compuesta por el calcio y el magnesio), no se considera este experimento para los cálculos. • Para el experimento B2 del sistema de ablandamiento electroquímico según la configuración B no se especifica con exactitud la energía consumida, por lo que no se tiene en cuenta este experimento. • No se dispone de información acerca del desinfectante generado en el sistema de ablandamiento según la configuración B. Por tanto, no se ha tenido en cuenta en el análisis. • En el sistema de ablandamiento electroquímico para la configuración A se extrae una salida con dos coproductos (hidróxido de magnesio, carbonato cálcico). Los coproductos habría que separarlos para su posterior venta, pero no se ha encontrado información acerca de dicho proceso se separación, por lo que no se tiene en cuenta en este estudio el impacto ambiental asociado. • Para el sistema de ablandamiento electroquímico en la configuración B se extrae una salida por un lado compuesta de hidróxido de magnesio y carbonato cálcico y por otro lado se obtiene otra salida con una solución ácida. Dichos coproductos (magnesio y carbonato cálcico) deben ser separados para su posterior venta, pero no se tiene información acerca del proceso de separación, por lo tanto, no se tiene en cuenta en este estudio el impacto ambiental asociado. • En la referencia consultada se emplea el mismo consumo energético para todos los casos analizados en el caso del intercambio iónico, por lo que en el estudio llevado a cabo no ha podido variarse dicha energía para los diferentes escenarios. • En el sistema de ablandamiento iónico se extrae una salida (regenerante) con tres coproductos (cloruro de magnesio, cloruro cálcico y cloruro sódico) que es tratada mediante estanques de evaporación. A continuación, una vez el agua se ha evaporado, habría que separar los tres coproductos. Sin embargo, no se ha encontrado información acerca de este proceso, por lo que no se tiene en cuenta en el estudio el impacto ambiental asociado. • En el análisis de ciclo de vida realizado para ambos sistemas en estudio no se tienen en cuenta los impactos derivados de la construcción y desmantelamiento de las infraestructuras. - 52 - 5.3. Análisis del inventario del ciclo de vida, ACV La envergadura de un ACV está muy vinculada a la calidad del análisis de inventario. En este apartado, se cuantificarán las entradas y salidas de cada sistema en función de la unidad funcional seleccionada. Como se ha comentado, la unidad funcional elegida es el ablandamiento de agua del grifo durante un año según los escenarios 1,2,3 y 4. A continuación, se detallan en la Tabla 6 los escenarios. Tabla 6. Diferentes escenarios para el análisis de ciclo de vida. Dureza inicial del agua [ºF] Dureza del agua después de ablandar [ºF] Grado de ablandamiento [ºF] mM Ca+Mg / L Escenario 1 21.5 a 15 c 6.5 0.65 Escenario 2 21.5 a 6.6 d 14.9 1.49 Escenario 3 47 b 15 c 32 3.2 Escenario 4 47 b 6.6 d 40.4 4.04 1ºF=0,1 mM Ca/L o 0,1 mM Mg/L. a dureza del agua del grifo utilizada en el estudio experimental de referencia (Gante, Bélgica). b escenario con agua del grifo muy dura (en algunas regiones de Bélgica (Van der Bruggen et al. (2009)). c 15 ºF es el límite inferior para las empresas distribuidoras de agua en Flandes. d dureza final del agua obtenida en el estudio de referencia. Se sabe que el agua de entrada tiene una concentración de 1,84 mM de Ca y 0,31 mM de Mg, por lo tanto, el total es de 2,15 mM Ca + Mg. El % molar de calcio es de: 1,84 mM Ca 2,15 mM Ca+Mg ·100 % = 85,58 % Ca (4) El % molar de magnesio en el agua de entrada, en comparación con el calcio, es de: 100% - 85,58% = 14,42% A continuación, se exponen los diferentes cálculos realizados para completar la tabla de inventario. Además, se añade dicha tabla al final de cada subapartado. 5.3.1. Cálculos del escenario 1. En el primer escenario se parte de un agua con una dureza inicial de 21,5 ºF, que es la dureza media del agua potable de entrada y, por otro lado, la dureza de salida toma un valor de 15 ºF. Por lo que el grado de dureza eliminado para el escenario 1 será de 6,5 ºF. A continuación, se llevan a cabo los cálculos correspondientes para la configuración A, B e intercambio iónico. 5.3.1.1. Ablandamiento electroquímico. Configuración A. Se van a detallar las entradas y salidas correspondientes a la configuración A. - 53 - Entrada agua del grifo Se tiene la cantidad de agua del grifo de entrada al sistema de ablandamiento electroquímico de un año, según se recoge en el Anexo del estudio de referencia (Clauwaert et al. (2019)). Esto es igual para todos los casos. 175 m3 año · 1000 L 1 m3= 175000 L año (5) Entrada electricidad Se sabe el consumo de energía por cada kg de CaCO3 equivalente ablandado. Debido a que en la configuración A se tiene un rango de consumo eléctrico, se realizan los cálculos correspondientes para el consumo máximo y mínimo. En dicha configuración el consumo oscila entre [6,6-11,1] kWh kg CaCO3 eq. y se sabe por bibliografía que 1ºF = 0,1 mM Ca eq. L por lo tanto: 0,1 mM Ca eq. L · 1 mol Ca eq. 1000 mM Ca eq. ·100 g CaCO3 eq. 1 mol Ca eq. · 1000 L 1 m3 ·1 kg CaCO3 eq. 1000 g CaCO3 eq.= 0,01 kg CaCO3eq. m3·ºF (6) Para el consumo mínimo se tiene un valor de: 6,6 kWh kg CaCO3 eq.· 0,01 kg CaCO3eq. m3·ºF · 175 m3 año · 6,5 ºF = 75,08 kWh año (7) Para el consumo máximo se tiene un valor de: 11,1 kWh kg CaCO3 eq.· 0,01 kg CaCO3eq. m3·ºF · 175 m3 año · 6,5 ºF = 126,26 kWh año (8) CaCO3 eliminado Como se ha comentado anteriormente, el agua de entrada tiene una concentración de calcio de 1,84 mM. El grado de dureza eliminado es de 6,5 ºF para dicho escenario. Tal y como se observa en la Tabla 1, la dureza eliminada es equivalente a eliminar 0,65 mM Ca+Mg / L. Debido a que el % de calcio en el agua de entrada es de 85,58% molar, se asume la cantidad de calcio que hay en la dureza que se elimina (suma de calcio y magnesio) en base a dicho porcentaje. Se tiene: 0,65 mM (Ca+Mg) L · 85,58 % de Ca = 0,5563 mM Ca L · 175000 L año = 97347,25 mM Ca año (9) 97347,25 mM Ca año · 1 mol 1000 mM = 97,35 mol Ca año (10) Durante el proceso de ablandamiento, los iones Ca2+ precipitan como carbonato según la reacción química siguiente: 𝐂𝐎𝟑 𝟐− + 𝐂𝐚𝟐+ 𝐂𝐚𝐂𝐎𝟑 (sólido) (11) Por lo tanto, se puede observar que la relación estequiométrica Ca2+: CaCO3 es 1:1, por lo que se tiene una cantidad de CaCO3 eliminado de: 97,35 mol CaCO3 año · 100 g 1 mol · 1 kg 1000 g = 9,74 kg CaCO3eliminado año (12) - 54 - Mg(OH)2 eliminado: El agua de entrada está compuesta por 0,31 mM de magnesio. El % de magnesio en el agua de entrada es de un 14,42 % molar, por lo que: 0,65 mM (Ca+Mg) L · 14,42 % de Mg = 0,0937 mM Mg L · 175000 L año = 16402,75 mM Mg año (13) 16402,75 mM Mg año · 1 mol 1000 mM = 16,4 mol Mg año (14) Debido a la situación de desequilibrio que se genera, también precipita el magnesio en forma de hidróxido de magnesio según la Ecuación 15: 𝐌𝐠𝟐+ + 𝟐𝐎𝐇𝟐− 𝐌𝐠 (𝐎𝐇)𝟐 (sólido) (15) Se puede observar que la relación Mg2+: Mg (OH)2 es 1:1, por lo tanto, se tiene una cantidad de Mg(OH)2 eliminado de: 16,4 mol Mg(OH)2 año · 58,32 g 1 mol · 1 kg 1000 g = 0,96 kg Mg(OH)2eliminado año (16) Salida de agua ablandada Por balance de materia, el agua de salida ablandada es igual al agua de entrada, siendo: 175000 L año . 5.3.1.2. Ablandamiento electroquímico. Configuración B. Se van a detallar las entradas y salidas correspondientes a la configuración B. Entrada agua del grifo Como se ha comentado la cantidad del agua del grifo es de 175000 L/año para todos los casos. Entrada electricidad En la configuración B el rango de consumo eléctrico oscila entre [6,2-8,2] kWh kg CaCO3 eq. por lo que se realizan los cálculos para el consumo máximo y el mínimo. También se conoce la producción de CaCO3 por cada m3 de agua tratada y ºF. Para el consumo mínimo se tiene un valor de: 6,2 kWh kg CaCO3 eq.· 0,01 kg CaCO3eq. m3·ºF · 175 m3 año · 6,5 ºF = 70,53 kWh año (17) Para el consume máximo se tiene un valor de: 8,2 kWh kg CaCO3 eq.· 0,01 kg CaCO3eq. m3·ºF · 175 m3 año · 6,5 ºF = 93,28 kWh año (18) CaCO3 eliminado Como se ha comentado anteriormente, el agua de entrada está compuesta por 1,84 mM de calcio. El grado de dureza eliminado es de 6,5 ºF para dicho escenario. Tal y como se observa en la Tabla 1, la dureza eliminada es equivalente a eliminar 0,65 mM Ca+Mg / L. El % de calcio en el agua de entrada, es de 85,58 %. - 55 - Se tiene: 0,65 mM (Ca+Mg) L · 85,58 % de Ca = 0,5563 mM Ca L · 175000 L año = 97347,25 mM Ca año (19) 97347,25 mM Ca año · 1 mol 1000 mM = 97,35 mol Ca año (20) Por teoría, se sabe que en el ablandamiento electroquímico los iones carbonato que se han formado reaccionan según la Ecuación 21 con los iones de calcio que se encuentran presentes en el agua dura, para iniciar la nucleación y crecimiento de los cristales de carbonato cálcico. 𝐂𝐎𝟑 𝟐− + 𝐂𝐚𝟐+ 𝐂𝐚𝐂𝐎𝟑 (sólido) (21) Por lo tanto, se puede observar que la relación estequiométrica Ca2+: CaCO3 es 1:1, por lo que se tiene una cantidad de CaCO3 eliminado de: 97,35 mol CaCO3 año · 100 g 1 mol · 1 kg 1000 g = 9,74 kg CaCO3eliminado año (22) Mg(OH)2 eliminado: El agua de entrada está compuesta por 0,31 mM de magnesio. El % de magnesio en el agua de entrada es de un 14,42 %, por lo que: 0,65 mM (Ca+Mg) L · 14,42 % de Mg = 0,0937 mM Mg L · 175000 L año = 16402,75 mM Mg año (23) 16402,75 mM Mg año · 1 mol 1000 mM = 16,4 mol Mg año (24) Debido a la situación de desequilibrio que se genera, también precipita el magnesio en forma de hidróxido de magnesio según la Ecuación 25: 𝐌𝐠𝟐+ + 𝟐𝐎𝐇𝟐− 𝐌𝐠 (𝐎𝐇)𝟐 (sólido) (25) Se puede observar que la relación Mg2+: Mg (OH)2 es 1:1, por lo tanto, se tiene una cantidad de Mg(OH)2 eliminado de: 16,4 mol Mg(OH)2 año · 58,32 g 1 mol · 1 kg 1000 g = 0,956 kg Mg(OH)2eliminado año (26) Salida de agua ablandada Por balance de materia, el agua de salida ablandada es igual al agua de entrada, siendo: 175000 L año . 5.3.1.3. Ablandamiento mediante intercambio iónico A continuación, se detallan las diferentes entradas y salidas correspondientes a las dos etapas. Etapa de operación Para la etapa en la que se está operando se tiene lo siguiente: Entrada agua del grifo La cantidad de entrada de agua del grifo es de 175000 L/año - 56 - Entrada electricidad Se tiene un consumo de 44 kWh año . Salida de agua ablandada Por balance de materia, el agua de salida ablandada es igual al agua de entrada, siendo: 175000 L año . Etapa de regeneración En la etapa de regeneración se dispone de los siguientes datos: Salmuera de entrada compuesta por el agua de regeneración y NaCl: - Agua para regeneración Según el estudio de referencia (Clauwaert et al. (2019)), se tiene una cantidad de 1,6 L m3·ºF de agua para la regeneración y se realiza el siguiente cálculo para referenciarlo a la unidad funcional: 1,6 L m3·ºF · 175 m3 año · 6,5 ºF = 1820 L agua reg. año (27) - NaCl Del estudio de referencia se tiene la sal de entrada (NaCl), cuya cantidad es 0,024 kg NaCl m3·ºF . 2,40E-02 kg NaCl m3·ºF · 175 m3 año · 6,5 ºF = 27,3 kg NaCl año (28) Debido a que la densidad del agua es 1 se tiene 1820 kg agua reg. año Por lo tanto, se tiene un total de salmuera de: 1820 kg agua reg. año + 27,3 kg NaCl año = 1847,3 kg salmuera año (29) Cantidad necesaria de NaCl para la regeneración El grado de dureza eliminado es de 6,5 ºF, por lo que se conoce cuantos moles de Ca y Mg se encuentran alojados en la resina. Por tanto, es posible conocer cuanta sal hace falta para desplazar todos los moles de Ca y de Mg que se encuentran en dicha resina. Se ha comentado anteriormente que, conociendo la composición del agua de entrada, se obtiene un valor de Ca y Mg (para la eliminación de 6,5 grados de dureza) de: • X = 97,35 mol año Ca. • Y= 16,4 mol año Mg. Una vez está agotada la resina, se procede a la regeneración. La regeneración de una resina ablandadora se realiza con iones de sodio (Na+) suministrados por una solución de cloruro de sodio (sal común NaCl). La reacción de regeneración es: R2Ca + 2 NaCl 2 RNa + CaCl2 (30) - 57 - Lo mismo ocurre para el Mg: R2Mg + 2 NaCl 2 RNa + MgCl2 (31) Un mol de calcio tiene dos equivalentes y un mol de magnesio tiene dos equivalentes. Por lo tanto, se tiene que la cantidad de moles de Na que hacen falta para regenerar la resina por completo es de: Mol de Na año = 2 · X mol de Ca año + 2 · Y mol de Mg año (32) Mol de Na año = 2 · 97,35 mol de Ca año + 2 · 16,4 mol de Mg año = 227,5 (33) A continuación, la ecuación química que representa la formación de NaCl: Na+ + Cl- NaCl (34) Se observa que en la Ecuación 34 la relación Na:NaCl es 1:1, por lo tanto se tiene: 227,5 mol de NaCl año · 58,44 g 1 mol · 1 kg NaCl 1000 g NaCl = 13,3 kg de NaCl año (35) Salida de CaCl2 Debido a que se conocen los moles de calcio eliminados, se conocen los moles de cloruro de calcio generados durante la regeneración. En concreto, la salida de CaCl2 toma un valor de 97,35 mol año. 97,35 mol CaCl2 año · 110,986 g CaCl2 1 mol CaCl2 · 1 kg CaCl2 1000 g CaCl2 = 10,8 kg CaCl2 año (36) Salida de MgCl2 Debido a que se conocen los moles de magnesio eliminados, se conocen los moles de cloruro de magnesio generados durante la regeneración. En concreto, la salida de MgCl2 toma un valor de 16,4 mol año. 16,4 mol MgCl2 año · 95,2 g MgCl2 1 mol MgCl2 · 1 kg MgCl2 1000 g MgCl2 = 1,56 kg MgCl2 año (37) Salida de NaCl Se tiene la sal de entrada y se ha calculado la sal necesaria para conseguir la regeneración de la resina por completo, por tanto, se obtiene mediante la resta la cantidad de sal en la salida. 27,3 kg NaCl año en la entrada – 13,3 kg NaCl año regeneración = 14 kg NaCl año en la salida (38) - 64 - Tabla 16. Tabla de inventario del escenario 1. Configuración B. Tabla 17. Tabla de inventario del escenario 2. Configuración B. Item Nombre Tipo Sección Referencia datos Valor Unid. Por u.f. Unid. Back-ground Calidad datos 1 Agua de grifo Entrada Precipitador Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año Tap water {RER}| market group for | APOS, U Alta 2 Consumo mínimo Entrada Célula electroquímica Clauwaert et al. (2019) 6,2 kWh/kg CaCO370,53 kWh/año Electricity, low voltage {ES}| market for | APOS, U Alta 3 Consumo máximo Entrada Célula electroquímica Clauwaert et al. (2019) 8,2 kWh/kg CaCO393,28 kWh/año Electricity, low voltage {ES}| market for | APOS, U Alta 4 CaCO3Co-producto Precipitador Clauwaert et al. (2019) 0,65 mM (Ca + Mg)/L 9,74 kg CaCO3/año Calcium carbonate, precipitated {RER}| market for calcium carbonate, precipitated | APOS, U Alta 5 Mg(OH)2Co-producto Precipitador Clauwaert et al. (2019) 0,65 mM (Ca + Mg)/L 0,96 kg Mg(OH)2/año Hidróxido de Magnesio Alta 6 Desinfectante Co-producto Compartimento del ánodo Clauwaert et al. (2019) - - - - - - 7 Agua ablandada Producto principal Célula electroquímica Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año - Alta Item Nombre Tipo Sección Referencia datos Valor Unid. Por u.f. Unid. Back-ground Calidad datos 1 Agua de grifo Entrada Precipitador Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año Tap water {RER}| market group for | APOS, U Alta 2 Consumo mínimo Entrada Célula electroquímica Clauwaert et al. (2019) 6,2 kWh/kg CaCO3161,67 kWh/año Electricity, low voltage {ES}| market for | APOS, U Alta 3 Consumo máximo Entrada Célula electroquímica Clauwaert et al. (2019) 8,2 kWh/kg CaCO3213,82 kWh/año Electricity, low voltage {ES}| market for | APOS, U Alta 4 CaCO3Co-producto Precipitador Clauwaert et al. (2019) 1,49 mM (Ca + Mg)/L 22,32 kg CaCO3/año Calcium carbonate, precipitated {RER}| market for calcium carbonate, precipitated | APOS, U Alta 5 Mg(OH)2Co-producto Precipitador Clauwaert et al. (2019) 1,49 mM (Ca + Mg)/L 2,19 kg Mg(OH)2/año Hidróxido de Magnesio Alta 6 Desinfectante Co-producto Compartimento del ánodo Clauwaert et al. (2019) - - - - - - 7 Agua ablandada Producto principal Célula electroquímica Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año - Alta - 65 - Tabla 18. Tabla de inventario del escenario 3. Configuración B. Tabla 19. Tabla de inventario del escenario 4. Configuración B. Item Nombre Tipo Sección Referencia datos Valor Unid. Por u.f. Unid. Back-ground Calidad datos 1 Agua de grifo Entrada Precipitador Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año Tap water {RER}| market group for | APOS, U Alta 2 Consumo mínimo Entrada Célula electroquímica Clauwaert et al. (2019) 6,2 kWh/kg CaCO3347,2 kWh/año Electricity, low voltage {ES}| market for | APOS, U Alta 3 Consumo máximo Entrada Célula electroquímica Clauwaert et al. (2019) 8,2 kWh/kg CaCO3459,2 kWh/año Electricity, low voltage {ES}| market for | APOS, U Alta 4 CaCO3Co-producto Precipitador Clauwaert et al. (2019) 3,2 mM (Ca + Mg)/L 47,93 kg CaCO3/año Calcium carbonate, precipitated {RER}| market for calcium carbonate, precipitated | APOS, U Alta 5 Mg(OH)2Co-producto Precipitador Clauwaert et al. (2019) 3,2 mM (Ca + Mg)/L 4,71 kg Mg(OH)2/año Hidróxido de Magnesio Alta 6 Desinfectante Co-producto Compartimento del ánodo Clauwaert et al. (2019) - - - - - - 7 Agua ablandada Producto principal Célula electroquímica Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año - Alta Item Nombre Tipo Sección Referencia datos Valor Unid. Por u.f. Unid. Back-ground Calidad datos 1 Agua de grifo Entrada Precipitador Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año Tap water {RER}| market group for | APOS, U Alta 2 Consumo mínimo Entrada Célula electroquímica Clauwaert et al. (2019) 6,2 kWh/kg CaCO3438,34 kWh/año Electricity, low voltage {ES}| market for | APOS, U Alta 3 Consumo máximo Entrada Célula electroquímica Clauwaert et al. (2019) 8,2 kWh/kg CaCO3579,74 kWh/año Electricity, low voltage {ES}| market for | APOS, U Alta 4 CaCO3Co-producto Precipitador Clauwaert et al. (2019) 4,04 mM (Ca + Mg)/L 60,51 kg CaCO3/año Calcium carbonate, precipitated {RER}| market for calcium carbonate, precipitated | APOS, U Alta 5 Mg(OH)2Co-producto Precipitador Clauwaert et al. (2019) 4,04 mM (Ca + Mg)/L 5,95 kg Mg(OH)2/año Hidróxido de Magnesio Alta 6 Desinfectante Co-producto Compartimento del ánodo Clauwaert et al. (2019) - - - - - - 7 Agua ablandada Producto principal Célula electroquímica Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año - Alta - 66 - 5.3.2.3. Ablandamiento mediante intercambio iónico. Se observan en la Tabla 20 los valores obtenidos para los distintos escenarios del sistema de ablandamiento mediante intercambio iónico. Se pueden observar para cada escenario los diferentes valores necesarios para el análisis del ciclo de vida del proceso de ablandamiento. Tabla 20. Resultados obtenidos para los distintos escenarios en el intercambio iónico. Escenario 1 21.5-15 ºF Escenario 2 21.5-6.6 ºF Escenario 3 47-15 ºF Escenario 4 47-6.6 ºF Etapa de operación Agua de entrada (L/año) 175000 Consumo (kWh/año) 44 Agua ablandada (L/año) 175000 Etapa de regeneración Agua para regeneración (L/año) 1820 4172 8960 11312 Sal de entrada (Kg NaCl/año) 27,3 62,58 134,4 169,68 Salmuera (Kg/año) 1847,3 4234,58 9094,4 11481,68 Sal necesaria para la regeneración (Kg NaCl/año) 13,3 30,48 65,45 82,63 Salida CaCl2 (Kg CaCl2/año) 10,8 24,76 53,19 67,15 Salida MgCl2 (KgMgCl2/año) 1,56 3,58 7,68 9,71 Salida de NaCl (Kg NaCl/año) 14 32,1 68,95 87,05 A continuación, se muestran las tablas de inventario asociadas al ablandamiento mediante intercambio iónico, para cada uno de los cuatro escenarios analizados. - 67 - Tabla 21. Tabla de inventario del escenario 1. Intercambio iónico. Tabla 22. Tabla de inventario del escenario 2. Intercambio iónico. Item Nombre Tipo Sección Referencia datos Valor Unid. Por u.f. Unid. Back-ground Calidad datos 1 Agua de grifo Entrada Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año Tap water {RER}| market group for | APOS, U Alta 2 Salmuera Entrada Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 1,62 kg/m3 ºF 1847,3 L/año Sodium chloride, brine solution {GLO}| market for | APOS, U Alta 4 Consumo Entrada Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 44 kWh/año 44 kWh/año Electricity, low voltage {ES}| market for | APOS, U Alta 5 Regenerante Corriente intermedia Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 1,62 kg reg./m3 ºF 1847,3 kg reg./año - Alta 6 CaCl2Co-producto Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 0,65 mM (Ca + Mg)/L 10,8 kg CaCl2/año Calcium chloride {RER}| market for calcium chloride | APOS, U Alta 7 MgCl2Co-producto Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 0,65 mM (Ca + Mg)/L 1,56 kg MgCl2/año Cloruro de Magnesio Alta 8 NaCl Co-producto Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) - - 14 kg NaCl/año Sodium chloride, for chlor-alkali electrolysis, at plant/RER Alta 9 Agua ablandada Producto principal Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año - Alta Item Nombre Tipo Sección Referencia datos Valor Unid. Por u.f. Unid. Back-ground Calidad datos 1 Agua de grifo Entrada Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año Tap water {RER}| market group for | APOS, U Alta 2 Salmuera Entrada Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 1,62 kg/m3 ºF 4234,58 kg/año Sodium chloride, brine solution {GLO}| market for | APOS, U Alta 3 Electricidad Entrada Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 44 kWh/año 44 kWh/año Electricity, low voltage {ES}| market for | APOS, U Alta 4 Regenerante Corriente intermedia Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 1,62 kg reg./m3 ºF 4234,58 kg reg./año - - 6 CaCl2Co-producto Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 1,49 mM (Ca + Mg)/L 24,76 kg CaCl2/año Calcium chloride {RER}| market for calcium chloride | APOS, U Alta 7 MgCl2Co-producto Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 1,49 mM (Ca + Mg)/L 3,58 kg MgCl2/año Cloruro de Magnesio Alta 8 NaCl Co-producto Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) - - 32,1 kg NaCl/año Sodium chloride, for chlor-alkali electrolysis, at plant/RER Alta 9 Agua ablandada Producto principal Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año - Alta - 68 - Tabla 23. Tabla de inventario del escenario 3. Intercambio iónico. Tabla 24. Tabla de inventario del escenario 4. Intercambio iónico. Item Nombre Tipo Sección Referencia datos Valor Unid. Por u.f. Unid. Back-ground Calidad datos 1 Agua de grifo Entrada Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año Tap water {RER}| market group for | APOS, U Alta 2 Salmuera Entrada Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 1,62 kg/m3 ºF 9094,4 kg/año Sodium chloride, brine solution {GLO}| market for | APOS, U Alta 3 Electricidad Entrada Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 44 kWh/año 44 kWh/año Electricity, low voltage {ES}| market for | APOS, U Alta 4 Regenerante Corriente intermedia Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 1,62 kg reg./m3 ºF 9094,4 kg reg./año - - 6 CaCl2Co-producto Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 3,2 mM (Ca + Mg)/L 53,19 kg CaCl2/año Calcium chloride {RER}| market for calcium chloride | APOS, U Alta 7 MgCl2Co-producto Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 3,2 mM (Ca + Mg)/L 7,68 kg MgCl2/año Cloruro de Magnesio Alta 8 NaCl Co-producto Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) - - 68,95 kg NaCl/año Sodium chloride, for chlor-alkali electrolysis, at plant/RER Alta 9 Agua ablandada Producto principal Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año - Alta Item Nombre Tipo Sección Referencia datos Valor Unid. Por u.f. Unid. Back-ground Calidad datos 1 Agua de grifo Entrada Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año Tap water {RER}| market group for | APOS, U Alta 2 Salmuera Entrada Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 1,62 kg/m3 ºF 11481,68 kg/año Sodium chloride, brine solution {GLO}| market for | APOS, U Alta 3 Electricidad Entrada Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 44 kWh/año 44 kWh/año Electricity, low voltage {ES}| market for | APOS, U Alta 4 Regenerante Corriente intermedia Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 1,62 kg reg./m3 ºF 11481,68 kg reg./año - - 6 CaCl2Co-producto Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 4,04 mM (Ca + Mg)/L 67,15 kg CaCl2/año Calcium chloride {RER}| market for calcium chloride | APOS, U Alta 7 MgCl2Co-producto Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 4,04 mM (Ca + Mg)/L 9,71 kg MgCl2/año Cloruro de Magnesio Alta 8 NaCl Co-producto Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) - - 87,63 kg NaCl/año Sodium chloride, for chlor-alkali electrolysis, at plant/RER Alta 9 Agua ablandada Producto principal Unidad de ablandamiento Clauwaert et al. (2019) 175 m3/año 175000 L/año - Alta - 69 - 6. ANÁLISIS DE RESULTADOS Una vez se han definido los sistemas a estudiar y la metodología a seguir, se introducen los datos referenciados a la unidad funcional en el software SimaPro para la obtención del impacto ambiental asociado a las categorías de impacto. En este apartado se analizan los resultados obtenidos para poder llevar a cabo la comparación entre sistemas de ablandamiento. Tal y como se ha comentado con anterioridad, es importante recordar que para comprobar que el análisis es robusto ante variaciones, se han diseñado cuatro escenarios diferentes en función de la dureza del agua de entrada y la dureza del agua ablandada (grado de dureza eliminado, ◦F). Por tanto, los resultados que se analizan a continuación dependen del escenario. Debido a que en las diferentes configuraciones se obtienen los resultados para unos valores de consumo eléctrico que varían en un rango determinado, para el análisis de impactos se ha considerado dicha incertidumbre. Esto se ha realizado para poder obtener el impacto ambiental en función de la variabilidad en la energía eléctrica. Al analizar los resultados se observa que existen algunas categorías de impacto más significativas que otras. En concreto, las categorías de impacto empleadas son: Consumo de agua, Ecotoxicidad terrestre, Toxicidad no carcinogénica, Calentamiento global, Escasez de recursos fósiles, Escasez de recursos minerales, Uso del suelo y Radiación ionizante. El modo de representación de estas, muestra en el eje de abscisas los diferentes sistemas de ablandamiento (Abl. electroquímico A, Abl. electroquímico B e Intercambio iónico), mientras que en el eje de ordenadas se representa el valor obtenido (y sus unidades correspondientes) para cada categoría de impacto representada. Es importante destacar que para el caso del ablandamiento electroquímico se representa para cada tipo (A y B) el valor obtenido con el consumo energético mínimo y máximo (en el mismo eje vertical, observándose el rango en el que varía el valor en función del consumo energético). Para el caso del intercambio iónico no se aprecia dicho rango debido a que el consumo energético es único. De forma adicional para cada escenario y categoría de impacto analizados, se muestra el origen de los impactos de aquella configuración más desfavorable. Por tanto, mediante este análisis detallado es posible conocer para cada categoría de impacto cuales son los factores que hacen que la configuración con mayor impacto lo sea. De modo que es posible conocer gracias a esto qué factores hacen que la opción más favorable sea más ventajosa ambientalmente frente a las otras configuraciones. 6.1. Escenario 1 Se analizan en este subapartado los resultados obtenidos para el escenario 1. Se lleva a cabo un análisis detallado para las categorías de impacto más representativas. Se parte de un agua con una dureza inicial de 21,5 ◦F, que es la dureza media del agua potable de entrada de la referencia en la que se basa el estudio. Por otro lado, la dureza del agua de salida toma un valor de 15 ◦F, que es el valor inferior requerido por las empresas distribuidoras de agua de la región de Flandes. - 70 - - 71 - Figura 18. Categorías y origen de los impactos más representativos- Escenario 1. Se aprecia en la Figura 18 como el sistema de ablandamiento mediante intercambio iónico es el sistema que mayor impacto ambiental tiene asociado para las ocho categorías excepto para el consumo de agua y la radiación ionizante. En cambio, para los sistemas de ablandamiento electroquímico se observa que el tipo A es el que tiene un impacto mayor mientras que el menor impacto ambiental se obtiene con el ablandamiento electroquímico del tipo B. Por otro lado, respecto al origen de los impactos, se observa como para la configuración más desfavorable (intercambio iónico), el factor más influyente es la salmuera, siendo la electricidad el siguiente factor. Es decir, es la salmuera uno de los principales factores que hacen que esta configuración sea la que tiene un mayor impacto ambiental. En el caso de la siguiente configuración con un mayor impacto ambiental (electroquímico de tipo A), es la electricidad el origen de los impactos. - 72 - Por tanto, para este escenario 1, gracias a que el ablandamiento electroquímico tipo B no emplea salmuera y que su consumo energético (electricidad) es menor que el empleado para el ablandamiento electroquímico tipo A, el impacto ambiental generado como resultado es menor que en las otras opciones. 6.2. Escenario 2. Se analizan en este subapartado los resultados obtenidos para el escenario 2. Se lleva a cabo un análisis detallado para las categorías de impacto más representativas. Se parte de un agua con una dureza inicial de 21,5 ◦F y una dureza del agua de salida que toma un valor de 6,6 ◦F, siendo estos los valores medios inicial y final empleados en el estudio. - 73 - Figura 19. Categorías y origen de los impactos más representativos- Escenario 2. - 80 - 6.6. Análisis de sensibilidad En los subapartados anteriores se han mostrado y analizado los resultados obtenidos para cada escenario en función del sistema de ablandamiento empleado: electroquímico o intercambio iónico. Además, para el sistema de ablandamiento electroquímico se han analizado los resultados en función de las dos configuraciones propuestas (A y B). En este apartado se lleva a cabo un análisis de sensibilidad de los resultados obtenidos, para comprobar si estos se mantienen o si tienen una alta variabilidad si cambian los datos de entrada. Debido a que en el estudio realizado ya se modifica el grado de dureza de entrada/salida del agua del grifo para la elaboración de los diferentes escenarios, en este análisis de sensibilidad se estudia la siguiente variable de entrada más importante, la electricidad. 6.6.1. Mix energético español. En la experimentación base que se ha llevado a cabo y que muestra los resultados en los apartados 6.1, 6.2, 6.3 y 6.4, se ha empleado una electricidad de entrada que se basa en el actual mix energético español (Red Eléctrica Española, 2019). En concreto, dicho mix energético se encuentra compuesto en su estructura de generación por: 21,9% ciclo combinado, 20,6% eólica, 21,2% nuclear, 11,4% cogeneración, 9% hidroeléctrica, 5% carbón, 3,5% solar fotovoltaica y un 7,4% de otras como la solar térmica o el fuel-gas. Tal y como se puede observar, en España actualmente el mix energético cuenta con aproximadamente un 35% de energías renovables. Por tanto, el resto de la energía generada cuenta con un mayor impacto ambiental. Por ello, podría ser posible que los resultados obtenidos en la comparación de los sistemas de ablandamiento se encontrasen influenciados por el tipo de energía eléctrica. Para comprobar si los resultados de la comparación son dependientes del mix energético o si el resultado se mantiene, aunque cambie este, se lleva a cabo un análisis de sensibilidad para obtener los resultados con diferentes escenarios de mix energético. En concreto, se toma el mix energético español esperado para los años 2030 y 2050, en los cuales se prevé una alta presencia de energías renovables de cara al cumplimiento de los objetivos de descarbonización. Además, se lleva a cabo este análisis de sensibilidad para la casuística más desfavorable. Es decir, se toman las configuraciones con los valores de consumo eléctrico máximo, que son las que un mayor impacto ambiental tienen asociado. En el caso del mix energético español de 2030, se prevé que se encuentre compuesto en su estructura de generación por (PNIEC 2021-2030, 2020): 33% eólica, 26% solar fotovoltaica, 19% gas natural, 12% hidroeléctrica y 10% nuclear. Para el año 2050 se espera que el 100% de la generación eléctrica española se produzca mediante energías renovables. No obstante, según la AEE (2017), será necesario el empleo de tecnologías de respaldo para evitar que se produzcan cortes de generación. Por tanto, el mix energético español esperado para 2050 se compone de: 45% eólica, 30% solar fotovoltaica, 13% gas natural renovable, 9% hidroeléctrica y 3% biomasa. Para llevar a cabo este análisis de sensibilidad es necesaria la repetición de los análisis llevados a cabo en SimaPro, de cara a obtener los nuevos resultados y poder compararlos con los obtenidos con el mix energético actual. Por ello, es necesaria la elaboración de las nuevas tablas de inventario asociadas al mix energético español del año 2030 y del año 2050. Dichas tablas de inventario se muestran a continuación. - 81 - Tabla 25. Tabla de inventario del mix energético para el año 2030. Tabla 26. Tabla de inventario del mix energético para el año 2050. Item Nombre Tipo Sección Referencia datos Valor Unid. Por u.f. Unid. Back-ground Calidad datos 1 Energía Eólica Entrada Sintesís hidróxido de magnesio (PNIEC 2021-2030, 2020) - - 0,33 kWh Electricity from wind power, AC, production mix, at wind turbine < 1kV RER S Alta 2 Energía Solar Fotovoltáica Entrada Sintesís hidróxido de magnesio (PNIEC 2021-2030, 2020) - - 0,26 kWh Electricity, low voltage {ES}| electricity production, photovoltaic, 3kWp slanted-roof installation, multi-Si, panel, mounted, label-certified. Alta 3 Gas Natural Entrada Sedimentación (PNIEC 2021-2030, 2020) - - 0,19 kWh Electricity, natural gas, at power plant/US Alta 4 Energía hidroeléctrica Entrada Sedimentación (PNIEC 2021-2030, 2020) - - 0,12 kWh Electricity from hydroelectric power plant, AC, production mix, at power plant, < 1kV RER S Alta 5 Energía Nuclear Entrada Sedimentación (PNIEC 2021-2030, 2020) - - 0,1 kWh Electricity, nuclear, at power plant/US Alta 7 Mix energético 2030 Co-producto Unidad de ablandamiento (PNIEC 2021-2030, 2020) - - 1 kWh - Alta Item Nombre Tipo Sección Referencia datos Valor Unid. Por u.f. Unid. Back-ground Calidad datos 1 Energía Eólica Entrada Sintesís hidróxido de magnesio AEE (2017) - - 0,45 kWh Electricity from wind power, AC, production mix, at wind turbine < 1kV RER S Alta 2 Energía Solar Fotovoltáica Entrada Sintesís hidróxido de magnesio AEE (2017) - - 0,3 kWh Electricity, low voltage {ES}| electricity production, photovoltaic, 3kWp slanted-roof installation, multi-Si, panel, mounted, label-certified. Alta 3 Gas Natural Entrada Sedimentación AEE (2017) - - 0,13 kWh Electricity, natural gas, at power plant/US Alta 4 Energía hidroeléctrica Entrada Sedimentación AEE (2017) - - 0,09 kWh Electricity from hydroelectric power plant, AC, production mix, at power plant, < 1kV RER S Alta 5 Biomasa Entrada Sedimentación AEE (2017) - - 0,03 kWh Electricity, biomass, at power plant/US Alta 7 Mix energético 2050 Co-producto Unidad de ablandamiento AEE (2017) - - 1 kWh - Alta - 82 - 6.6.2. Análisis de resultados en función del mix energético. Se muestran en este subapartado los resultados obtenidos para cada uno de los cuatro escenarios estudiados, en función de si la electricidad que se emplea proviene del mix energético actual, de 2030 o de 2050. Para cada escenario se muestran las distintas tendencias de evolución que se pueden observar según las categorías de impacto tras llevar a cabo los nuevos análisis de SimaPro. En concreto, se aprecia que existen tres tipos de tendencia diferentes. 1) Tendencia decreciente. El impacto ambiental asociado a la categoría de impacto disminuye en función de la evolución de los años. Es decir, al aumentar las energías renovables del mix energético, el impacto ambiental decrece. 2) Tendencia estable. El impacto ambiental asociado a la categoría de impacto disminuye para el año 2030 respecto a la actualidad, pero se mantiene estable con la evolución de los años. 3) Tendencia variable. El impacto ambiental asociado a la categoría de impacto tiene una tendencia variable en función de la evolución de los años y por tanto del aumento de energías renovables. 4) Tendencia creciente. El impacto ambiental asociado a la categoría de impacto aumenta en función de la evolución de los años. Es decir, al aumentar las energías renovables del mix energético, el impacto ambiental aumenta. De este modo, se puede observar para cada categoría de impacto cual es el sistema que mayor impacto tiene asociado y su evolución en función del mix. 6.6.2.1. Escenario 1. Para el escenario 1 en el que se reduce la dureza desde un valor de 21,5 °F a un valor de 15 °F, se pueden observar las siguientes tendencias. • Tendencia decreciente: Se muestran en la Figura 22 las categorías de impacto que tienen asociada una evolución decreciente, ya que, al depender estas categorías en gran medida de la electricidad, la inclusión de energías renovables en el mix energético provoca una disminución del impacto. Figura 22. Tendencia creciente- Escenario 1. - 83 - De forma adicional a la tendencia decreciente, se puede observar como el ablandamiento mediante intercambio iónico sigue obtenido un mayor impacto ambiental que el ablandamiento electroquímico, a pesar de que el impacto ambiental disminuye de forma general gracias a las energías renovables. • Tendencia estable. Se pueden observar en la Figura 23 las diversas gráficas obtenidas para las categorías de impacto en las que, a pesar de obtener un impacto ambiental inferior al impacto actual en los años 2030 y 2050, no existe diferenciación entre el impacto de estos dos últimos años citados. Esto se debe en gran medida a que en la actualidad tan solo el 35% del mix energético es energía renovable, pero a partir del año 2030 dicho porcentaje se incrementa mucho (hasta llegar a un 100% en 2050). Por tanto, la inclusión del mix energético renovable afecta mucho más al pasar de la actualidad al año 2030 que del año 2030 al año 2050. - 84 - Figura 23. Tendencia estable- Escenario 1. Del análisis de sensibilidad para las categorías de impacto que obtienen una tendencia estable, se puede observar como la inclusión de las energías renovables en el mix energético no afectan al resultado obtenido en el estudio principal. Es decir, en este caso nuevamente es el ablandamiento mediante intercambio iónico la técnica que obtiene un mayor impacto ambiental frente al ablandamiento electroquímico. • Tendencia variable. Se observan en la Figura 24 las categorías de impacto que tienen asociada una evolución variable en función de la inclusión de las energías renovables en el mix energético. En concreto, esta tendencia se observa para el impacto ambiental asociado a la formación de ozono. Se aprecia como al aumentar la producción de electricidad mediante energías renovables, también aumenta el impacto ambiental asociado a la formación de ozono. Esto se debe a que al aumentar la presencia de energías renovables en el mix energético, también aumenta la necesidad de construcción de nuevas plantas de generación. A consecuencia de esta etapa de construcción (fabricación y transporte de componentes - materiales, preparación del terreno, montaje, etc.), se produce una mayor formación de ozono. Dicha formación puede tener impactos ambientales negativos, como se observa en el año 2050 en el que hay un alto porcentaje de energías renovables en el mix energético. Figura 24. Tendencia variable- Escenario 1. Para este caso, es nuevamente el ablandamiento mediante intercambio iónico el sistema de ablandamiento que obtiene un mayor impacto ambiental frente al ablandamiento electroquímico. • Tendencia creciente. En la Figura 25 se observa una categoría de impacto en la que la inclusión de energías renovables hace que la categoría de impacto asociada a la escasez de recursos minerales obtenga un impacto ambiental creciente. Esto es debido a que, aunque la electricidad se obtiene mediante energías renovables, dicha tecnología requiere del uso de grandes cantidades de recursos minerales para la instalación de las plantas de generación. Por ejemplo, para la construcción de un parque eólico terrestre con generación de 50MW, compuesto por 25 aerogeneradores, hacen falta varias toneladas de acero y hierro. Además, también harán falta otros materiales como cobre, aluminio, níquel, neodimio o disprosio. - 85 - Figura 25. Tendencia creciente- Escenario 1. De forma contraria a lo que ocurre con las categorías de impacto anteriores, en este caso al aumentar la cantidad de energías renovables también lo hace el impacto ambiental asociado al ablandamiento electroquímico. Es decir, debido al motivo citado anteriormente acerca del uso de minerales para la construcción de plantas generadoras, y a consecuencia de que el origen de los impactos del ablandamiento electroquímico es la electricidad, en este caso el ablandamiento mediante intercambio iónico obtiene un menor impacto ambiental. 6.6.2.2. Escenario 2. En el escenario 2 se logra una reducción de la dureza de 21,5 °F a 6,6 °F, se pueden observar las siguientes tendencias. • Tendencia decreciente. Se muestran en la Figura 26 las categorías de impacto que tienen asociada una evolución decreciente por estar estas muy influidas por la electricidad como se ha explicado en el escenario 1. Figura 26. Tendencia decreciente- Escenario 2. Se observa como el ablandamiento mediante intercambio iónico obtiene un mayor impacto ambiental que el ablandamiento electroquímico, a pesar de que se ha mejorado la generación de electricidad gracias a energías renovables. - 86 - • Tendencia estable. Se pueden observar en la Figura 27 las diversas gráficas obtenidas para las categorías de impacto en las que se tiene una tendencia estable para años 2030 y 2050, según se ha argumentado para el escenario anterior. - 87 - Figura 27. Tendencia estable- Escenario 2. Para este caso, nuevamente se corrobora que el ablandamiento electroquímico obtiene un menor impacto ambiental frente al ablandamiento mediante intercambio iónico. • Tendencia variable. La Figura 28 muestra las categorías de impacto que tienen asociada una evolución variable en función de la inclusión de las energías renovables en el mix energético y que están relacionadas con la formación de ozono como en el escenario anterior. Figura 28. Tendencia variable- Escenario 2. Al igual que ocurría en el escenario 1, se puede observar como la introducción de energías renovables en el mix energéticos no varía el resultado acerca de que el ablandamiento mediante intercambio iónico obtenga el mayor impacto ambiental. • Tendencia creciente. En la Figura 29 se observa la categoría de impacto asociada a la escasez de recursos minerales, que obtiene una tendencia decreciente al igual que ocurre en el escenario 1. Figura 29. Tendencia creciente- Escenario 2. Para este caso se observa como es el ablandamiento mediante intercambio iónico el sistema de ablandamiento que obtiene un menor impacto ambiental, aunque según avanzan los años, mayor impacto ambiental tendrá asociado frente al impacto de años anteriores. - 88 - 6.6.2.3. Escenario 3. En el escenario 3 se consigue una eliminación de 32 ºF de dureza, pasando de 47 °F a 15 °F, se observan las siguientes tendencias. • Tendencia decreciente. En la Figura 30 se muestran las categorías de impacto que tienen asociada una evolución decreciente. Figura 30. Tendencia decreciente- Escenario 3. Se observa como el ablandamiento mediante intercambio iónico obtiene un mayor impacto ambiental que el ablandamiento electroquímico, a pesar de que se ha mejorado la generación de electricidad gracias a energías renovables. • Tendencia estable. Se pueden observar en la Figura 31 las diversas gráficas obtenidas para las categorías de impacto en las que se tiene una tendencia estable para los años 2030 y 2050, según el razonamiento explicado en el escenario 1. - 89 - Figura 31. Tendencia estable- Escenario 3. Para este caso, nuevamente se mantiene el resultado de que el ablandamiento electroquímico obtiene un menor impacto ambiental frente al ablandamiento mediante intercambio iónico. Por otro lado, se puede observar como al aumentar la dureza a ablandar, los impactos ambientales asociados al intercambio iónico se asemejan más según avanzan los años. - 96 - 8. REFERENCIAS Asociación Empresarial Eólica (2017). Elementos necesarios para la transición energética. Propuestas para el sector eléctrico. Baumann, H., Tillman, A.M. (2004) The hitch hiker´s guide to LCA: an orientation in life cycle assessment methodology and application. Stundentlitterartur. Lund, Suecia. Beeftink, M., Hofs, B., Kramer, O., Odegard, I., Van der Wal, A. (2021). Carbon footprint of drinking water softening as determined by life cycle assessment. Journal of cleaner production, 278. CCaLC (2011). CCaLC manual. University of Manchester, Sustainable Industrial Systems: Manchester. Clauwaert, P., De Paepe, J., Jiang, F., Alonso-Fariñas, B., Vaiopoulou, E., Verliefde, A., Rabaey, K. (2019). (2019). Electrochemical tap water softening: A zero chemical input approach. Consoli, F., Denninson, R., Dickson, K., Mohin, T., Vigon, B. (1993). A conceptual framework for life-cycle impact assesment. SETAC. Flodman, H., Dvorak, B. (2012). Brine reuse in ion-exchange softening: Salt discharge, hardness leakage and capacity tradeoffs. Water environment research, 84 (6). Gabrielli, C., Maurin, G., Francy-Chausson, H., Thery, P., Tran, T.T.M., Tlili, M. (2006). Electrochemical water softening: principle and application. Desalination, 201, pp. 150-163. Godskesen, B., Hauschild, M., Rygaard, M., Zambrano, K., Albrechtsen, H.J. (2012). Life cycle assessment of central softening of very hard drinking water. Journal of environmental management, 105, pp. 83-89. Iberdrola (2019). Informe huella ambiental corporativa. Ejercicio 2019. Ihobe S.A. (2000). A practical manual of ecodesign. Procedure for implementation in 7 steps. Basque government of territorial organisation, Housing and environment. Jin, H., Yu, Y., Chen, X. (2020). Membrane-based electrochemical precipitation for water softening. Journal of membrane science, 597. Mccafferty, N.D., Callow, M.E., Hoggett, L., Holden, B., Leadbeater, B.S.C. (2000). Application of a method to quantify carbonate precipitated on granular activated carbon (GAC) used in potable water treatment. Water Research, 34, pp. 2199-2206. Moreira-Romero, A-F. (2016). Consideraciones actuales sobre ablandamiento de agua. Vol 2, 4, pp. 334-335. PNIEC (2020). Plan nacional integrado de energía y clima 2021-2030. Ministerio para la transición ecológica y el reto demográfico. Gobierno de España. Red Eléctrica Española (2019). Informe: El sistema eléctrico español. Previsión de cierre 2019. Rieradevall, J., Pere, F. (1995). Análisis de ciclo de vida del producto, ACV, nueva herramienta de gestión ambiental. Universidad de Barcelona. Romero, M. (2007). Análisis de ciclo de vida, ACV. Herramienta de gestión ambiental. EOI. Escuela de Negocios. Schaep, J., Bruggen, B.V., Uytterhoeven, S., Croux, R., Vandecasteele, C., Wilms, D., Van Houte, E., Vanlerbergue, F. (1998). Removal of hardness from groundwater by nanofiltration. Desalination, 119, pp. 295-302. Udo de Haes, H.A., Jolliet, O., Finnvede, G., Haushild, M., Krewit, W., Müller-Wenk, R. (1999). Best available practice regarding impact categories and category indicators, in Life Cycle Impact Assessment (II). Journal of the international Institute life cycle assessment, 4 (2), pp. 66-74. Van der Bruggen, B., Goosens, H., Everard, P.A., Stemgée, K., Rogge, W. (2009). Cost-benefit analysis of central softening for production of drinking water. Journal environmental managemente, 91, pp. 541-549. - 97 - ANEXO A: MODELOS DE SIMAPRO A.1. Escenario 1. El hidróxido de magnesio se ha creado en el software SimaPro debido a que no se encuentra en la base de datos. El Cloruro de Magnesio se ha creado en el software SimaPro. - 98 - El mix energético para el año 2030 y 2050 se ha creado en el software SimaPro. - 99 - A.1.1. Ablandamiento electroquímico. Configuración A. Mix energético Actual, 2030 y 2050. A.1.1.1. Configuración A (MAX), A (MAX 2030), A (MAX 2050). - 100 - A.1.1.2. Configuración A (MIN), A (MIN 2030), A (MIN 2050). - 101 - A.1.2. Ablandamiento electroquímico. Configuración B. Mix energético actual, 2030 y 2050. A.1.2.1. Configuración B (MAX), B (MAX 2030), B (MAX 2050). - 102 - A.1.2.2. Configuración B (MIN), B (MIN 2030), B (MIN 2050). - 103 - A.1.3. Ablandamiento mediante intercambio iónico. Mix energético actual, 2030 y 2050. - 104 - A.2. Escenario 2 A.2.1. Ablandamiento electroquímico. Configuración A. Mix energético actual, 2030 y 2050. A.2.1.1. Configuración A (MAX), A (MAX 2030), A (MAX 2050). - 105 - A.2.1.2. Configuración A (MIN), A (MIN 2030), A (MIN 2050). - 112 - A.3.2.2. Configuración B (MIN), B (MIN 2030), B (MIN 2050). - 113 - A.3.3. Ablandamiento mediante intercambio iónico. Mix energético actual, 2030 y 2050. - 114 - A.4. Escenario 4 A.4.1. Ablandamiento electroquímico. Configuración A. Mix eléctrico actual, 2030 y 2050. A.4.1.1. Configuración A (MAX), A (MAX 2030), A (MAX 2050). - 115 - A.4.1.2. Configuración A (MIN), A (MIN 2030), A (MIN 2050). - 116 - A.4.2. Ablandamiento electroquímico. Configuración B. Mix eléctrico actual, 2030 y 2050. A.4.2.1. Configuración B (MAX), B (MAX 2030), B (MAX 2050). - 117 - A.4.2.2. Configuración B (MIN), B (MIN 2030), B (MIN 2050). - 118 - A.4.3. Ablandamiento mediante intercambio iónico. Mix energético actual, 2030 y 2050.