LOGÍSTICA INVERSA EN LA INDUSTRIA CHINA DEL...

Jornada sobre Desarrollo Industrial y protección del Medio Ambiente

5 de Junio de 2019- Sevilla-España

LOGÍSTICA INVERSA EN LA INDUSTRIA CHINA DEL AUTOMÓVIL Zhang A1*; Otal E1 & Arnáiz C1

1Departamento de Ingeniería Química y Ambiental. Universidad de Sevilla, Sevilla, España * [email protected]

1. INTRODUCCIÓN

La logística inversa se basa en trasladar los bienes (productos y recursos) desde el consumidor a lo largo de la cadena de suministro hasta el fabricante. Se trata de recuperar productos defectuosos o recuperar el valor de uso de los productos desechados. Si la recuperación no es posible, se debe garantizar la eliminación correcta de los bienes fuera de uso mediante la reutilización o destrucción (Figura 1). Se diferencia de la logística verde ya que ésta se refiere al proceso de reducir al mínimo el impacto ecológico de la logística [1].

Figura 1. Ciclo logístico de productos. Fuente: Elaboración propia.

Desde la perspectiva de la composición de las actividades logísticas, la logística inversa incluye la recuperación, clasificación, prueba, reutilización y eliminación de productos y embalajes [2]. Desde una perspectiva global, la logística inversa puede ser utilizada para reciclar materias primas, ahorrar recursos, reducir los costos de consumo de la empresa, reducir las emisiones de desechos y proteger el medio ambiente.

En China, el desarrollo de la industria de logística inversa está por detrás de países desarrollados como los Estados Unidos, Japón y Europa, pero se ha comenzado haciendo énfasis en los problemas ambientales.

1


El objetivo principal de este trabajo ha sido realizar un análisis del valor y la viabilidad de la logística inversa en la industria del automóvil en China centrándose, principalmente, en recuperar el valor del producto usado y/o defectuoso, eliminar adecuadamente los residuos finales y reducir los efectos nocivos de la producción de automóviles en el medio ambiente. 2. SITUACIÓN ACTUAL

En la actualidad, hay más de 1.200 concesionarios de automóviles registrados en China y más de 1.000 puntos de reciclaje para automóviles usados. En el año 2000 2,1 millones de vehículos alcanzaron los estándares de desguace mientras que en 2005 fueron alrededor de 2,5 millones. Para 2020, se espera que alcance los 10 millones y la compra actual de automóviles sigue aumentando [3,4]. El mercado de reciclaje de automóviles es muy amplio y tras el "16º Congreso Nacional" del Partido Comunista de China, se le otorgó gran importancia al desarrollo de la Economía Circular. Se han promulgado varias políticas sobre el reciclaje de productos de automóviles que intenta conseguir una tasa de reciclaje de automóviles de hasta el 85% para 2020 [4]. Sin embargo, la logística inversa es inmadura en el mercado chino porque la mayoría de las empresas tienen los mismos obstáculos para desarrollarla [3, 6]: Política: China tiene una amplia área geográfica y muchas regiones con niveles económicos y sociales muy diferentes, produciéndose una fragmentación de las políticas nacionales y el ámbito legislativo de sectores industriales, haciendo que no abarquen toda la cadena de la industria, por lo que resulta difícil una buena implementación de las orientaciones políticas en economía circular y logística inversa automotriz. Muchos gobiernos locales consideran que los indicadores de la industria y la economía son los principales indicadores del desarrollo económico local. Sin embargo, en la confección de los indicadores económicos no se ha tenido en cuenta la contaminación ambiental (positiva o negativa) generada durante la logística inversa del reciclaje de automóviles. Estructura Organizativa: En las empresas faltan capacidades financieras, técnicas y gerenciales. Mientras que la logística directa es controlable; origen, destino, tiempo, cantidad y repercusión en el precio del producto, en la logística inversa se desconocen muchos factores, como la ubicación, el tiempo y el volumen de producto generado. Para operar en logística inversa, la empresa requiere altas habilidades, capacidad de producción, estructura organizativa, nivel de gestión, tecnología logística y cualificación de los empleados. Además, hay que invertir muchos recursos humanos, financieros y materiales, lo cual hace que las empresas se muestren escépticas sobre la tasa de éxito de esta tecnología. Ante esta situación, algunas empresas pequeñas y medianas están optando por subcontratar parte o toda la logística inversa a empresas logísticas profesionales. En la gestión de vehículos desechados, como parte de la logística inversa, encontramos que, por un lado, la legislación existente no es propicia para regular el reciclaje, y por otro, la tecnología y gestión del reciclaje es insuficiente y de baja calidad. Se estima que el mercado de chatarra, fuera de los centros de gestión supera los 1,32 mil millones euros y se ha detectado la puesta en funcionamiento irregular de vehículos desechados [7]. La logística inversa del automóvil puede utilizar chatarra y otros componentes no ferrosos de los automóviles que reducen las materias primas. En el reciclaje del acero se puede alcanzar un 90 % de eficiencia, lo que puede reducir el coste de energía en un 40-50 % y ahorrar un 70 % de materias primas [8].

2



3. Conclusiones

Debido a la competencia cada vez más intensa en la industria nacional de fabricación de automóviles, el margen de ganancias se ha ido reduciendo en los últimos años. Además, el gobierno nacional ha promulgado regulaciones y llevado a cabo políticas de protección del medio ambiente, por lo que, en la situación económica y política actual, solo desarrollando vigorosamente la logística inversa se podrán lograr mayores beneficios para las empresas. Construir un sistema completo de logística inversa requiere muchos recursos financieros, humanos, técnicos y materiales. La mayoría de los fabricantes de automóviles pequeños y medianos, no tienen capacidad para realizarlo. En cuanto a las grandes empresas, se podrían concentrar en mejorar la competitividad de la base de estas y no invertir una gran cantidad de activos y talentos en un campo nuevo y desconocido [8]. Por lo tanto, subcontratar parte o toda la logística inversa a las empresas logísticas profesionales podría resultar la opción más adecuada. El desarrollo futuro de la logística inversa en la industria de automóviles no se puede separar de la capacitación del personal especializado. Todavía hay muchas cosas de las que China necesita aprender, por lo que es necesaria la introducción de profesionales en logística automotriz, especialmente en la gestión de logística inversa. Además de contratar técnicos de apoyo y gerentes extranjeros, las compañías automovilísticas deben favorecer la educación continua de los empleados y promover y patrocinar los estudios de logística inversa en las instituciones de educación superior. 4. REFERENCIAS

[1] López Parada, J. (2010), Incorporación de la logística inversa en la cadena de suministros y su influencia en la estructura organizativa de las empresas, Universidad de Barcelona, 45.

[2] Wang D, (2007), Study on development tactics of reverse logistics in China. Shandong Textile Economy Journal. 05.

[3] Hang G, (2015), The car dismantling industry is chaotic, recycling is difficult to become a bottleneck in the industry, China, China Sankei News.

[4] Sheng Z, (2019), Scrap car recycling system, China, Baidu screenshot. [5] Mi H, (2018). A brief analysis of the three profit models of China's automobile recycling and

dismantling industry in 2014, China. [6] Xia, X., Govindan, K., Zhu, Q., (2015), Analyzing internal barriers for automotive parts

remanufacturers in China using grey-DEMATEL approach, Journal of Cleaner Production, 87, 811-825.

[7] Wang, M. (2008), Research on the development of reverse logistics in China. Chinese Off-Campus Education.

[8] Zhikang L. (2017) Research on development strategy of automobile reverse logistics based on SWOT analysis, Procedia Engineering, 174, 324-330.

[9] Yu, T., Yan, Q. and Deng, Q. (2012), Talking about the development of reverse logistics in China, Southwest University of Science and Technology.

3



ANÁLISIS TÉCNICO-ECONÓMICO DE UNA INSTALACIÓN DE ÓSMOSIS

RETARDADA POR PRESIÓN (PRO) Ramos Pardal J.D.

ETSI, Universidad de Sevilla, Sevilla, España [email protected]

1. INTRODUCCIÓN

La ósmosis es un proceso físico-químico que se produce cuando dos disoluciones de distinta concentración se ponen en contacto a través de una membrana semipermeable. EA través de una membrana semipermeable el agua es capaz de fluir desde una solución de menor salinidad hasta otra de mayor concentración salina por difusión y sin gasto de energía, por el efecto de un gradiente. Atendiendo a la dirección del flujo de solvente, la presión osmótica y la presión, ejercida o no, desde el exterior, se pueden encontrar con 3 tipos distintos de ósmosis: ósmosis directa (forward ósmosis), ósmosis inversa (reverse ósmosis) o PRO (Pressure-retarded ósmosis). La ósmosis directa ocurre cuando el flujo de solvente de la disolución menos concentrada a la disolución más concentrada se produce de forma espontánea, sin ninguna fuerza externa que fuerce el paso de solvente. El fenómeno de ósmosis inversa, esto es, el paso de solvente de la solución más concentrada a la de menor concentración, se producirá cuando se aplique una fuerza a la disolución más concentrada de forma que se cumpla ΔP>Δπ, donde ΔP es la presión hidrostática externa, y Δπ es la presión osmótica. Cuando se ejerce una presión hidrostática sobre la disolución más concentrada (0<ΔP<Δπ), el solvente pasa de la solución menos concentrada a la de mayor concentración, y se produce el fenómeno de PRO (Figuras 1 y 2).

Figura 1 Dirección del flujo de solvente para Ósmosis directa (FO), ósmosis inversa (RO) y Ósmosis retardada

por presión (PRO) [1]

1


Figura 2. Diferencia entre los 3 tipos de ósmosis [2]

En 1997, Statkraft, uno de los proveedores de energía líder de Noruega, realizó estudios sobre la PRO. En 2001, Statkraft invitó a GKSS Forschungszentrum a participar como socio para el desarrollo de nuevas membranas que hicieran posible la viabilidad tanto técnica como económica de este proyecto. Alentado por los nuevos descubrimientos, Statkraft abrió en noviembre del año 2009 el prototipo de la primera planta de energía PRO en Tofte, Noruega, demostrando que el concepto PRO se puede usar para generar electricidad. La figura 3 muestra un esquema de la planta piloto de PRO construida por Statkraft.

Figura 3 Esquema de la planta piloto de PRO construida por Statkraft [3]

En la tecnología PRO, cuando la solución concentrada se encuentra con la más diluida, se produce una difusión a través de dicha membrana del agua presurizada. Después, el agua salobre presurizada se dividirá en dos corrientes: la primera pasará por una turbina hidroeléctrica que producirá energía, mientras que la otra corriente irá a parar a un intercambiador de presión, para presurizar la entrada de la solución concentrada. El esquema del proceso, en general, se puede dividir en varias etapas:

1. Sistemas de captación y descarga de efluentes.

2



2. Pretratamiento. 3. Intercambiador de presión. 4. Módulo de membrana. 5. Hidroturbina.

2. CASOS PRÁCTICOS

Se van a plantear diferentes casos para estudiar la viabilidad de una planta de generación de energía mediante PRO [4] para conocer el precio de venta de la energía obtenida. La ubicación el polígono industrial La Venta Nova, en la provincia de Tarragona. Los casos a estudiar son los siguientes: En primer lugar, una instalación con las características de la planta piloto PRO de Statkraft, para lo que se fijará la potencia instalada de la planta entre 1-2 MW; en segundo lugar, se estudiará el efecto del caudal de entrada a la planta, dependiente del caudal del río Ebro. 3. RESULTADOS

En primer lugar, se va a estudiar una planta PRO con una potencia fija instalada de 1-2 MW, como la planta piloto diseñada por Statkraft. Los resultados obtenidos se muestran en la tabla 1:

Tabla 1 Resultados obtenidos para una planta PRO fijando la potencia instalada en 1 y 2 MW Potencia Instalada (MW)

Coste Capital total planta PRO (€)

Producción de Energía bruta (GWh/y)

Producción de Energía neta (GWh/y)

Precio venta Energía producida (€/kWh)

1 1,9·107 8,76 2,08 1,37 2 3,7·107 17,52 5,39 1,06 En segundo lugar se va a realizar el estudio de la planta PRO en función del caudal del río. Se estudiarán los valores obtenidos si se trabaja con el caudal máximo (con el que operará la planta PRO durante un número menor de meses), el caudal medio (para el que la planta PRO operará un mayor número de meses que si se usa el caudal máximo) y el caudal mínimo (con el que la planta PRO podrá funcionar durante todo el año). Es evidente que no puede operar la planta PRO con los valores máximos de caudal del río, ya que si se usa todo el caudal se dejaría el río seco aguas abajo. Por ello, se ha realizado el estudio usando un 20% de los valores de los caudales expuestos. Tabla 2 Resultados obtenidos para una planta PRO fijando el caudal de trabajo del agua del río (caudal mínimo,

medio y máximo) Caudal de agua del río (m3/s)

Coste Capital total planta PRO (€)

Producción de Energía bruta (GWh/y)

Producción de Energía neta (GWh/y)

Precio venta Energía producida (€/kWh)

24,75 7,5·108 346,39 152,08 0,76 82,20 2,2·109 570,44 260,27 1,30 276,46 7,5·109 317,99 148,11 7,75

3


4. CONCLUSIONES

De los supuestos realizados en el punto anterior, se pueden obtener las siguientes conclusiones: 1. El coste del sistema de captación y descarga es el que supone un mayor impacto sobre el

coste total de capital. Las posibles soluciones a este problema podrían ser: un nuevo sistema de captación, o bien, una nueva ubicación de la planta, reduciendo así las distancias tanto de carga como de descarga de los corrientes. Habría que analizar cuidadosamente este punto para intentar abaratar los costes totales de la planta.

2. La magnitud de las tuberías que optimizan el sistema de captación y descarga hacen que el diseño de estos sistemas se considere un problema de Ingeniería Civil que queda fuera del alcance de este trabajo, al tenerse que considerar y estudiar alternativas de canalización de estas corrientes, para transportar y descargar el agua de la planta PRO.

3. El pretratamiento supone un coste muy elevado. Además, se ha de tener en cuenta que este punto es el que crea un mayor impacto a nivel medio ambiental, ya que es en este paso donde se usan una mayor cantidad de productos químicos para adecuar la calidad de las corrientes de agua con las que se va a operar. Sería interesante estudiar las distintas opciones que existen y comprobar cuáles suponen un menor impacto tanto económico como ambiental.

4. El sistema de generación y transmisión de energía supone un gran coste energético, el mayor de la planta (aproximadamente el 85% del consumo total de energía del proceso). Se debe principalmente a la eficiencia de la turbina y las bombas, por lo que la única solución con respecto a este punto sería comprobar si existen actualmente otras turbinas y bombas con mayor eficiencia que las expuestas en este trabajo.

5. El sistema de membranas, a pesar de ser uno de los puntos clave del sistema PRO, no tiene un gran impacto sobre el coste de la planta ni sobre el consumo energético. Aún así, se considera interesante realizar un estudio de los actuales sistemas de membrana, para comprobar si se ha mejorado la densidad energética y se ha abaratado su coste.

6. La instalación de una planta PRO, en la ubicación dada y con los medios tecnológicos estudiados y disponibles actualmente, no es viable, debido a que el precio de venta de la energía obtenida en dicha planta es superior a 0,70 €/kWh, en todos los casos estudiados, mientras que en España el coste está alrededor de 0,05 €/kWh.

5. REFERENCIAS

[1] Lee, K., Baker, R. and Lonsdale, H. (1981), Membrane for power generation by pressure retarded osmosis, Journal of Membrane Science, 8, 141-171 [2] Achilli, A., Tzahi, Y. and Childress, A. (2009), Power generation with pressure retarded osmosis: an experimental and theoretical investigation, Journal of Membrane Science, 343, 42-52 [3] Sharif, A., Merdaw, A., Aryafar, M. and Nicoll, P. (2014), Theoretical and experimental investigations of the potential of osmotic energy for power production, Membranes, 4, 447-468 [4] Naghiloo, A., Abbaspour, M., Mohammadi-Ivatloo, B. and Bakhtari, K. (2015), GAMS based approach for optimal design and sizing of a pressure retarded osmosis power plant in Bahmanshir river of Iran, Renewable and sustainable energy reviews, 52, 1559-1565

4



TRATAMIENTO PRIMARIO DE AGUAS RESIDUALES INDUSTRIALES, UTILIZANDO COMO COAGULANTE NATURAL EL QUITOSANO

Fúquene D1,2*y Rojas R2,3 1Asesorías Ecoambientales SAS, Bogotá, Colombia

2Universidad Americana de Europa, Barcelona, España 3Universidad Pablo de Olavide, Área de Toxicología, Sevilla, España

*[email protected]

1. INTRODUCCIÓN A nivel mundial se han establecido programas que permiten a la industria del pescado ser uno de los productos alimenticios más negociables alrededor del mundo. Sin embargo, esto representa incremento en los residuos generados, por lo que parte de este proceso más allá de la economía requiere garantizar el bienestar del medio ambiente y el bienestar humano, promoviendo procesos responsables y sostenibles [1]. En este sentido, y previendo el aumento esperado del consumo alimenticio de la industria pesquera, es relevante iniciar la investigación en la gestión de los residuos generados, en especial de los residuos de crustáceos, que constituyen el segundo producto alimenticio más empleado a nivel mundial [1]. Estos residuos de crustáceos poseen alto contenido de quitina, de la que se puede extraer quitosano [2].

El quitosano es un biopolímero natural que se obtiene de la Quitina por métodos químicos, electroquímicos o enzimáticos. Químicamente es una Poli (D-glucosamina), por ello se considera un polisacárido biodegradable. El tamaño molecular depende de la especie y de la edad de los individuos dado que se obtienen desde un polímero biosintético [3]. El quitosano ha demostrado ser un buen coagulante durante la potabilización de las aguas; sin embargo, son pocas las investigaciones desarrolladas sobre su efectividad en aguas residuales complejas [4] . Algunas de estas investigaciones se han centrado en aguas de producción de petróleo, pero aún no se ha investigado su eficiencia con aguas residuales provenientes de diferentes tipos de industrias. El uso del quitosano como coagulante puede ser considerado sustentable, pues la materia prima se toma directamente de los desechos de las industrias que procesan alimentos de mar, además es biodegradable y renovable, en contraste con los insumos usados para la fabricación de polímeros derivados de petroquímicos. De aquí las grandes ventajas de reemplazar los polímeros sintéticos por polímeros naturales, que disminuirían de forma significativa la contaminación del medio ambiente, darían uso a un subproducto y facilitarían el desarrollo de una industria sostenible. En este contexto, la presente investigación se desarrolla con el objetivo de evaluar la eficacia de quitosano como un coagulante en el tratamiento de aguas residuales de origen industrial. 2. EXPERIMENTAL La metodología es producto de una combinación bibliográfica/documental y experimental, debido a que se realiza, además de un estudio inicial y comparativo de las opciones bio-tecnológicas previamente aplicadas, una manipulación práctica de variables experimentales no comprobadas

1



anteriormente mediante ensayos en condiciones controladas para estudiar el posible uso del quitosano como coagulante para vertimientos industriales provenientes de laboratorios cosméticos.

Para ello, en primer lugar se caracteriza el material coagulante a utilizar en base al rendimiento de extracción del quitosano a partir de los residuos de camarón, así como su solubilidad y grado de desatilación, utilizando el método químico planteado por Escobar [5]. El rendimiento del quitosano se determina mediante la ecuación 1 y el grado de desatilación mediante la ecuación 2:

%𝑅𝑅 = RRRT

× 100 (Ec. 1)

Donde, RT es el peso de la muestra con la que se inicia el proceso después de la etapa de preparación (RT) y RR el peso de la muestra de quitosano que se obtuvo.

%𝐷𝐷𝐷𝐷 = 100− FC (V2−V1)W

∗ M (Ec. 2)

Donde, V2: Punto de inflexión mayor, V1: Punto de inflexión menor, M: Molaridad de NaOH, W: Peso en gramos de la muestra y FC: Factor constante de 16,1.

Para simular el proceso de coagulación a nivel laboratorio y determinar la eficiencia del quitosano se empleó una muestra de agua residual industrial después de los pretratamientos realizados en el laboratorio cosmético (cribado, remoción de grasas y aceites, homogenización y oxidación) y se sometió a un test de jarras utilizando un equipo de jarras de seis puestos (Floculador GAMA FH6) con una capacidad de un litro de muestra por cada jarra, en el cual se programa una mezcla rápida de 120 rpm ±1 rpm durante un minuto, adicionando el coagulante quitosano en el momento en que comienza la mezcla, en concentraciones de 0,5%, 1,0% y 1,5%. Transcurrido este tiempo se realiza una mezcla lenta a ±60 rpm durante 20 minutos, adicionando el floculante en el momento en que inicia la mezcla, que para este proyecto es carboximetil celulosa sódica CMC (1000ppm). Al final se deja reposar por lo menos 10 minutos sin mezcla y se observa el volumen de lodos generados. Una vez finalizado el test de jarras, se evalúa la cantidad y concentración del coagulante usado en la muestra de agua clarificada de la jarra que presente mejores rendimientos. Tras ello, se deducen las mejores condiciones de coagulación y se replica el proceso de coagulación desarrollado en la prueba de jarras, empleando 4 litros de muestra cruda y 2 mililitros de quitosano al 0.5%, con un tiempo de retención hidráulica (TRH) de 21 horas. Durante ese tiempo se tomaron 25 alícuotas del sobrenadante de la muestra tratada en momentos diferentes y se representó el porcentaje de remoción del parámetro ensayado frente al tiempo, obteniendo las curvas de remoción.

Con los parámetros evaluados se determinan las características con las que debe contar el quitosano y la dosis óptima que debe ser añadida para evaluar su efecto en aguas residuales. Por último, se realiza un análisis comparativo de las eficacias del uso alternativo del quitosano ante las opciones disponibles actualmente, que son el policloruro de aluminio (PAC) y el sulfato de aluminio (Tipo A), que son sales de aluminio que presentan ventajas por su poco contenido de hierro en comparación con el aluminio residual [6].

2



3. RESULTADOS Tras la revisión bibliográfica realizada, se ha encontrado que en Colombia la investigación sobre la extracción de quitosano se ha realizado principalmente por el método químico, y se han estudiado técnicas de optimización del proceso a través de la purificación del producto, alcanzando un grado de desacetilación de 81% [5]. En los últimos años, la extracción de quitosano ha sido ampliamente investigada considerando el potencial que tiene el país para su producción, la cual está directamente relacionada con la industria marina. Se ha establecido que los países latinoamericanos presentan alrededor del 40% de la exportación de camarones a nivel mundial [7].

A nivel experimental, los desechos fueron descongelados para iniciar el proceso de preparación de los mismos, observando que dentro de los caparazones se encontraban todavía cantidades importantes de restos orgánicos cuya descomposición generaba olores ofensivos; esto evidencia el impacto generado a gran escala por los residuos de la industria camaronera sobre el medio ambiente y la salubridad. De aquí la importancia de realizar de manera exhaustiva la preparación de los desechos de camarón; ya que en este paso se remueven los restos orgánicos que pudieran estar presentes. Se encontraron diferencias significativas entre la apariencia de la quitina y el quitosano, fundamentalmente en la textura y el color; por observación bajo luz normal se comprueba que la quitina presenta color marrón y textura uniforme mientras el quitosano presenta color rosa pálido y textura granular.

Para realizar la caracterización del quitosano obtenido inicialmente se determinó su rendimiento, el cual fue del 56%. Este porcentaje hace referencia a la cantidad de quitosano que se obtuvo a partir de la muestra de caparazones triturados y secos, el cual es alto o en rango con respecto al obtenido por otros investigadores, que obtuvieron rendimientos entre el 10 y el 60% [8, 9, 10, 11], considerando como una transformación sintética eficiente [11]. Se comprobó que el quitosano es soluble en ácido acético al 0.2M y el grado de desacetilación obtenido fue del 81%. Con estos datos se pudo simular el proceso de coagulación a nivel laboratorio y determinar la eficiencia del quitosano. Los resultados del test de jarras permiten apreciar que la mejor eficiencia de remoción de turbidez se logra con la adición de 0.5 ml de Quitosano al 0.5% a 1L de muestra, con lo cual se neutraliza la carga del coloide y se obtiene mejor remoción. La representación de los resultados obtenidos en los test de jarras para el parámetro turbidez, indican una eficacia del 72% cuando el coagulante utilizado es quitosano.

Por último, la comparación bajo el marco de indicadores de la eficacia diferencial de esta alternativa frente a PAC y el Sulfato de aluminio (Tipo A), se observa que la principal diferencia es que los coagulantes químicos generan un residual de aluminio, que en grandes cantidades pone en riesgo la salud pública; ya que parece favorecer el desarrollo del mal de Alzheimer [12].

3



4. CONCLUSIONES

Con base en los resultados obtenidos se establece que es viable el uso del quitosano como coagulante natural para la remoción de turbidez, ya que con éste se obtienen remociones del orden del 70% para este parámetro, lo cual es económicamente viable comparado con el PAC y el Sulfato de aluminio Tipo A. Por esta razón, se ampliarán los estudios realizando curvas de remoción para otros parámetros, como lo son la DQO, la DBO5, los tensoactivos, los sólidos totales y otros compuestos que puedan resultar tóxicos. 5. REFERENCIAS

[1] Latham M. (2002), Capítulo 29: Carne, pescado, huevos, leche y productos derivados En: Nutrición humana en el mundo en desarrollo. Colección FAO: Alimentación y nutrición N° 29. [Online]. Recuperado de: http://www.fao.org/docrep/006/w0073s/w0073s0x.htm. [Consulta: 12/07/2018].

[2] J. C. Belandria Briceño and N. J. Morillo de Montiel, "Recuperación de quitina a partir de los residuos sólidos generados el procesamiento industrial de crustáceos," Revista Cubana de química, vol. XX, no. 3, pp. 17-26, 2008.

[3] Quitoquimica Ltda, "Quitoquimica," 2013. [Online]. Available: http://www.quitoquimica.cl/que-es-el-quitosano/. [Accessed 12 07 2018].

[4] Y. Caldera, N. Clavel, D. Briceño, A. Nava, E. Gutiérrez and Z. Mármol, "Quitosano como coagulante durante el tratamiento de aguas de producción de petróleo," Boletín del centro de investigaciones biológicas, vol. 43, no. 4, pp. 541-555, 2009.

[5] J. L. Mariño Cuenca and L. C. Martinez Niño, "Propuesta para la gestión de vertimientos industriales de laboratorios Coaspharma SAS," Respositorio Universidad de América, Bogotá, 2017.

[6] D. M. Escobar Sierra, C. P. Ossa Orozco, M. A. Quintana Rodríguez and W. A. Ospina Villa, "Optimización de un protocolo de extracción de quitina y quitosano desde caparazones de crustáceos," Scientia et technica, vol. 18, no. 1, pp. 260-266, 04 2013.

[7] H. Hernández Cocoletzi, E. Águila Almanza, O. Flores Agustin, E. L. Viveros Nava and E. Ramos Cassellis, "Obtención y caracterización de quitosano a partir de exoesqueletos de camarón," Superficies y vacio, vol. 22, no. 3, pp. 57-60, 09 2009.

[8] A. Barra, A. Romero and J. Beltramino, "Obtención de quitosano," Sitio Argentino de Produccióin Animal, pp. 1-10, 2012.

[9] N. De la Paz, M. Fernández, O. D. López, A. Nogueira, C. García, D. Pérez, J. Tobella, Y. Montes de Oca and D. Díaz, "Optimización del proceso de obtención de quitosano derivada de la quitina de langosta," Revista Iberoamericana de Polímeros, vol. 13, no. 3, pp. 103-116, 07 2012.

[10] N. Castro Mandujano and C. C. Vidal Caldas, "Obtención y caracterización de quitina y quitosano del emerita analoga a escala piloto," Tzhoecoen, vol. 7, no. 2, pp. 182-197, 10 2015.

[11] H. Hernández Cocoletzi, E. Águila Almanza, O. Flores Agustín, E. L. Viveros Nava and E. Ramos Cassellis, "Obtención y caracterización de quitosano a partir de exoesqueletos de camarón," Superficies y Vacío, vol. 22, no. 3, pp. 57-60, 09 2009.

[12] L. Fuentes, W. Contreras, R. Perozo, I. Mendoza and Z. Villegas, "Uso del quitosano obtenido de Litopenaeus schmitti (Decapoda, Penaeidae) en el tratamiento de agua para consumo humano," Multiciencias, vol. 8, pp. 281-287, 12 2008.

4



MANAGED AQUIFER RECHARGE

Gallardo Galán J.J.*; Margain Sato Matsumoto P.K.; Ortiz Brea P; Medina Fariñas S.; Migoya García S.; Arnaiz, C. & Otal, E. Departamento de Ingeniería Química y Ambiental, Universidad de Sevilla, Sevilla, España

*[email protected]

1. INTRODUCCIÓN

La sobreexplotación de un acuífero se produce cuando la extracción de agua del subsuelo se realiza a un ritmo superior al de la infiltración o recarga natural. Si la situación de sobreexplotación se mantiene, es posible que los acuíferos terminen incluso agotándose. En la Figura 1 se representa el estado de los acuíferos en España [1]. Además, las aguas subterráneas pueden verse alteradas por fenómenos de contaminación de origen humano. Uno de los más habituales se produce en zonas de elevada productividad agrícola y densamente pobladas, y tiene lugar por la infiltración de nitratos y otros abonos muy solubles en la agricultura. Por tanto, el uso intensivo del agua subterránea afecta tanto a la cantidad como a la calidad del recurso.

Figura 1. Mapa de acuíferos sobreexplotados [1].

La legislación europea en este ámbito es la Directiva 91/271/CEE que se refiere a la recolección, tratamiento y descarga de aguas residuales urbanas y que establece requisitos de calidad que deben cumplirse con las descargas de las plantas depuradoras de aguas residuales urbanas (EDAR), incluidos también los requisitos específicos para las descargas en áreas sensibles (Anexo I). En España, existe el Real Decreto 1620/2007, de 7 de diciembre, por el que se establece el régimen jurídico de la reutilización de las aguas depuradas, donde se encuentran los valores admisibles para la conductividad eléctrica, pH, temperatura, amoniaco y turbidez para la recarga de acuíferos. El objetivo de este trabajo ha sido revisar experiencias en la técnica denominada Managed Aquifer Recharge (MAR), que consiste en la recarga de acuíferos, y proponer una técnica más simple y económica.

1


2. SITUACIÓN ACTUAL

La técnica de recarga de acuíferos se ha configurado en los últimos años como una herramienta de gestión hídrica económica, de gran efectividad con respecto a las grandes obras hidráulicas, debido a sus bajos costes en comparación con otras técnicas y es una actividad de primer orden en varios países del mundo como Estados Unidos, Australia, Israel o Alemania. Las técnicas comúnmente más usadas para llevar el agua al acuífero son: inyección directa al acuífero del agua regenerada y la recarga por esparcimiento en superficie [2]. En Alemania, Hübner et al., en la Universidad Técnica de Berlín, realizaron un estudio para mejorar la calidad del agua de recarga a escala piloto mediante la utilización de un sistema de ozonización (8 g/h) y un filtro de arena lento. Este sistema redujo el carbono orgánico disuelto en el filtro de arena hasta el 22 % sin pretratamiento y hasta el 34 % con preozonización. En dicho estudio se redujeron las concentraciones de sustancias como carbamazepina, sulfametoxazol o metoprolol por debajo de los límites legales [3]. En California (Estados Unidos) que posee clima Mediterráneo, se considera clave almacenar agua en las mayores cantidades posibles. Se realizó un estudio en la región californiana de Pájaro Valley para evaluar los costes de recarga de acuífero mediante la captación de escorrentía de aguas pluviales [4]. Mediante la herramienta software CASC-2D se pudo calcular el costo de la construcción de una cuenca, en función de su captación de agua [4]. Las experiencias europeas más notables exceden la cifra de 70 en 18 países. Destacan los desarrollos en Dusseldorf o Berlín (Alemania) y Budapest (Hungría), que dependen en un 100% de las aguas residuales para la recarga. Otros países como Austria, Suiza, Finlandia, Suecia o Francia también han considerado la recarga artificial de acuíferos en su sistema de gestión integral del agua [5]. En España, en el Llano de Palma (Mallorca) se realizó en 1976 la recarga artificial del acuífero con los excedentes de las aguas tratadas en la EDAR de San Jordi, cuya producción total se destinaba al regadío. Por otro lado, se ha analizado la posibilidad de la recarga artificial con aguas residuales en el contexto hidrológico de la cuenca del río Onyar, Cuencas Internas de Cataluña, así como en el acuífero de la Moraña (Ávila), quedando rechazada esta última opción ante la falta de recursos hídricos superficiales. En el acuífero principal de delta del Llobregat, Barcelona, se llevó a una cabo una barrera hidráulica en la que se producía una recarga artificial por inyección del acuífero para interrumpir la intrusión de agua de mar. El proyecto se llevó a cabo desde finales del 2007 (fase piloto) y luego una segunda fase que se inició en el 2010 hasta 2011. El agua de inyección usada para la recarga de dicho acuífero era agua recuperada de la EDAR Baix Llobregat. En la planta depuradora, el agua es sometida a un tratamiento primario, seguido de tratamiento secundario con nitrificación y desnitrificación y, finalmente, un tratamiento terciario que consiste en una coagulación-floculación para luego realizar una decantación lamelar y filtración y desinfección. Previo a la inyección por medio de bombas, el agua destinada para este uso, pasa por los siguientes procesos: proceso de ultrafiltración, ósmosis inversa y proceso de desinfección UV. La ultrafiltración se realiza para garantizar la estabilidad constante de la calidad microbiológica, para evitar la obstrucción física en los pozos de inyección y para prolongar la vida útil de las membranas de ósmosis inversa. La ósmosis

2



inversa era necesaria para reducir la salinidad, ya que el agua de tratamiento terciario generalmente contiene más de 600 mg/L de Cl- [5-7]. 3. PROPUESTA

La técnica MAR es una tecnología con mucho potencial, especialmente en un país condenado a la desertificación como es España, debido al cambio climático. Este trabajo propone un tratamiento terciario a la salida de una EDAR, con procesos biológicos de nitrificación-desnitrificación, consistente en una secuencia de procesos de Microfiltración, Nanofiltración y Ozonización, para lograr que el efluente tenga la calidad adecuada y pueda alcanzar los valores admisibles para la recarga artificial de un acuífero (Figura 2). Tiene como ventaja mayor simplicidad y menor costo que los procesos que incluyen ósmosis inversa y UV.

Figura 2. Esquema de planta para depurar agua con el fin de recargar acuífero.

4. REFERENCIAS

[1] Instituto Geográfico Nacional. Sobrexplotación y contaminación de acuíferos. https://www.ign.es/espmap/mapas_conta_bach/pdf/Contam%20_mapa_03_texto.pdf. [Fecha de consulta: 25-06-2019].

[2] Asano, T. & Cotruvo, J.A., (2004), Groundwater recharge with reclaimed municipal wastewater: health and regulatory considerations. Water Research, 38(8), 1941-1951.

[3] Hübner, U. & Miehe, U. (2012), Optimized removal of dissolved organic carbon and trace organic contaminants during combined ozonation and artificial groundwater recharge, Water Research,46(18), 6059-6068.

[4] Chrispell, J.C., Farthing, M.W., Fowler, K.R., Howington, S.E., Jenkins, E.W., Dutta, S. and Ji, B., (2014), Optimization of a Managed Aquifer Recharge Network. Conference: 2014 South Carolina Water Resources Conference, at Columbia Metropolitan Convention Center.

[5] Escalante, A.E.F., Rodríguez, M.G., & Gil, F. V. (2005). Inventario de experiencias de recarga artificial de acuíferos en el mundo. Tecnología y desarrollo, 3, 20.

[6] Díaz, J. M. M., de la Orden Gómez, J. A., Cachero, J.L.A., & Castaño, S C., (2000), Recarga artificial de acuíferos. Diputación Provincial de Alicante.

[7] Ortuño, F., Molinero, J., Garrido, T., & Custodio, E. (2012). Seawater injection barrier recharge with advanced reclaimed water at Llobregat delta aquifer (Spain). Water Science and Technology, 66(10), 2083-2089.

3

https://www.ign.es/espmap/mapas_conta_bach/pdf/Contam%20_mapa_03_texto.pdf

https://www.ign.es/espmap/mapas_conta_bach/pdf/Contam%20_mapa_03_texto.pdf



TELEDETECCIÓN AMBIENTAL EN LA INDUSTRIA MINERA

Gómez Pariente María del Carmen1 1Escuela Técnica Superior de Ingeniería, Sevilla, España

*[email protected]

1. INTRODUCCIÓN Y OBJETIVOS

La industria minera se caracteriza por una serie de aspectos que marcan la singularidad de este sector, los cuales son enumerados a continuación. Por un lado, el carácter localizado de los yacimientos minerales, es decir, estos únicamente pueden ser explotados en aquella área o región donde se encuentran situados [1]. Otro aspecto a destacar es la temporalidad de las explotaciones, lo cual hace que la explotación se lleve a cabo mientras existan reservas de suficiente calidad del mineral o roca a de interés. Una vez dichas reservas se agotan, debido a una disminución de la calidad del mineral o roca extraída, u otras circunstancias de mercado, la actividad minera cesa [1]. Asimismo, los residuos asociados a las actividades mineras son sustancialmente superiores a los productos deseados que genera. Ello es debido a que, tanto en explotaciones a cielo abierto como en galerías subterráneas, para obtener el producto a comercializar, es necesario extraer una gran cantidad de materiales estériles, almacenados en escombreras. Adicionalmente, se encuentran los residuos almacenados en balsas, los cuales derivan de los procesos de tratamiento a lo que se somete el material extraído, para ser enriquecido en el producto deseado [1]. Por su parte, de los aspectos anteriormente citados derivan una serie de impactos sobre el medio natural, algunos de los cuales se presentan a continuación: -Impactos atmosféricos, tales como la emisión de partículas de polvo, generadas durante las voladuras, y dispersas debido a las acciones de carga, transporte y descarga de material extraído, además de la emisión de gases de combustión y generación de ruido que ocasionan [2]. -Impactos sobre el suelo, dando lugar a pérdidas de las propiedades físicas y químicas, deforestación, erosión del suelo y otros peligros geotécnicos debidos a la realización de grandes excavaciones [2]. -Impactos sobre los recursos hídricos, debidos a alteraciones de la dinámica fluvial, pérdida de masas de agua ocasionadas por las grandes cantidades de agua necesarias para llevar a cabo la explotación, así como la generación de drenaje ácido de minas provocado por la oxidación de las rocas sulfuradas en contacto con oxígeno y agua, generando corrientes con pH fuertemente ácidos y con alta concentración en metales pesados, las cuales pueden contaminar el transcurso de ríos [2].

1


Teniendo en cuenta los anteriores impactos, así como la repercusión que ello supone en la sociedad, el sector de la industria minera ha ido evolucionando con el paso del tiempo, aprovechando las mejores técnicas disponibles, para así lograr una minimización de los impactos que ocasionan, así como planes de vigilancia y monitorización que aseguren el control de las actividades acometidas. En ese sentido, la utilización de imágenes tomadas desde satélite para la observación de la cubierta terrestre, conocida con el término de Teledetección, ofrece grandes posibilidades para ser aplicada en la gestión ambiental de la industria minera. Se trata de una técnica que ha ido evolucionando en los últimos años, no estando aun ampliamente implantada en cuanto a este sector se refiere [3][4]. Mediante el presente documento, se pretende poner de manifiesto la posibilidad de la Teledetección como herramienta de aplicación en actividades mineras tales como el seguimiento de la evolución de explotaciones, o la monitorización de la calidad de las aguas susceptibles de ser contaminadas por drenaje ácido de mina. Asimismo, se tendrán en cuenta las limitaciones y retos a los que se enfrenta. 2. LA TELEDETECCIÓN AMBIENTAL La Teledetección es el conjunto de mecanismos, técnicas y procesos para detectar a distancia objetos y sus características, mediante la radiación electromagnética que emiten o reflejan y que es recogida por sensores adecuados. Se ha de incluir también el procesamiento e interpretación de la información obtenida [4][5]. Para ello, se sirve de una fuente de radiación, por medio de la luz solar o un radar; un sensor encargado de detectar la radiación que emite el objeto de estudio, el cual puede situarse a bordo de plataformas espaciales o aeronaves. Pueden ser de tipo pasivo o activo, dependiendo de si solo reciben un flujo de energía externa a ellos, o si emiten energía y captan el reflejo de la misma. Por último, es necesario un centro de captación, al que se envía y en el que se recoge la información [5]. Por su parte, todos los datos adquiridos mediante técnicas de Teledetección presentan los siguientes tipos de información: una información espacial, que representa la organización en el espacio físico de los elementos que constituyen la imagen. Una información espectral, que indica el número y ancho de bandos en las que el sensor puede captar la radiación electromagnética, caracterizando la naturaleza de la superficie terrestre. Por último, una información temporal, la cual permite la detección de los cambios sobre la superficie terrestre a lo largo del tiempo [5]. En ámbito de la ingeniería medioambiental, la Teledetección es una herramienta con un gran potencial de utilización, resultando muy adecuada para el seguimiento de procesos que varían de forma continua en el territorio, debido a la variación de la respuesta espectral asociada a ello [2]. No obstante, previa utilización de esta técnica, se ha de tener en cuenta que el coste de su uso sea inferior al de un estudio convencional, aportando información que no pueda obtenerse mediante otros medios [6]. Posteriormente, se ha de escoger los sensores y plataformas de observación adecuados a las necesidades concretas del ámbito de estudio, lo cual dependerá de su resolución espacial (tamaño

2



de pixel), resolución espectral (número de bandas) y resolución temporal (tiempo de que tarda en volver a la zona de estudio) [4] [5][6]. 3. APLICACIONES DE LA TELEDETECCIÓN EN LA INDUSTRIA MINERA Durante los últimos tiempos se han ido desarrollando técnicas de Teledetección para dar solución a problemas que plantea la industria minera, partiendo de la premisa de que si se dispone de información actualizada y fiable se puede desarrollar una gestión eficaz de los recursos naturales [2]. A continuación, se citan algunas de estas aplicaciones: -Exploración minera: Las técnicas de observación satelital y aéreas mediante sensores multiespectrales e hiperespectrales pueden aportar información adecuada sobre la mineralogía y geología de la superficie de estudio, lo cual puede ser un indicador de la presencia de cuerpos mineralizados. Esta técnica se basa en las características de absorción que poseen los diferentes minerales o grupos minerales en el espectro, pudiendo ser cuantificada la cantidad de minerales comparando los datos obtenidos con las características espectrales correspondientes a análisis espectrales de patrones. Procediendo de igual forma, puede detectarse la contaminación mineral de suelos y escombreras de minas. Los principales satélites usados para cartografía geológica son: ASTER, Landast o WorldView 3, aunque los instrumentos aéreos hiperespectrales han dado mejores resultados en cuanto a resolución espacial y espectral [7] [8] [9][10]. -Topografía: Durante la fase preoperacional de la actividad minera es requerido documentar la superficie original para identificar y monitorizar posibles cambios durante la fase operacional. Por ello, las técnicas de Teledetección suponen una alternativa a los métodos convencionales, que resultan laboriosos ya que requieren el acceso a la zona de estudio. Entre estas alternativas se encuentran el sensor LIDAR, el cual detecta objetos mediante pulsos láser, o la fotogrametría desde aeronaves tripuladas o no tripuladas [7][8][9][10]. -Monitorización de la contaminación por drenaje ácido de roca: La contaminación causada por drenaje ácido de mina (AMD) es uno de los principales problemas medio ambientales a los que se enfrenta el sector minero puesto que perdura mucho tiempo después del cese de la actividad. Por ello, las técnicas de Teledetección pueden usarse para detectar, cartografiar y monitorizar sus efectos. Se han realizado estudios para clasificar el grado de AMD, evaluando el efecto negativo que causa sobre la vegetación mediante imágenes hiperespectrales aéreas. También se ha estudiado la evolución de AMD en escombreras de minas abandonadas mediante imágenes satelitales de alta resolución, utilizando el sensor WorldView-3 [7][8][9][10]. 4. CONCLUSIONES El uso de la información obtenida mediante técnicas de Teledetección ofrece ventajas frente a otros métodos de observación convencionales tales como fotografías aéreas o el trabajo en campo. Por un lado, estas observaciones ofrecen una cobertura global y sinóptica, que puede repetirse con la frecuencia temporal del paso de la plataforma de captación, actualizando los datos de forma dinámica para, posteriormente ser integrados en sistemas de información geográfica (SIG) [2]. Todo

3


ello suponiendo un coste inferior que para el caso de sistemas convencionales en zonas con poca accesibilidad y de gran extensión [3]. No obstante, las técnicas de Teledetección también tienen una serie de limitaciones a las que ha de enfrentarse debido a factores físicos, a la naturaliza de los fenómenos observables, a las condiciones meteorológicas, a la precisión o poder de resolución en el suelo y a la sensibilidad de los captores [3][7][8]. En definitiva, se trata de una técnica que ofrece grandes posibilidades para la monitorización y control de las actividades mineras, aunque se deben realizar perfeccionamientos en el nivel de resolución espacial, espectral y temporal de los datos obtenidos. 5. REFERENCIAS

[1]Herrera, J. and Castilla, J. (2012), La actividad minera actual y sus vectores de desarrollo. E.T.S de Ingenieros de Minas de Madrid. 1-93. [2]Oyarzun, R., Higueras, P. and Lillo, J. (2011), Minería Ambiental, Una introducción a los Impactos y su Remediación, Madrid (España), Ediciones GEMM, 1-16. [3] Rebordosa, X. and López, J. (Year), Aplicación de la teledetección en el seguimiento temporal de actividades mineras a cielo abierto, Actualidad tecnológica, 6-10. [4] Sacristán, Francisco. (2006), La Teledetección satelital y los sistemas de protección ambiental, AquaTIC, 24, 13-41. [5] Oñorbe, P. (2016), Teledetección en general y aplicaciones en el sector medioambiental, Teledetección y Sensores Medioambientales, Documento Final del Grupo de Trabajo de Conama 2016. [6] Ruez, A. (2007/2008), Aplicaciones de la Teledetección en la Ingeniería Medioambiental, Sistemas de información geográfica y teledetección. Máster en Ingeniería Medioambiental y gestión del Agua. Escuela de Organización Industrial. Módulo II. 1-17. [7] Yue, L. and Hongli, Z. (2015), Application of Remote Sensing Technology in Mine Environment Monitoring, MATEC Web of Conferences, 22, 1-6. [8] Corine, D. and Line, R. (2018), Remote sensing for the mining industry, Northern Research Institute, 602, 1-36. [9] Arenas, R. (2016), Aplicación de la Teledetección en la exploración geominera y de recursos naturales. Escuela de Ingenieros de Minas, Energía y Materiales, Universidad de Oviedo, 84-115. [10]Martínez, S. (2016), Morfometría de actividades extractivas a partir de imágenes de satélite de alta resolución espacial. Máster Universitario en Ingeniería de Minas. Universidad Politécnica de Cataluña. 14-16.

4

LOGÍSTICA INVERSA EN LA INDUSTRIA CHINA DEL...

Documents

Transcript of LOGÍSTICA INVERSA EN LA INDUSTRIA CHINA DEL...