Indhold1. Forord 4. Metodebeskrivelse 5. Fremstillingsfasen 6. Brugsfasen 7. Bortskaffelsesfasen 8. Miljøeffektpotentialer og prioritering 10. Screening af råvarer 11. Detaljeret livscyklusanalyse af TiO2
12. Detaljeret livscyklusvurdering af TGIC-hærder og
b-Hydroxyalkylamid 13. Teknisk evaluering 14. Proces evaluering BilagBilag 1: Resumé af UMIP-metoden Bilag 2.1: Massebalance for 1 ton TGIC Bilag 3.1: Massebalance for 1 ton b-hydroxyalkylamid
1. Forord1.1 Projektets baggrund I december 1995 fik TEKNOS SCHOU A/S, Vejle Amt og COWI et tilskud af Rådet vedrørende genanvendelse og renere teknologi til at gennemføre et projekt med titlen "livscyklusvurdering hos TEKNOS SCHOU A/S". Projektet er et lokalt demonstrationsprojekt, der skal vise hvordan arbejdet med miljøgennemgange og miljøstyring på mindre virksomheder naturligt kan udvides til også at omfatte livscyklusvurdering af produkterne ved brug af de værktøjer der er udviklet under UMIP-projektet. Projektet skal også definere myndighedernes bidrag til livscyklusarbejdet, idet det er hensigten at demonstrationsprojektet skal bruges offensivt i Green Network samarbejdet og det miljøredegørelses-koncept der er udviklet her. TEKNOS SCHOU A/S Schou A/S er en farve- og lakfabrik og de udvalgte referenceprodukter der livscyklusvurderes i projektet er derfor 3 typer maling, henholdsvis pulvermaling, opløsningsmiddelbaseret maling og vandfortyndbar maling. Projektet er gennemført af en arbejdsgruppe med følgende sammensætning: Arbejdsgruppe: Kim Harreskov, TEKNOS SCHOU A/S (projektansvarlig) Der har desuden været en styregruppe for projektet med følgende sammensætning: Styregruppe: Jeanne Eghoff/Lise Fogh Pedersen, Miljøstyrelsen, formand 1.1 Projektets baggrund I forbindelse med miljøindsatsen på virksomhederne er det forebyggende element blevet styrket. Tidligere var renseløsninger mest almindelige. Herefter blev det til renere teknologi i produktionen - og nu til renere teknologi i udformning og planlægning af produktet. Livscyklusvurderinger er blevet centrale. For virksomheder og myndigheder er livscyklusvurderinger vigtige fordi de sikrer at miljødiskussionen retter sig mod de reelle miljøproblemer - uanset grænser. For virksomhederne er de også et vigtigt værktøj til at være "klædt på" i diskussionen med kunder og konkurrenter. Livscyklusvurderinger er til gengæld en meget stor udfordring, fordi de er komplicerede at udføre. Det har været svært at finde brugbare værktøjer, der med en (for en producerende virksomhed) overkommelig ressourceindsats gav forståelige og anvendelige resultater. I forbindelse med UMIP-projektet er der foretaget en omfattende metodeudvikling og udarbejdet beskrivelser af hvordan livscyklusvurderinger kan gennemføres (et kort resume af UMIPs metode er givet i bilag 1). UMIP henvender sig imidlertid mest til virksomheder med stor vægt på produktudvikling. Der er derfor behov for:
1.2 Projektets formål Formålet med projektet er:
1.3 Rapportens opbygning Afsnit 4 indeholder en overordnet metodebeskrivelse, der forklarer fremgangsmåden i projektet og hvordan resultaterne kan anvendes af TEKNOS SCHOU A/S. I afsnittene 5, 6 og 7 kortlægges miljø- og arbejdsmiljøbelastninger pr. tons maling ved henholdsvis fremstilling, brug og bortskaffelse af de 3 referencemalinger. Afsnittene er opbygget så hovedresultaterne af hver livscyklusfase er sammenfattet i starten af afsnittet. Herefter følger en detailleret beskrivelse af arbejdet. Afsnit 8 og 9 indeholder en samlet miljøvurdering af de 3 livscyklusfaser samt en prioritering og udpegning af indsatsområder. Til dette arbejde er UMIPs PC-værktøj UMIPTOOL anvendt. Endelig er der opstillet forslag til løsning af de miljøproblemer der er udpeget som de vigtigste i disse 3 livscyklusfaser. I afsnit 10 foretages en overordnet screening af miljøbelastninger fra råvarer til de 3 malinger vha. MEKA-princippet, med henblik på udvælgelse af 1 til 2 råvarer til nærmere analyse. I afsnit 11 og 12 udføres en detaljeret livscyklusvurdering af 2 udvalgte råvarer (TiO2 og hærderen TGIC) og deres alternativer. Endelig indeholder afsnittene 13 og 14 en samlet evaluering af hele projektet både med hensyn til de tekniske aspekter og selve arbejdsprocessen i projektet.
2. ResuméI rapporten er der foretaget en kortlægning og vurdering af miljø- og arbejdsmiljøbelastninger samt ressourceforbrug over hele livscyklus for henholdsvis en pulvermaling, en opløsningsmiddelbaseret maling og en vandfortyndbar maling. Der er ikke valgt malinger med en specifik recept, men derimod gennemsnitsmalinger hvor "recepten" består af et gennemsnit af alle recepter fremstillet over et år af hver af de 3 hovedtyper af maling på virksomheden TEKNOS SCHOU A/S. Fremstillingsfasen Kortlægningen af miljøbelastningerne i fremstillingsfasen er baseret på en miljøgennemgang af TEKNOS SCHOU A/S foretaget i perioden 23 januar 1995 til 6 februar 1996. Miljødata fra denne gennemgang er fordelt på processer knyttet til fremstillingen af de 3 typer maling og kan derfor direkte omregnes til miljøbelastninger pr. tons produkt. Generelle miljøbelastninger som elforbrug til belysning og administration er dog fordelt på de 3 typer maling efter værdien af produkterne. Brugsfasen Da de undersøgte malinger alle er ovnhærdende vil miljøbelastninger i brugsfasen primært være belastninger fra selve påføringsprocessen, idet ovntørringen sikrer, at der ikke sker en efterfølgende afdampning af flygtige opløsningsmidler mv. hos brugeren af det malede produkt. Kortlægning af miljøbelastninger fra påføringsprocessen er sket ved at bede om oplysninger om energiforbrug og spildprocenter hos forskellige producenter af sprøjtemalingsudstyr og tørreovne. Desuden er foretaget beregning af afdampning af opløsningsmidler og en beregning af energiforbruget til opvarmning af erstatningsluft ved ventilation. Bortskaffelsesfasen Tekno Schous malinger anvendes primært på danske metalprodukter der bortskaffes til lokale produkthandlere (schredning) og derfra til Stålvalseværket i Frederiksværk (omsmeltning). Noget bortskaffes dog også med almindeligt affald til enten forbrænding eller deponering. I rapporten er der opstillet et sandsynligt scenarie for hvordan den procentvise fordeling på disse bortskaffelsesmåder er i Danmark. Der er desuden foretaget et skøn over skæbnen af maling ved henholdsvis schredning, omsmeltning, forbrænding og deponering af malede metalprodukter, idet det er vurderet hvor stor en del af malingen der ender som henholdsvis gasformige emissioner, slagge/aske, volumenaffald og kemikalieaffald. De gasformige emissioner er yderligere specificeret ved hjælp af analyser af malingen for at bestemme indholdet af bl.a. kulstof, kvælstof, chlor, svovl og tungmetaller. Miljøvurdering Miljøvurderingen af de indsamlede data er foretaget ved hjælp af en demoversion af UMIPTOOL som er et EDB-værktøj udviklet i forbindelse med UMIP-projektet. Vurderingen omfatter:
og endelig
Vurderingen er foretaget både pr. tons maling og pr. funktionel enhed. Den funktionelle enhed er valgt som: "Den mængde maling, der skal anvendes for at dække 1 m2 metalflade" hvilket svarer til ca. 135 g pulvermaling, 90 g opløsningsmiddelbaseret maling og 90 g vandfortyndbar maling. Levetiden er ikke medtaget i den funktionelle enhed, idet TEKNOS SCHOU A/S udviklingsafdeling ikke har kunnet identificere forskelle i levetid på de malede metaloverflader når malingen påføres med de anførte lagtykkelser. Resultatet af miljøvurderingen er vist i afsnit 8 og man kan for de 3 undersøgte malinger pege på følgende som de højst prioriterede indsatsområder: Processer: Stoffer: Handlingsplan I projektet er der ikke opstillet en detaljeret handlingsplan, men snarere en liste over de miljøtemaer der skal arbejdes videre med for at løse nogle af ovenstående problemer. Disse temaer er:
Der er i denne rapport kun arbejdet videre med det første problem, dvs. substitution af miljøbelastende råvarer. Screening af råvarer Da der er tale om et meget stort antal råvarer (20-40 pr. maling) har det været nødvendigt at foretage en begrundet udvælgelse af de miljømæssigt vigtigste råvarer. Denne udvælgelse er foretaget ved en rangordning af råvarerne ud fra:
Screeningen viste at de vigtigste råvarer i miljømæssig henseende er opløsningsmidlet xylen, hærderen TGIC og det hvide pigment TiO2. Xylen Det er muligt at substituere xylen i de opløsningsmiddelbaserede malinger til f.eks. parafiner eller andre kulbrinter, men de vil være langt dyrere (ca. 10 gange) og vil medfører andre problemer med arbejdsmiljømærkning mv. Et mere realistisk alternativ vil derfor være at skifte til en helt anden type maling som f.eks. vandbaseret maling eller pulvermaling som netop er de alternativer der er undersøgt i dette projekt. Der er derfor ikke foretaget yderligere undersøgelser af alternative opløsningsmidler i denne rapport. TiO2 Da TiO2 er temmelig enestående som hvidt pigment på grund af dets evne til at reflektere lys er der reelt ikke andre alternativer. TiO2 kan dog fremstilles efter 2 metoder, henholdsvis sulfatmetoden og chloridmetoden som er sammenlignet i denne rappport. Da TiO2 har en meget udbredt anvendelse, findes der mange undersøgelser og data vedrørende miljøbelastninger over hele livscyklus fra dette stof, og der er her primært anvendt data fra Buwal /8/, Tioxide /17/ og KRONOS TITAN A/S /22/ foruden almindelig håndbogslitteratur. Ved en sammenligning af miljøbelastningerne over hele livscyklus har det dog ikke været muligt at se markante forskelle i de 2 fremstillingsmetoder. Der er en tendens til at sulfatmetoden generelt giver lidt højere belastninger end chloridmetoden, men dette vil fuldstændig kunne overskygges af variationer i ganske små udledninger af f.eks. kviksølv ved en af metoderne. TGIC-hærder GIC finder i dag udbredt anvendelse som hærder i pulvermaling. TGIC har imidlertid forskellige uheldige arbejdsmiljømæssige egenskaber som f.eks. allergifremkaldende egenskaber. Fra 31. maj 1998 skal TGIC endvidere klassificeres som T-mærket (giftigt) iflg. EUs mærkningsregler. Dette har medført at TEKNOS SCHOU A/S er interesseret i at finde alternativer til TGIC og det mest lovende stof pt. er b -hydroxyalkylamid. Det er derfor disse 2 stoffer der er undersøgt og sammenlignet i rapporten. Da der ikke som for TiO2 ovenfor findes "færdige" livscyklusanalyser, har det været nødvendigt at lave en detaljeret gennemgang af fremstillingsmetoder, kemiske reaktionsligninger, ressourceforbrug og emissioner for hvert trin helt tilbage til udvinding af de primære råstoffer for begge hærdere. En sammenligning af miljøbelastningerne ved at udskifte TGIC med b -hydroxyalkylamid har vist at der er både fordele og ulemper: Fordelene er:
Ulemperne er:
Totalt set vurderes det dog at være en fordel at udskifte TGIC med b -hydroxyalkylamid, idet der formentlig er muligheder for at reducere N2O -emissionen. Samtidig prioriterer TEKNOS SCHOU A/S fjernelse af T-mærkede stoffer i produktionen højt.
3. SummaryThis report contains an inventory and an assessment of environmental impacts and occupational health impacts at manufacturing, use and end disposal of a powdered paint, a solvent based paint and a water based paint. Paints with a specific recipe have not been chosen. On the contrary, average paints were selected, where the "recipe" consists of an average of all recipes produced for each of the 3 main types over 1 year, at the factory Technos Schou A/S. Manufacturing phase The inventory of the environmental impact in the manufacturing phase is based on an environmental screening of TEKNOS SCHOU A/S made in the period from January 23, 1995 till February 6, 1996. As the environmental data from this screening are allocated to processes connected to the manufacturing of the 3 types of paint, they can be converted to environmental impact per each tonne of product. Environmental impacts, such as consumption of electricity for lighting and administration, are allocated on the 3 types of paint according to the value of the product. Utility phase As the examined paints are all hardened in an oven, the environmental impact in the utility phase will primarily be impacts from the painting process, as drying in the oven ensures that no volatility of solvents will follow when the painted product is being used. The inventory of the environmental impact from the painting process has been made by asking various producers of equipment for spray-painting and kiln-drying for information concerning energy consumption and waste percentages. Furthermore, a calculation of volatility of solvents and a calculation of the energy consumption for heating the substitution air at the ventilation has been done. Disposal phase The paints from TEKNOS SCHOU A/S are primarely used on Danish products of metal which are disposed to local product dealers (schredning) and from here to Staalvalsevaerket in Frederiksvaerk (remelting). Some products are also disposed with normal waste for either incineration or deposit. The report discloses a plausible distribution in percentages of the ways of disposal in Denmark. Subject to an assessment of the quantity of paint ending up as gas emissions, incineration ash, volume waste and chemical waste, respectively, an estimation of the destiny of paints at schredning, remelting, incineration and deposit respectively, of painted metal products has been made. In order to decide the content of carbon, nitrogen, chlorine, sulphur and heavy metals, the gas emissions have further been specified by means of analysing of the paint. Environmental assessment of manuafacturing, use and disposal The environmental assessment of the collected data has been made by means of a demo version of UMIPTOOL. This is an electronic tool developed in connection with the UMIP-project. The assessment includes:
The assessment has been made per tonne paint and per functional unit. The functional unit has been chosen as: "The quantity of paint needed to cover 1m2 of metal plate" which corresponds to approx. 135 g. of powdered paint, 90 g of solvent based paint and 90 g of water based paint. The durability of the painted metal plates are not included in the functional unit, because TEKNOS SCHOU A/S has not been able to identify differences in durability of the painted metal sufaces when the mentioned thickness of paint layers are used. The result of the environmental assessment is shown in chapter 8. For the 3 examined paints the following areas are given the highest priority: Processes: Substances: Plan of action In the project a detailed plan of action has not been made. A list of the environmental topics which are to be worked with, to solve some of the problems mentioned above, has been made. The topics are:
Only the first subject are selected to be further elaborated in this report, i.e. replacement of hazardous raw materials. Screening of raw materials Due to the big number of raw materials (20 - 40 for each type of paint ), it has been necessary to select the most important from an environmental point of view. This selection is based on evaluation of:
The screening disclosed that the essential raw materials, in an environmental point of view, were the solvent xylene, the hardener TGIC and the white pigment TiO2. Xylene It is possible to substitute xylene in the solvent based paints with e.g. paraffin's or other hydrocarbons, but they are much more expensive (a factor 10) and will impose other problems with occupational health e.g. Consequently, a more realistic alternative will be to change to a total new painting system as e.g. water based paint or powdered paint, which are exactly the alternatives investigated in this report. Thus it has been decided not to do any further investigations concerning alternative solvents in this report. TiO2 TiO2 is a supreme white pigment because of its refractive index and in real world experience, there are no practical alternatives. However, TiO2 can be manufactured by two alternative process routes called the sulphate process and the chloride process which are compared in this report. Due to the very widespread use of TiO2, there are a lot of investigations and data concerning environmental impacts through the total life cycle of this substance. Apart from general literature from handbooks, data from Buwal /8/, Tioxide /17/ og KRONOS TITAN /22/ have mostly been used in this report. By comparing the environmental impacts during the whole life cycle of TiO2 it has not been possible to encounter any substantial differences in the two process routes. Compared to the chloride process the sulphate process tends to cause higher impacts. However, this is hidden by variations in the emission of small amounts of e.g. mercury by both processes. TGIC-hardener TGIC is today widely used as hardener in manufacturing powdered paints. Unfortunately TGIC has some problematic occupational health characteristics, as e.g. allergen effects. According to EU-rules for chemicals, TGIC must be marked with the symbol T (toxic) as of May 31 1998. Therefore, Technos Schou A/S wants to substitute TGIC with a more environmentally correct substance and the most promising candidate pt. is b -hydroxyalkylamide. These two substances are the ones investigated and compared in this report. Environmental assessment of alternative rawmaterials As no final LCA's have been made in advance for hardeners as it was the case for TiO2, it has been necessary to make a detailed inventory of the manufacturing processes, chemical reactions, resource consumption and emissions for each step back to extraction of the primary raw materials. Comparing the environmental impacts by substituting TGIC with b -hydroxyalkylamide showed both improvements and recessions: Improvements:
Recessions:
Due to the possibilities to abate the emission of N2O it is in total evaluated as an improvement to substitute TGIC with b -hydroxyalkylamide. Removal of T-marked substances are additionally a high priority subject at TEKNOS SCHOU A/S.
4. Metodebeskrivelse4.1 Optimering af TEKNOS SCHOU A/S’ egne produkter Et vigtigt delmål med projektet er at give TEKNOS SCHOU A/S et værktøj til at vurdere livscykluspåvirkninger således, at
For at opfylde det første formål er der gennemført et modelarbejde på de tre udvalgte typer maling for at belyse de materialer og processer, der betinger de væsentligste miljøpåvirkninger fra malingerne. På baggrund af modelarbejdet (ved hjælp af UMIPTOOL) er der valgt nogle indsatsområder for hver malingstype for nedbringelse af miljøpåvirkninger i malingens livscyklus. Denne del af opgaven er i det følgende omtalt i afsnit 4.1. Det andet formål er ikke opfyldt i nærværende projekt, da det kræver et snævert samarbejde med TEKNOS SCHOU A/S’ kunder om udvikling af produkttilpassede malinger. Dette arbejde vil være en naturlig fortsættelse af nærværende projekt og der er derfor i afsnit 4.2 givet en kort beskrivelse af hvad et sådant projekt kunne omfatte. 4.1 Optimering af TEKNOS SCHOU A/S’ egne produkter 4.1.1 Generelle betragtninger Som grundlag for Tekno Schous LCA-arbejde er det langsigtede mål, at der produceres en pulje af "bundkort" for de vigtigste typer af råvarer, fremstillingsprocesser, malemetoder, produkter der males og bortskaffelsesmetoder som illustreret i fig. 4.1. Fig. 4.1 Eksempler på bundkort Se her Hvert bundkort beskriver miljø- og arbejdsmiljøbelastninger knyttet til en lille del af livscyklus for en maling, hvor alle miljøbelastninger er ført "tilbage til jord". Bundkortene kan kombineres til samlede livscyklusbeskrivelser af forskellige malinger. "Råvarekortene" består af 1 kort pr. råvare, der indeholder oplysninger om alle miljøbelastninger knyttet til råvaren frem til TEKNOS SCHOU A/S, incl. transport. "Proceskortene" består af 1 kort pr. malingstype, der indeholder oplysninger om miljøbelastninger fra processer på TEKNOS SCHOU A/S knyttet til fremstilling af malingen. "Brugskort (1)" består af 1 kort pr. malemetode for hver type maling. Det antages her at disse kort kan laves stort set uafhængigt af, hvilke produkter der males. "Brugskort (2)" består af 2 kort for hver færdigvare der males. Et kort der indeholder en samlet model for færdigvaren til brug for levetidsvurderinger og et kort der beskriver miljøbelastninger fra malingen i brugsfasen for færdigvaren. "Bortskaffelseskortene" består af 1 kort pr. bortskaffelsesmetode for hver type maling. Det antages, at miljøbelastningerne kan opgøres stort set uafhængigt af hvilket produkt malingen sidder på. 4.1.2 Afgrænsninger I forbindelse med projektet har det været nødvendigt at foretage en række afgrænsninger for at overholde den økonomiske projektramme. Disse afgrænsninger er til dels beskrevet i det oprindelige projektoplæg, men er præciseret yderligere her.
4.1.3 Fremstilling, brug og bortskaffelse Først er der opstillet en model for fremstilling, brug og bortskaffelse af hver af de 3 typer maling bestående af proceskortet, brugskort og bortskaffelseskortet for hver type maling, som illustreret i fig. 4.2.
Fig. 4.2 Model 1 Ved hjælp af denne model 1 blev de processer og råvarer, som medfører de største miljøbelastninger under fremstilling, brug og bortskaffelse af de 3 typer maling, identificeret. I model 1 negligeres bidrag fra transport, idet de ikke er en "indbygget" egenskab i denne del af livscyklus for malingen, men afhænger af hvilken færdigvare malingen anvendes til. Funktionel enhed Som funktionel enhed er valgt: "Den mængde maling, der skal anvendes for at dække 1 m2 metalplade" Hvilket svarer til ca. 135 g pulvermaling, 90 g opløsningsmiddelbaseret maling og 90 g vandfortyndbar maling. En funktionel enhed der inddrager levetiden kunne f.eks. være "1 m2 stålplade malet i 10 år". Det forudsættes her at en stålplade malet med henholdsvis pulvermaling, opløsningsmiddelbaseret maling eller vandfortyndbar maling vil have forskellige levetider alt andet lige. En nærmere vurdering af dette spørgsmål foretaget af TEKNOS SCHOU A/S udviklingsafdeling har dog ikke kunnet identificere nogle væsentlige forskelle i levetiden, således at anvendelig funktionel enhed stadig vil være "Den mængde maling der skal anvendes for at dække 1m2 metalplade". Miljøbelastningerne er opgjort for henholdsvis 1 tons maling og for 1 funktionel
enhed. Opgørelse Fremstillingensfasens miljøbelastninger, for de 3 typer maling, er kortlagt på grundlag af de data der i forvejen findes om virksomhedens processer og miljøbelastninger fra miljøstyringsarbejdet på TEKNOS SCHOU A/S og ud fra dette er foretaget en beregning af miljøbelastninger og arbejdsmiljøbelastninger pr. tons produkt. Brugsfasens miljøbelastninger som er knyttet til maleoperationen hos TEKNOS SCHOU A/S´ kunder er opgjort for alle 3 typer maling ved at vælge en relevant maleproces. I praksis er der lavet en teoretisk opgørelse af miljøbelastningerne fra et maleanlæg, hvor man opgør el-, vand- og gasforbrug samt emissioner, affald og arbejdsmiljø, alt pr. tons forbrugt maling. Miljøbelastningerne er beregnet/skønnet ved at vurdere, hvilket procesudstyr der kunne være relevant og ved at bruge kendskab til malingens sammensætning og leverandørdata for det relevante procesudstyr. Opgørelsen af miljøbelastninger hos brugeren som skyldes den anvendte maling vil være helt afhængig af, om der foreligger nogle undersøgelser af f.eks. afdampning, allergi eller lignende hos brugerne, f.eks. i forbindelse med en evt. klassificering efter Dansk Indeklima Mærkning. Problemet med sådanne undersøgelser er imidlertid, at de kun identificerer et problem ved selve færdigvaren, f.eks. allergi, men ikke om årsagen er malingen eller f.eks. anvendte skæreolier. Hvis der er mistanke om, at et problem skyldes malingen, skal dette yderligere dokumenteres f.eks. gennem oplysninger fra leverandører om, hvilke stoffer der kan tænkes at afdampe fra de enkelte komponenter i malingen, samt modelberegninger af afdampningen. For de valgte typer maling, der alle er ovnhærdende, vil afdampning fra færdigvaren i princippet være 0, så man kan tillade sig at se bort fra en påvirkning fra malingen i brugsfasen. Bortskaffelsesfasens miljøbelastninger kortlægges ved at antage et typisk
bortskaffelsesscenarie for metalprodukter der fordeler bortskaffelsen på henholdsvis
schredning/klipning med henblik på omsmeltning/genanvendelse eller afbrænding i et
kommunalt forbrændingsanlæg. Miljøeffekten er vurderet ved at analyserer
grundstofindholdet i de 3 typer malinger samt ved at vurdere hvordan disse stoffer vil
fordele sig ved schredning/ klipning/omsmeltning eller ved afbrænding i et
forbrændingsanlæg. Vurdering Vurderingen er udført ved hjælp af UMIP’s værktøj, idet de vægtede miljøeffektpotentialer er beregnet fordelt på livscyklusfaser og kilderne: materialeforbrug En given miljøbelastning kan imidlertid ikke direkte føres tilbage til f.eks. en proces eller et bestemt stof. Identifikation af hvilke processer, emissioner eller råvarer der medfører miljøbelastningen er derfor foretaget rent manualt ved at 0-stille emissionen af et bestemt stof fra en proces og vha. modellen se miljøeffekten. Herved kan man identificere, hvilken miljøeffekt det aktuelle stof i den aktuelle proces giver. Herefter er der foretaget en konkret vurdering af den aktuelle proces og emission med henblik på at lokalisere årsagen i form af en bestemt råvare eller selve procesopbygningen. Resultatet af vurderingen i første trin er således en identifikation af processer og råvarer der er problematiske i livscyklusfaserne fremstilling, brug og bortskaffelse. 4.1.4 Råvarer I andet trin fokuseres på råvarersubstitutioner, hvor man ændrer malingernes sammensætning for at opnå miljøforbedringer. Som illustreret i fig. 4.3 består model 2 af en beskrivelse af miljøbelastningerne
ved fremstilling af udvalgte råvarer og deres alternativer samt miljøbelastningerne fra
fremstilling, brug og bortskaffelse af malingerne Model 2 er ikke en komplet model over en malet flade, fordi der mangler data for en række råvarer, der ikke er beskrevet. De råvarer, der er medtaget i modellen er udvalgt efter de principper, der er nævnt under afgrænsningen. Fig. 4.3 Model 2 Se her Funktionel enhed Ændring af malingens sammensætning kan have konsekvenser for malingens holdbarhed. For at kunne foretage vurdering af ændringerne ville det derfor være ønskeligt at kunne vurdere om råvaresubstitutionerne ænderer levetiden af produktet. I praksis er det ikke muligt at give en kvantitativ vurdering af hvordan holdbarheden af malingen ændrer sig, selvom det er muligt at få en ide om størrelsesordenen ved accelerede laboratorieforsøg. Miljøbelastningerne før og efter substitution af råvarerne er derfor kun opgjort pr tons maling. Der er dog givet enkelte kvalitative kommentarer vedrørende ændring af malingens holdbarhed i rapporten. Hvis levetiden af malingen er uændret, efter substitution af en råvare, kan model 2 direkte bruges til at vurdere forskellen i miljøbelastning over hele livscyklus. Hvis levetiden ændres ved substitutionen, vil modellen kun delvist beskrive forskellene, idet der stadig mangler miljøbelastninger fra en række råvarer i opgørelsen. Med tiden vil antallet af råvarer der er beskrevet dog øges og beslutningsgrundlaget ved substitution kan forbedres. Et eksempel Hærder a udskiftes med hærder b i pulvermaling, hvorved problemet med allergi fjernes, men levetiden af malingen reduceres til f.eks. det halve. Alle miljøbelastninger i malingen med hærder b skal derfor ganges med en faktor 2 ved sammenligning med malingen med hærder a. Da man kun kender miljøbelastningerne fra nogle af råvarerne vil miljøbelastningerne fra malingen med hærder b blive undervurderet. Livscyklusvurderingen af råvarerne til de 3 referenceprodukter er opdelt på en overordnet screening og en mere detaljeret livscyklusvurdering af udvalgte råvarer (udvalgt på baggrund af screeningen). Screening Hver af de 3 referenceprodukter er fremstillet af et meget stort antal forskellige råvarer (20-40 pr. maling) og det vil være ikke være muligt at lave en komplet livscyklusvurdering af alle disse råvarer indenfor rammerne af dette projekt. Det er derfor nødvendigt at foretage en begrundet udvælgelse af de væsentligste råvarer til livscyklusvurderingen. Denne udvælgelse foretages ved en rangordning af råvarerne ud fra:
Vægt Vægtkriteriet anvendes sådan at råvarer der indgår i meget lille mængde simpelthen frasorteres helt. Der er dog foretaget en vurdering af om der blandt de frasorterede råvarer er komponenter med en særlig miljøbelastning ud fra den viden der findes i branchen. Materiale- og energiforbrug samt farlige Herefter er det søgt at fremskaffe oplysninger om materialeforbrug, energiforbrug og indhold/udledning af farlige stoffer ved fremstillingen af de resterende råvarer helt tilbage til udvinding af de primære råvarer (dvs. tilbage til "jord"). Oplysningerne er søgt i:
Udpegning af de råvarer der medfører de største miljøproblemer ved fremstilling, brug og bortskaffelse er sket i første del af rapporten. Miljøbelastninger i fremstilling, brug og bortskaffelse Detaljeret livscyklusvurdering Da der kun i sjældne tilfælde findes "færdige" livscyklusvurderinger af råvarer er det som regel nødvendigt at udføre vurderingen ved at sammenstykke oplysninger om de underliggende produktionstrin helt tilbage fra udvindingen af primærråvarer frem til den undersøgte råvare (f.eks. TGIC). Procestræ Fremstillingen af kemiske produkter omfatter ofte et stort antal produktionstrin, f.eks. som illustreret i nedenstående figur 4.4. Fig. 4.4 Procestræ for fremstilling af hærderen TGI/14/,/15/,/16/ og /18/. Se her Den detaljerede livscyklusvurdering af de udvalgte råvarer starter med at opstille et sådan procestræ ud fra de oplysninger om fremstillingsmetoder der kan findes i almindelig kemisk håndbogslitteratur F Screeningsmatrix Med denne beskrivelse som grundlag foretages der en kvalitativ vurdering af ressourceforbrug, emissioner til ydre miljø og arbejdsmiljøpåvirkninger ved hver enkelt proces. Resultatet af denne vurdering er sammenfattet i en screeningsmatrix. Formålet med screeningsmatricen er at få et første overblik over hvilke forbrug og emissioner der teoretisk set kan forekomme. Screeningsmatricen kan bruges som en form for "checkliste" der sikrer at man ikke overser vigtige emissioner, når de kvantitative oplysninger skal sammenstykkes. Massebalance For at finde de mængdemæssige sammenhænge mellem de enkelte trin i procestræet opstilles de kemiske reaktioner der binder kasserne i figuren sammen, f.eks.: N2 + 3 H2 2 NH3 Ud fra disse sammenhænge kan forbruget af hver enkelt stof pr. 1000 kg TGIC beregnes i mol og kg ved hjælp af massebalancer. Dataindsamling For en del af stofferne i procestræet er det muligt at finde data om forbrug og emissioner, evt. i form af komplette LCA- vurderinger. F.eks. viste analysen af TGIC at det var muligt at finde næsten færdige LCA-vurderinger af chlor, propylen og calciumcarbonat. Derimod var det kun muligt at finde oplysninger om luftemissioner for fremstillingen af ammoniak og urea. Kilder til disse oplysninger er f.eks. /8/, /10/, /12/, /14/, /17/ og /19/ Beregning pr. tons råvarer Disse oplysninger om emissioner er normalt givet som emission pr. kg af det aktuelle stof og skal derfor omregnes til emission pr. 1000 kg undersøgt råvare (f.eks. TGIC) ved hjælp af massebalancen. Disse omregninger er foretaget i bilag 1.1-1.6 og 2.1-2.6. Af disse bilag fremgår også de grundliggende oplysninger om hvert enkelt stof og kilden til disse oplysninger. Arbejdsmiljø Det har ikke været muligt at finde kvantitative oplysninger om arbejdsmiljø ved gennemgang af de enkelte stoffer. Arbejdsmiljøoplysninger er derfor kun givet som en tabel der sammenfatter kvalitative informationer om de enkelte stoffers faremærkning og egenskaber. Miljøvurdering Den sammenlignende miljøvurdering er udført ved hjælp af UMIPs metode (bilag 1). 4.2 Malingens indflydelse på færdigvarens miljøbelastninger Malingens egenskaber vil have betydning for et produkts levetid, materialevalg og den måde et produkt fremstilles på, og vil derved inddirekte kunne påvirke miljøbelastninger fra produktet som ikke stammer fra malingen i sig selv. 4.2.1 Levetid Forestiller man sig et produkt, f. eks. en lampe, der kasseres, når malingen er blevet slidt eller skrammet, vil malingens levetid bestemme levetiden for det samlede produkt. Dette vil ofte være tilfældet fordi produkter sjældent er konstrueret så hensigtsmæssigt at det samlede materialevalg, samlinger og finish afspejler en bestemt levetid (når malingen er slidt, så er lampens skærm også bulet, samlingerne er blevet løse og el-installationen er måske defekt). I praksis betyder det, at der i model 2 i det foregående afsnit også skal indsættes et produktkort, der beskriver de samlede miljøbelastninger fra produktet, udover de miljøbelastninger der kan tilskrives malingen. 4.2.2 Materiale- og procesvalg For at undersøge de mulige konsekvenser for materiale- og procesvalg, er der herunder set på de forskellige faser i livscyklus. De viste tænkte eksempler skal illustrere, at sådanne indirekte koblinger kan forekomme. Råvarefasen: Fx: Anvendelse af stål i stedet for aluminium ved benyttelse af en rustbeskyttende lak forudsat, at lampens vægt ikke er en designspecifikation. Fremstillingsfasen: Fx: Ved anvendelse af en lak, der tåler påfølgende formgivning af pladen, kan lampens dele presses og bukkes af lakeret plade. Herved reduceres arbejdsmiljøpåvirkningerne, materialetabene og emissionen ved lakeringen, da lakering af store plane flader kan gennemføres med mindre miljøpåvirkninger. Forbrugsfasen: Bortskaffelsesfasen: Fx: Samme eksempel som ved råvarefasen. Stål som materiale medfører andre miljøpåvirkninger i bortskaffelsesfasen end aluminium. Som tidligere nævnt er dette aspekt dog ikke behandlet yderelige i denne rapport.
5. Fremstillingsfasen5.1 Referenceprodukterne Formål Formålet med denne del af projektet har været, at opgøre miljø- og arbejdsmiljøbelastningerne knyttet specielt til fremstilling af de 3 valgte referenceprodukter på TEKNOS SCHOU A/S. Opgaven bestod i at "vende" miljødata fra miljøgennemgang af hele virksomheden til produktrelaterede miljødata. Fremgangsmåde For at undgå en teoretisk fordeling af de samlede miljøbelastninger ud fra produktmængde, produktværdi eller andre allokeringskriterier, er det valgt at opgøre miljøbelastningerne direkte fra de enkelte processer der indgår ved fremstilling af referenceprodukterne. Dette er mere tidskrævende men er i overensstemmelse med principperne beskrevet i UMIP-projektet og i øvrigt nødvendigt for at kunne identificere, hvor miljøbelastningerne stammer fra - og en forudsætning for at kunne lave miljøforbedringer. Det har dog kun været muligt til en vis grad, idet:
Opgørelsen omfatter energiforbrug (el, naturgas), vandforbrug, affald (volumenaffald og farligt affald), luftemissioner (VOC og støv), spildevand (COD) og kemisk arbejdsmiljø (allergi og neurotoxiske påvirkninger). Resultat Resultatet af opgørelsen er sammenfattet i tabel 5.1, der viser nøgletal for miljøbelastningerne pr. tons af de 3 referenceprodukter. Afsnit 5.3 indeholder en detaljeret beskrivelse af, hvordan data er fremkommet for de enkelte miljø- og arbejdsmiljøpåvirkninger samt en vurdering af usikkerheden på data. Usikkerhedsvurderingen er angivet i tabel 5.1 som en skønnet variationskoefficient for hver type miljøpåvirkning. Tabel 5.1 Nøgletal for fremstillingsfasen Se her Miljøvurdering af fremstillingsfasen I nedenstående fig. 5.1 er de vægtede effektpotentialer for ydre miljø og arbejdsmiljø og det vægtede ressourceforbrug vist ved fremstilling af alle 3 typer maling. Det fremgår tydeligt at mængden af farligt affald er den dominerende ydre miljø effekt i fremstillingsfasen for alle 3 typer maling. Det er dog vigtigt at pointere at dette til dels skyldes den normalisering og politiske vægtning der foretages i UMIPs værktøj. Mængden af farligt affald pr. tons maling er af samme størrelsesorden som mængden af volumenaffald pr. tons maling, men set i forhold til den samlede produktion af affald i Danmark (normalisering) er mængden af kemikalieaffald pr. tons stor, hvorimod mængden af volumenaffald pr. tons ikke er specielt stor. Arbejdsmiljøprofilen er vægtet efter antallet af anmeldte arbejdsskader pr. belastningstime, og talværdien udtrykker dermed antallet af forventede anmeldelser pr. tons maling. Den dominerende potentielle arbejdsmiljøeffekt er nerveskade som især skyldes en mulig påvirkning fra xylen ved fremstilling af den opløsningsmiddelbaserede maling. En noget mindre potentiel effekt er allergipåvirkning fra TGIC-hærderen ved fremstilling af pulvermaling. Ressourceforbruget er primært forbrug af naturgas til opvarmning og forbrug af stenkul til produkton af elektricitet. Fremstilling af pulvermaling medfører det største ressourceforbrug. Følsomhedsanalyse Usikkerhederne på de opgjorte forbrug og emissioner er vist i tabel 5.1. For ydre miljø vil konklusionen om at farligt affald er det største problem kun være korrekt hvis man ser de 3 referenceprodukter under et, idet den samlede mængde af farligt affald er bestemt ved vejning indenfor +/- 5%. Fordeling af mængden på produkter er og mængden af farligt affald fra det enkelte produkt kan derfor teoretisk være 0 (-100%). En anden stor usikkerhed optrædderimod forbundet med stor usikkerhed (+/- 100 %)e r i forbindelse med klassificeringen af farligt affald fra TEKNOS SCHOU A/S, idet noget farligt affald (f.eks. opløsningsmiddel affald) kan betragtes som giftigt affald mens andet (afhærdet pulvermaling) kan betragtes som inert affald. I miljøvurderingen vist i fig. 5.1 er hele mængden af farligt affald opgjort som giftigt affald. Hvis det omvendt antages at hele mængden kan betragtes som inert affald vil søjlen farligt affald helt forsvinde i miljøvurderingen og de væsentligste effekter vil blive volumenaffald, fotokemisk ozondannelse fra opløsningsmidler og drivhuseffekt pga. elforbrug. For at verificere konklusionen om at farligt affald er det største problem vil det derfor være nødvendigt at bestemme mængderne ved de enkelte processer mere præcist. Samtidig bør mængden evt. opdeles i 2 kategorier, henholdsvis inert affald til KommuneKemi og giftigt affald til KommuneKemi.
Fig 5.1 Vægtede miljø- og arbejdsmiljøeffektpotentialer i
fremstillings- 5.1 Referenceprodukterne 5.1.1 Valg af referenceprodukter Som referenceprodukter er der valgt 3 ovntørrende produktserier af henholdsvis pulvermaling, opløsningsmiddel baseret maling og vandfortyndbar maling til overfladebehandling af metalemner. Der er valgt 3 traditionelle produktserier ud fra følgende begrundelser:
Ved at vælge 3 serier af referenceprodukter dækkes et større udsnit af virksomhedens
produktion, idet hver serie består af en række malinger med hver sin recept. 5.1.2 Sammensætning af referenceprodukterne Referenceprodukternes sammensætning er beskrevet ved en bruttorecept der er sammensat af recepterne for de enkelte malinger der indgår i serien. Recepten er således beskrevet ved et gennemsnitligt indhold og en variationskoefficient for alle råvarer der anvendes i den pågældende serie. Bruttorecepterne for de 3 serier er vist i tabel 5.2. Tabel 5.2 Referenceprodukter Se her 5.2 Fremstilling af referenceprodukterne Virksomheden TEKNOS SCHOU A/S er opdelt i to fysisk adskilte lokaliteter. Adressen Industrivej 19 rummer direktion, salg og øvrig administration. Her foregår virksomhedens produktion af pulvermaling og opløsningsmiddelholdige malinger. Endvidere findes pulver- og vådmalingslaboratorierne på denne adresse. Tværvej 6 i Lunderskov huser produktionen af vandfortyndbare malinger samt den dertil hørende driftskontrol. 5.2.1 Pulvermaling Fremstilling af pulvermaling sker ved de processer der er vist i figur 5.2 Fig. 5.2 Flowdiagram, pulvermaling Se her Forblanding De forskellige komponenter (bindemidler, fyldstoffer, hærdere, additiver og pigmenter) afvejes i et blandekar. Karret transporteres på en trækvogn til forblander. Blandekarret fastspændes til en blandemaskiner (forblander) og timeren indstilles på den ønskede blandetid. Blandingen foregår ved, at en rotor i bunden hvivler pulveret rundt i karret. Extrudering Efter endt blanding transporteres karret til ekstruder. Karret hejses op på en platform over ekstruderen. Der åbnes for karrets bund, pulverblandingen ledes til en doserer, der virker som buffer. I bunden findes en snekke, der bringer forblandingen videre i processen. Extruderens snekker fører blandingen frem gennem to dispergeringskamre, hvor den under varmepåvirkning (ca. 100 ° C) bliver en flydende masse. Herefter ledes den flydende masse gennem valser ud på et afkølingsbånd, hvorefter det knuses til mellemproduktet, chips. Snekker, valser og transportbånd aftørres med opløsningsmidler efter hver charge. Formaling De producerede chips opsamles i kar og transporteres til møllerum. Her hejses karret op på en platform over møllen. Ved hjælp af en kraftig luftstrøm bliver de producerede chips ved hjælp af vacuum ført frem til møllehuset, hvor de knuses. De anvendelige pulverpartikler udskilles i en cyklon. Gennem en sluse i bunden af cyklonen tappes pulveret. Den ikke anvendelige del af pulverpartiklerne (kaldet finstøv) udskilles i et posefilter. Såfremt pulveret skal have en meget ensartet kvalitet ledes pulveret gennem en sigte. Herefter aftappes i 20 kg foldekasser, 500 kg trippel well bølge papkasser eller 800 kg Fairflex genbrugsemballage (big bags). Rengøring Kar, som anvendes til forblanding, rengøres med vand. Kar, som anvendes til chips, støvsuges og aftørres med opløsningsmidler. Hver 14. dag rengøres maskindele, enten ved aftørring med opløsningsmidler eller ved at nogle af delene stilles i cylindre indeholdende en stripper (p.t. en blanding af myresyre og methylenchlorid) og opbevares i et kar indeholdende opløsningsmidler (100 l) for at forhindre korrosion. 5.2.2 Opløsningsmiddelbaseret maling Fremstilling af opløsningsmiddelbaseret maling sker ved de processer, der er vist i figur 5.3. Fig. 5.3 Flowdiagram, opløsningsmiddelbaseret maling Se her Forblanding De forskellige komponenter (bindemidler, fyldstoffer, hærdere, additiver, fortynder og pigmenter) afvejes i et blandekar af forskellige størrelser. Nogle råvarer pumpes direkte i blandekarret fra tanklagre. Tromler ophænges, således at råvaren kan hældes direkte i karret. Små mængder flydende råvarer tilsættes via litermål. Blandingen omrøres af en dissolver, indtil ønskelig dipersionsgrad er opnået. Rivning Efter forblandingen transporteres blandekarret til en perlemølle. I perlemøllen sønderdeles de stærke sammenhobninger (agglomerater) af pigmenter, der er dannet under lagring og transport. Den samme maling rives evt. flere gange, alt efter type. Efter hver rivning nedvaskes karret med opløsningsmiddel. Færdigblanding Efter rivningen tilsættes resterende råvarer (opløsningsmiddel, bindemiddel m.v.) under omrøring. Toning Hvis nuancen af malingen ikke er tilfredsstillende, bliver den tonet ved tilsætning af farvepasta under omrøring, indtil farven stemmer med kundens ønske. For at kunne sammenligne malingen med kundens reference udføres en prøveopsprøjtning i en sprøjtekabine. Når farven er godkendt af laboratoriet kan malingen tappes. Aftapning Inden aftapningen omrøres malingen. Karret indholdende maling hejses op på en platform eller i en kæde, alt efter størrelsen af karret. Malingen kan tappes i emballage, som kan være dåser, spande eller tromler af forskellig størrelse. Rengøring Kar til maling rengøres i en vaskemaskine med en blandingsfortynder som rensevæske. De eventuelle malingsrester som vaskemaskinen ikke har fjernet, fjernes manuelt med børste og rensevæske. 5.2.3 Vandfortyndbar maling Vandfortyndbar maling fremstilles ved de processer, der er vist i figur 5.4. Fig. 5.4 Flowdiagram, vandfortyndbar maling Se her Fremstillingsprocesserne for vandfortyndbar maling er præcis de samme som for opløsningsmiddelbaseret maling, dvs. forblanding, rivning, færdigblanding, toning og aftapning, der henvises til beskrivelsen under punkt 5.2.2. Rengøring Blandekarrene rengøres med højtryksrenser og rent vand til vask af kar. De eventuelle malingsrester, som ikke fjernes herved, fjernes manuelt med børste og evt. sæbeopløsning. Det anvendte vaskevand fældes med fældningskemikalier, dekanteres og ledes til det offentlige kloaksystem. Slamresten opsamles og afbrændes på Skærbækværket. 5.3 Emissioner og arbejdsmiljøpåvirkninger Emissioner og arbejdsmiljøpåvirkninger ved fremstilling af referenceprodukterne fremgår af de følgende sider. Oplysningerne er samlet i en tabel for hver type emission. Hver tabel fordeler emissionen på henholdsvis på de 3 referenceprodukter og på de underliggende fremstillingsprocesser. Opgørelsen omfatter følgende emissioner og arbejdsmiljøpåvirkninger:
Oplysningerne er generelt baseret på en miljøgennemgang af produktionen udført af TEKNOS SCHOU A/S' medarbejdere i perioden 23 jan til 6 feb 1995. Tallene for hver delproces fra denne 14. dages periode er herefter opskaleret til årstal ud fra forholdet mellem produceret mængde i alt i 1995 og produceret mængde i 14. dages perioden. De specifikke emissioner pr. kg produkt er beregnet som emissionen for hele 1995 divideret med årsproduktionen. Bidrag til administration og diverse er beregnet som de målte totaltal for forbrug eller emission i 1995 for TEKNOS SCHOU A/S minus forbruget/emissionen knyttet til processerne, opgjort som angivet ovenfor. Dette bidrag er herefter fordelt på de 3 produkttyper efter produktværdien, dvs. efter forholdet mellem omsætningen i 1995 af henholdsvis pulver-, opløsningsmiddelbaseret og vandfortyndbar maling. De anvendte omregnings- og skaleringsfaktorer er samlet i nedenstående tabel 5.3 Tabel 5.3 Omregnings- og skaleringsfaktorer
5.3.1 Energiforbrug El- og naturgasforbruget for 1995 er vist i tabel 5.4 og 5.5. Fremskaffelse af basisdata Elforbrug Det samlede elforbrug for TEKNOS SCHOU A/S' afdelinger i Vamdrup og Lunderskov er målt. Elforbruget ved de enkelte processer er skønnet ud fra aflæsning af mærkepladeeffekter og et skøn over driftstider på alt elforbrugende procesudstyr i registreringsperioden 23.01.95-06.02.95. Herved introduceres en fejl, idet alle maskiner ikke belastes fuldt ud svarende til mærkepladeeffekten. Ud fra erfaringer skønnes det reelle effektforbrug i gennemsnit at være 25-50 % lavere end mærkepladeeffekten. For at imødegå dette, er det beregnede elforbrug reduceret med 30%. Elforbruget til ventilation er beregnet som summen af mærkepladeeffekterne på alle ventilatorer ganget med en samlet skønnet driftstid på 5000 timer i 1995. Elforbrug til administration og diverse er opgjort som differensen mellem det samlede elforbrug og forbruget til procesudstyr og ventilation. Dette forbrug er herefter fordelt på de 3 produkttyper efter produktværdi. Naturgasforbrug TEKNOS SCHOU A/S anvender kun naturgas til rumopvarmning (adm.+div.). Forbruget på de enkelte processer er derfor 0. Gasforbruget er målt særskilt for Vamdrup og for Lunderskov. Det samlede forbrug er fordelt på de 3 produkttyper efter produktværdi. Vurdering af usikkerhed på data Usikkerheden ved vurdering af elforbruget ud fra mærkepladeeffekten skønnes at ligge indenfor +/- 25%. Tilsvarende skønnes det, at driftstiden er bestemt med en usikkerhed på +/- 25%. Den samlede usikkerhed skønnes derfor at ligge indenfor +/- Ö (252+252)% = +/- 35%, dvs. variationskoefficienten = 0,35. Usikkerheden på det samlede forbrug, der er målt, er dog sat til +/- 5%. Usikkerheden på det samlede naturgasforbrug er sat til +/- 5%, da der er tale ceres ved at fordele forbruget efter produktværdien kan ikke vurderes, men den sættes her til +/- 25 %. Den samlede usikkerhed vurderes at ligge indenfor +/- 25 %, dvs.om en direkte måleraflæsning. Usikkerheden der introdu variationskoefficienten = 0,25. Tabel 5.4 Elforbrug Se her Tabel 5.5 Gasforbrug Se her 5.3.2 Vandforbrug Vandforbruget for 1995 er opgjort i tabel 5.6. Fremskaffelse af basisdata Det samlede vandforbrug for henholdsvis Vamdrup og Lunderskov er bestemt ved måling. Vandforbruget ved de enkelte processer er målt eller skønnet af medarbejderne. Vandforbrug til administration og diverse (sanitært spildevand) er opgjort som differensen mellem det samlede vandforbrug og forbruget til de enkelte processer. Dette forbrug er herefter fordelt på de 3 produkttyper efter produktværdi. Vurdering af usikkerhed på data Usikkerheden på det samlede vandforbrug er sat til +/- 5 %, da der er tale om en direkte måleraflæsning. Usikkerheden ved fordeling af vandforbruget på referenceprodukter skønnes til +/- 25%. Den samlede usikkerhed vurderes at ligge inden for +/- 25 %, dvs. variationskoefficienten = 0,25. Tabel 5.6 Vandforbrug Se her 5.3.3 Affald Mængden af volumenaffald og farligt affald i 1995 er opgjort i tabel 5.7 og 5.8. Fremskaffelse af basisdata Volumenaffald Den samlede mængde af volumenaffald er opgjort ud fra oplysninger fra renovatørerne på vejesedler. Volumenaffaldet består af almindelig industrirenovation og blik- og stålaffald. Affaldsmængderne ved de enkelte processer er vurderet ved en stk. opgørelse (antal spande, poser, dunke mv.) og et skøn over vægten af de de enkelte stk. Affaldsmængden fra administration og diverse er opgjort som differensen mellem de samlede affaldsmængder og affaldsmængderne fra de enkelte processer. Denne mængde er herefter fordelt på de 3 afdelinger ud fra produktværdien. Farligt affald De samlede mængder af farligt affald fra TEKNOS SCHOU A/S er opgjort ved vejesedler fra renovatører og fakturarer fra KommuneKemi. Farligt affald er defineret som affald, der skal afleveres til KommuneKemi eller til anden godkendt behandling efter dispensation. Mængden af farligt affald ved de enkelte processer er skønnet af medarbejderene ved opgørelse af stk. og skøn af vægt af dunke, tromler mv. Mængden af farligt affald fra administration og diverse omfatter fejlproduktioner og farligt affald fra specialproduktioner. Vurdering af usikkerhed på data Usikkerheden ved opgørelse af den samlede affaldsmængde er sat til +/- 5 %, da der er tale om et vejeresultat. Usikkerheden ved opgørelse og fordeling af affaldsmængder ved de enkelte processer er skønnet til +/- 100 % . Den samlede usikkerhed vurderes at ligge indenfor +/- 100 %, dvs. variationskoefficienten = 1,0. Tabel 5.7 Volumenaffald Se her Tabel 5.8 Farligt affald Se her 5.3.4 Luftemissioner Mængden af støv og VOC der emitteres til luft er opgjort i tabel 5.10 og 5.11. Fremskaffelse af basisdata Støv Støvemissionen forekommer fra forblanding i alle 3 afdelinger samt fra formaling og opsprøjt i pulverafdelingen. Støv afkastes gennem posefiltre og emissioner er skønnet ved at antage at emissionen ikke overstiger 5 mg/m3 fra posefiltret. Denne koncentration er herefter ganget med luftmængden i 14 dages perioden. Støvemissionen fra alle øvrige aktiviteter er sat til 0. VOC Der findes ikke data for de samlede VOC-emissioner fra TEKNOS SCHOU A/S eller fordelingen på de enkelte processer. Den specifikke VOC-emission fra referenceprodukterne er derfor skønnet ud fra råvaresammensætningen (indholdet af opløsningsmidler i råvarerne) og en vurdering af, hvilket VOC-tab disse opløsningsmidler giver i processerne forblanding, rivning, færdigblanding, tapning og rengøring. Denne vurdering er baseret på data fra Brancheorientering nr. 5 fra Miljøstyrelsen /23/, idet specielt eksempel 3 i denne rapport, vedrørende industrimaling, er baseret på tidligere målinger af VOC-emissioner på TEKNOS SCHOU A/S. Indholdet af opløsningsmidler er opgjort til henholdsvis 0% i pulverlakken, 34,4 % i den opløsningsmiddelbaserede lak og 1,77 % i den vandbaserede lak. Tabet af opløsningsmidler ved 50% opløsningsmidler i råvarerne er i brancheorienteringen opgjort som vist i tabel 5.9. Tabel 5.9 Emissionsfaktorer for opløsningsmidler
Ved almindelig forholdsregning kan disse tal omsættes til VOC emissionen ved de aktuelle indhold af opløsningsmidler på 0%, 34,4% og 1,77% . Usikkerheden er skønnet til +/- 100 %, dvs. variationskoefficienten er 1,0. Tabel 5.10 Støvemission Se her Tabel 5.11 VOC-emission Se her 5.3.5 Spildevand Spildevandet er analyseret for almindelige parametre som COD, BI5, SS, KIF, bundfald og pH. Her er valgt COD som beskrivelsesparameter. Udledte COD-mængder for 1995 er opgjort i tabel 5.10. Fremskaffelse af basisdata COD mængden i procesudløbet fra Vamdrup er bestemt ved analyse af 4 tidsproportionale prøver for COD kombineret med et skøn over den månedligt udledte processpildevandsmængde (15 m3/måned). COD mængden i procesudløbet fra Lunderskov er bestemt ved analyse af 4 flowproportionale prøver for BI5 kombineret med et skøn over den ugentlige vandmængde (20 m3/uge i 46 uger). COD er sat lig 2,12 x BI5 ud fra litteraturoplysninger. COD mængden i sanitært spildevand er bestemt som det årlige vandforbrug til administration + diverse (4.697 m3) ganget med en gennemsnitlig COD koncentration for sanitært spildevand på 530 mg/l (litteraturværdi). COD-mængden er herefter fordelt på de 3 afdelinger ud fra produktværdien. Vurdering af usikkerhed på data Spredningen på COD bestemmelserne er +/- 25%. Spredningen på BI5 bestemmelserne er +/- 80 %. De sande middelværdier skønnes at ligge indenfor +/- 2x spredningen dvs. indenfor ca. +/- 160 %, dvs. variationskoefficienten = 1,6. Tabel 5.12 COD Se her 5.3.6 Arbejdsmiljø Antal medarbejdertimer med allergi- og neurotoxiske påvirkninger er opgjort i tabel 5.11 og 5.12. Fremskaffelse af basisdata Opgørelse af arbejdsmiljøbelastningerne er begrænset til en vurdering af antal timer/år, hvor medarbejdere er udsat for KRAN-stoffer. Opgørelsen af foretaget af BST i samarbejde med TEKNOS SCHOU A/S. Fremgangsmåde Basis for opgørelsen var lister over anvendte råvarer i hver afdeling. Ud fra råvarernes mærkning (R-sætninger) er råvarer med K, R og A-stoffer udpeget. De nervesystemskadende stoffer (N) er fundet ud fra AT-rapport nr. 13/1990, hvor stoffer med stof-risiko-indextal (SRI) 3, 4 og 5 er medtaget. Ved denne opgørelse blev der kun fundet råvarer med allergifremkaldende stoffer (A) og neurotoxiske stoffer (N). Påvirkningstiden blev skønnet ved at gennemgå produktionsprocesser, hvor KRAN-stoffer indgik, og hvor der var en mulig påvirkning, idet en påvirkning defineres som:
Påvirkningstiden er beregnet som antal ansatte udsat for belastning x skønnet belastningstid pr. år. Belastning > 10%? Vurdering af om belastningen er større eller mindre end 10% af grænseværdien er sket på baggrund af sikkerhedsgruppens og BST’s kendskab til og erfaring med de pågældende produktionsprocesser. Desuden er relevante måleresultater fra BST-undersøgelser brugt som grundlag i de tilfælde, hvor måleomstændighederne stadig svarer til forholdene. Hudkontakt? Ved angivelse af risiko for hudkontakt er der taget højde for risiko ved uheld, stænk, sprøjt eller lignende. Ved korrekt anvendelse af produktionsudstyr og værnemidler er der ikke normalt risiko for hudkontakt. APV Gener registreret i APV følger de APV-skemaer som er udfyldt på nuværende tidspunkt, september 1996. Registrerede gener i forbindelse med opløsningsmidler er ikke angivet på stofniveau, men generelt og er derfor noteret for alle opløsningsmidlerne. Antal belastede ansatte Antal ansatte er opgjort så nøjagtigt som muligt. I de tilfælde, hvor påvirkningen kun er lokal, er det beregnet hvor mange medarbejdere, som arbejder alene med denne proces. I de tilfælde, hvor påvirkningen spredes som baggrundsbelastning, eller hvor stoffet anvendes i alle produkter, er der regnet med alle i afdelingen/alle på pågældende skift. Belastningstid Dette gør sig også gældende ved beregning af belastningstid, hvor der ved lokale påvirkninger er regnet på tidsforbruget på den enkelte proces, hvorimod generelle påvirkninger er beregnet ud fra en 8 timers arbejdsdag og 225 arbejdsdage/år. Vurdering af usikkerhed af data Det skønnes, at der er en usikkerhed på +/- 50% i opgørelsen af genetimer, dvs. variationskoefficienten = 0,5. Tabel 5.13 Allergi Se her Tabel 5.14 Neurotoxicitet Se her _____________________________________ 1. Enheden for ydre miljø-effekter er mPEM der står for millipersoneqvivalent ved de målsatte udledninger, dvs. belastningerne er omregnet til personeqvivalenter og vægtet med en faktor der er lig med 1990-udledning/målsat udledning i år 2000 for Danmark eller verden. Enheden for Arbejdsmiljø-effekter er mAAS, der står for det potentielle antal anmeldelser af arbejdsskader som den pågældende arbejdsmiljø belastning kan give. Enheden for ressourceforbrug er mPR der står for millipersonreserver, dvs. ressourceforbruget udtrykt i promille af den kendte reserve pr. person i verden i 1990.
6. Brugsfasen6.1 Forudsætninger vedrørende emne og malemetoder Formål Formålet med denne fase af projektet er at opgøre miljø- og arbejdsmiljøbelastninger ved brug af de 3 referenceprodukter. Som nævnt i afsnit 4 vil miljøbelastningerne i brugsfasen for ovnhærdende malinger primært være belastninger forbundet med påføring af maling hos TEKNOS SCHOU A/S' kunder. Miljøbelastningen i brugsfasen for det malede produkt er antaget negligibel. Fremgangsmåde I projektet har det ikke været muligt at foretage en kortlægning af miljøpåvirkninger i konkrete virksomheder, der anvender de tre udvalgte maleprodukter. Derfor er kortlægningen af miljø- og arbejdsmiljøpåvirkninger ved anvendelsen af de 3 udvalgte malingstyper udført teoretisk efter den model der er beskrevet i det følgende. For hver af de 3 valgte malinger er der defineret en almindeligt anvendt manuel påføringsteknik samt hærdeteknik og procesventilation som anført nedenfor. Fastlæggelsen er udført på basis af leverandørbrugsanvisningen, den tekniske produktbeskrivelse samt erfaringer fra TEKNOS SCHOU A/S. Der er taget kontakt til et antal leverandører til de pågældende påførings- og hærdeteknikker samt procesventilation. Leverandørerne har efter telefonisk henvendelse modtaget spørgeskema for hver malingstype. De er blevet bedt om at svare på de stillede spørgsmål og fremsende beskrivelser af det relevante udstyr. På basis af de modtagne oplysninger fra leverandører og malingernes brugsanvisningerne er der opstillet en massebalance for male- og hærde-/tørreprocessen for alle 3 maleprodukter. Affaldsmængder og emission til luft er beregnet/estimeret på basis af de opstillede massebalanceudtryk og omregnet til emissioner/tons maling. Opgørelsen af arbejdsmiljøbelastninger ved male- og hærdeprocessen er baseret på samme vurderingsgrundlag, som arbejdsmiljøbelastningen ved fremstilling af malingerne på TEKNOS SCHOU A/S. Det vil sige, opgørelsen af arbejdsmiljøbelastningerne er begrænset til en vurdering af antal timer/år, hvor medarbejdere i maleafdelingen er udsat for KRAN-stoffer. Opgørelsen er foretaget af BST på basis af en vurdering af procesteknikleverandørernes anlægs- og udstyrsbeskrivelser. Denne vurdering har BST sammenholdt med egne generelle erfaringer med arbejdmiljøbelastninger ved male- og hærdeprocessen for de 3 udvalgte maleprodukter. Resultater Miljø- og arbejdsmiljøbelastninger pr. tons maling i anvendelsesfasen for de 3 referenceprodukter er sammenfattet i nedenstående tabel 6.1. De viste data er baseret på forespørgsler hos 3-4 leverandører af påføringsudstyr, påføringsbokse samt hærde-/tørreovne til almindeligt anvendte teknikker vedrørende energiforbrug og malingsspild. Dette er kombineret med beregning af VOC- emissioner ud fra kendskab til referenceprodukternes indhold af opløsningsmidler. Arbejdsmiljødata er baseret på, at BST har foretaget en vurdering af antal belastningstimer ud fra leverandørernes anlægs- og udstyrsbeskrivelser. Tabel 6.1 Nøgletal for brugsfasen Se her I nedenstående fig. 6.1 er de vægtede effektpotentialer for ydre miljø og arbejdsmiljø og de vægtede ressourceforbrug vist ved anvendelse af alle 3 typer maling i en malekabine. Det fremgår at fotokemisk ozondannelse pga. emission af organiske opløsningsmidler fra den opløsningsmiddelbaserede maling og mængden af farligt affald fra anvendelse af både vandfortyndbar og opløsningsmiddelbaseret maling er de dominerende ydre miljø effekter i anvendelsesfasen. Den dominerende potentielle arbejdsmiljøeffekt er allergipåvirkning fra anvendelse af pulvermaling. En noget mindre potentiel effekt er nerveskade fra opløsningsmidler ved anvendelse af den opløsningsmiddelbaserede maling. Miljøvurdering af anvendelsesfasen Ressourceforbruget er primært stenkul til elektricitetsproduktion. Elektriciteten anvendes til både ventilation af malekabinen, opvarmning af erstatningsluft og til tørring af malingen. Følsomhedsanalyse Usikkerheden på opgørelsen af forbrug og emissioner i anvendelsesfasen er skønnet i tabel 6.1, hvor der er angivet en variationskoefficient for hver type forbrug og emission. Skønnet er bl.a. baseret på variationen i de oplysninger der er givet fra forskellige leverandører. Fotokemisk ozondannelse er bestemt med stor sikkerhed ud fra indholdet af opløsningsmidler i referenceprodukternes recepter. Konklusionen om at dette er en betydelig miljøpåvirkning vil derfor ikke kunne ændres pga. de angivne usikkerheder. Den humantoxiske effekt af emissionen af opløsningsmidler er ikke umiddelbart markant når man ser figuren, men den ville formentlig være større hvis man inddrager stedspecifikke oplysninger om eksponering og lokale vægtningsfaktorer i vurderingen, idet der primært er tale om en lokal miljøeffekt. Som anført under afsnittet om fremstillingsfasen skyldes fremhævningen af farligt affald at det er klassificeret som giftigt affald. Dette er rimeligt for opløsningsmiddelbaseret affald, men det er mere tvivlsomt om rester af pulvermaling kan klassificeres som giftigt affald. Envidere vil farligt affald kun være et reelt problem hvis det håndteres forkert. Hvis det farlige affald klassificeres som inert affald, vil fotokemisk ozondannelse pga. fordampning af opløsningsmidler og elforbrug til ventilation og tørring være de mest markante miljøpåvirkninger i anvendelsesfasen. Samtidig er opgørelsen af farligt affald ved det enkelte produkt bestemt med stor usikkerhed (+/- 100%), således at mængden reelt kunne være 0 ved et produkt. Af hensyn til verifikation af konklusionen om at farligt affald er et problem bør mængden bestemmes mere nøjagtigt, f.eks. ved at få aktuelle tal fra miljøgennemgange af malekabiner hos TEKNOS SCHOU A/S’ kunder. Fig. 6.1 Vægtede miljø- og arbejdsmiljøbelastninger i brugsfasen 6.1 Forudsætninger vedrørende emne og malemetoder Miljø- og arbejdsmiljøbelastninger som stammer fra påføring af maling på en given færdigvare skyldes både egenskaber ved malingen (VOC-indhold, indhold af allergener m.v.), den anvendte påføringsmetode (energiforbrug, spildprocent m.v.) og emnerne der males (form, tykkelse, m.v.). For at opgøre miljøbelastningerne i denne fase er det derfor nødvendigt at specificere maleemne og påføringsmetode. Maleemne Maleemnet er fastlagt til at være en kvadratisk 1 m2 stålplade der males på den ene side. Pladen er en tyndplade hvilket svarer til 1-2 mm gods. Emnet forudsættes på forhånd at være forbehandlet og klar til topcoating. Den valgte plade resulterer i et forholdsvis lavt spild, i forhold til hvis der var valgt at male f.eks. cykelstel hvor der ikke findes store regulære flader. Den lave spildprocent viser sig især for vådlakkerne da spildet ved pulvermaling ikke vil variere væsentligt grundet genvinding af pulver i processen. Påføringsmetode For alle 3 typer maling er det forudsat at påføringen foregår manuelt i en ventileret spøjtekabine. Dette grunder til dels i at der i Danmark ikke findes leverandører af udstyr til automatiske maleprocesser, dels et ønske om at få enkle og entydige svar fra leverandører grundet valg af en simpel maleproces. Påføringsteknikken for pulvermaling er elektrostatisk påføring med spøjtepistol, hvor emnet der skal males påføres et spændingspotentiale i forhold til malingen, med henblik på at tiltrække malingspartiklerne og derved reducere malingsspild. Der regnes med en normal topcoating i en lagtykkelse på 80 my. Påføringsteknikken for vådmaling (opløsningsmiddel- og vandbaseret maling) er airmix, aircoat, airassist eller tilsvarende udført manuelt. Disse begreber dækker over de forskellige leverandørers patenterede metoder. Grundlæggende for alle metoderne er at malingen ved hjælp af tryk sprøjtes på emnet. Rundt om malingen findes en kappe af luft, der sikrer at malingen holdes indenfor et afgrænset område. Herved opnås stor præcision ved maleprocessen. Der regnes med at vådmaling påføres i en normal lagtykkelse på 35 my tør maling. Hærdning Alle 3 typer maling hærdes i en elopvarmet konvektionsovn. Driftstid For alle 3 typer maling er der regnet med 7 timers kontinuert drift uden farveskift eller anden omstilling. Et arbejdsår er fastsat til 220 arbejdsdage. Emner pr. time Ud fra samtaler med udstyrsleverandører er antallet af emner der kan males pr. minut fastsat til ca. 1 plade pr. minut. Dette svarer til ca. 1 m2 /min. eller 60 stk. plader pr. time. 6.2 Beregning af emissioner og arbejdsmiljøpåvirkninger 6.2.1 Pulvermaling Tabel 6.2 Forbrug, emissioner og arbejdsmiljø ved påføring af pulvermaling Se her Forbrug af maling Til beregning af malingsforbrug er brugt følgende nøgletal:
De 3 leverandører har opgivet henholdsvis 0,1%, 4% og 10% spild (TEKNOS SCHOU A/S oplyser et gennemsnitligt spild på 5% hvilket stemmer med leverandørernes oplysninger). Malingsforbruget er således: - ved 0,1 % spild : 7,68/0,999= 7,68 kg/h, spild = 0,01 kg/h Forbrug af el Elforbruget opdeles på på følgende processer:
Varmeforbrug Varmeforbruget er regnet som el-opvarmning, hvorfor det vil give sig udtryk i et el-forbrug. Der er regnet med 2 typer varmeforbrug:
6.2.2 Opløsningsmiddelbaseret maling Tabel 6.3 Forbrug, emissioner og arbejdsmiljø ved påføring af opløsningsmiddelbaseret maling Se her Forbrug af maling Forbruget af maling er beregnet ud fra følgende forudsætninger:
Elforbrug Elforbruget opdeles på følgende processer:
Varmeforbrug Varmeproduktionen stammer fra el-varme. Der er regnet med 2 typer varmeforbrug:
6.2.3 Vandfortyndbar maling Tabel 6.4 Forbrug, emissioner og arbejdsmiljø ved påføring af vandfortyndbar maling Se her Forbrug af maling Forbruget af maling er beregnet ud fra følgende forudsætninger:
Lak på plade = 62,51 g/m2 x 60 m2/h = 3751 g/h Øvrige forudsætninger er de samme som for den opløsningsmiddelbaserede maling.
7. Bortskaffelsesfasen7.1 Forudsætninger vedrørende bortskaffelse af referenceprodukterne
Formål Formålet med denne fase i livscyklusvurderingen af TEKNOS SCHOU A/S' produkter er at præsentere størrelserne af de påvirkninger af det ydre miljø, der forekommer ved bortskaffelse af hver af de tre referenceprodukter. Bortskaffelsen afhænger stærkt af hvilket produkt, malingen følger. Der er i dette notat opstillet et scenarie, der er tilnærmet det gennemsnitligt bortskaffelsesforløb for hærdet maling på stålplade i Danmark. Arbejdsmiljø Der er ikke foretaget en opgørelse af arbejdsmiljøeffekter ved bortskaffelsen, idet det ikke er muligt at opgøre hvor meget af en given arbejdsmiljøbelastning på f.eks. et forbrændingsanlæg der skal tilskrives maling på stål set i forhold til de mange forskellige kemiske stoffer der optræder i arbejdsmiljøet på forbrændingsanlægget. Fremgangsmåde Fordelingen af den brugte maling mellem de forskelllige bortskaffelses-processer i det gennemsnitlige bortskaffelsesforløb, samt de betydende faktorer for hver af disse teknologier, er undersøgt og beskrevet kvalitativt og kvantitativt (se kapitel 7.1). Herved er opstillet en række beregningsforudsætninger, der beskriver, hvad der sker under bortskaffelsen med hver af de indgående komponenter i malingerne. Indholdsstofferne i en prøve fra hver af de tre serier af maling (hærdet) er bestemt ved kemiske analyser. På grundlag af disse oplysninger er beregnet estimater for de væsentlige miljøpåvirkninger ved bortskaffelsen af maling. Toxiske emissioner Det har ikke været muligt at beregne eventuelle emissioner af toxiske stoffer som kulmonooxid (CO), blåsyre (HCN), PAH’er og uomsatte forgassede råvarer ved de involverede forbrændingsprosser. Disse kan forekomme ved forbrænding af de fleste komplekse organiske materialer, fx. træ, under ugunstige forbrændingsbetingelser. Årsagen til den manglende kvantificering af disse stoffer er netop, at frigivelsen er stærkt afhængig af forbrændingsbetingelserne og at der ved visse af de aktuelle bortskaffelsesprocesser forekommer ukontrollable forbrændingsforhold, der er vanskelige at kvantificere. Hvad angår tungtflygtige organiske stoffer som PAH’er og uomsatte råvarer fra malingerne udgør dette formodentligt ikke et stort problem, idet der vurderes at være en rimeligt effektiv tilbageholdelse af disse stoffer i luft- og røggasrensningssystemerne i de aktuelle bortskaffelsesprocesser. Eventuelle letflygtige gasser som fx. kulmonooxid (CO) og blåsyre (HCN) fra forbrændingen af malingen i shredder-anlæg og stålværker vil derimod ikke med sikkerhed tilbageholdes ved rensningen af afkastluften. Tungmetaller Der er ved de kemiske analyser af malingstyperne fundet indhold af visse tungmetaller, der ligger ud over, hvad der kan forklares ud fra malingernes recepter. Forholdet undersøges nærmere af arbejdsgruppen. Usikkerheder På en række punkter har det ikke været muligt at skaffe præcise data om detaljer i bortskaffelsen, hvorfor det har været nødvendigt at foretage en række skøn med varierende usikkerhed og at simplificere visse problemstillinger. Skøn og simplificeringer er angivet i beskrivelsen i afsnit 7.1 og sammenfattet som en skønnet varitionskoefficient i tabel 7.1. Resultater I tabel 7.1 er angivet de beregnede udslip for de tre malinger fordelt på de involverede bortskaffelses-processer. Beregningerne er udført på baggrund af de forudsætninger, der er beskrevet i afsnit 7.1, samt analyseresultaterne fra de analyser, der er blevet udført på de tre udhærdede malinger. Der er foretaget røntgen-fluoriscens analyse og glødetabs-bestemmelse på DTI i Århus, samt elementaranalyser på H.C.Ørsted Instituttet, Københavns Universitet. Røntgen-fluoriscens analysen viser det samlede indhold af samtlige grundstoffer tungere end kvælstof (ca.) med usikkerheder på op til +/- 20%. Elementar-analysen viser indholdet af de lette grundstoffer brint (H), kulstof (C) og kvælstof (N). Indholdet af grundstofferne He, Li, Be og B er således ikke bestemt, men de har ingen relevans for disse malinger. Glødetabet er massen af den organiske stofmængde i malingerne plus eventuelle indhold af andre stoffer, som går på gasform ved høje temperaturer, fx. carbonater, der forkommer i visse pigmenter. Glødetabsbestemmelsen er foretaget ved 850 ° C. Det skal bemærkes, at det ikke har været muligt at fremstille malingprøver til analyserne, der har været helt identiske med de gennemsnits-recepter, der er angivet i tabel 5.2. I betragtning af de betydelige usikkerheder forbundet med denne opgørelse, er der ikke gjort forsøg på at korrigere for disse afvigelser i beregningerne. Tabel 7.1 Nøgletal for bortskaffelsesfasen Se her Miljøvurdering af bortskaffelsesfasen I nedenstående fig. 7.1 er de vægtede effektpotentialer for ydre miljø vist ved bortskaffelsen af alle 3 typer maling. Det fremgår at farligt affald især fra pulvermaling og slagge/aske fra alle 3 typer malinger er de dominerende effekter. Luftemissioner fra afbrændning af malinger (drivhuseffekt og eutrofiering) betyder knapt så meget. Potentielle arbejdsmiljøeffekter i bortskaffelsesfasen har ikke kunnet opgøres og der er ikke specielle ressourceforbrug forbundet med bortskaffelsen. Følsomhedsanalyse Som det fremgår af tabel 7.1 er der tale om meget store usikkerheder i opgørelsen af miljøbelastningerne. Konklusionen om at farligt affald er det største miljøproblem afhænger af at farligt affald klassificeres som giftigt affald. Hvis det klassificeres som inert affald vil aske/slagge og forsuring være de største miljøproblemer ved bortskaffelsen. Som tidligere nævnt er farligt affald kun et reelt problem hvis det håndteres forkert. Usikkerheden på opgørelsen af farligt affald er samtidigt så stor (+/- 100 %) at mængden reelt kunne være 0 ved det enkelte produkt. Disse mængder bør derfor verificeres. Fig. 7.1 Vægtede miljøeffektpotentialer i brugsfasen 7.1 Forudsætninger vedrørende bortskaffelse af referenceprodukterne Malede stålplader anvendes til meget forskelligeartede formål. Hvordan den malede stålplade bortskaffes, afhænger af hvilken produkttype, der er tale om. Der er ikke i dette projekt indsamlet viden om, hvordan de undersøgte malinger faktisk fordeler sig på forskellige produkter af stålplade, ligesom en lille del af malingen sælges til udlandet, hvor der kan være benyttet anderledes bortskaffelsesteknologi. Det er derfor valgt at betragte et scenarie, hvor malingen bortskaffes som den gennemsnitlige bortskaffelse for jern- og stålplader under danske forhold. Det understreges, at der på denne måde er tale om beregning af miljøeffekter af et konstrueret bortskaffelsesscenarie, der dog er baseret på realistiske data. Stål og jern bortskaffes/tabes af følgende veje i Danmark:
7.1.1 Fordeling af maling-mængder på bortskaffelsesveje I figur 7.2 nedenfor er bortskaffelsen af maling på stålplade illustreret. Numrene i figuren henviser til beskrivelsen i teksten af hvert af de involverede trin. Fig. 7.2 Bortskaffelsesveje for malede stålplader i Danmark Se her I Danmark blev der i 1993/94 produceret ca. 510.000 tons jernskrot. I 1991 blev der fragmenteret 292.000 tons skrot. Ca. 80% var jern svarende til ca. 234.000 tons jern. Ifølge opgørelsen i ISAG blev der i 1994 fraført 19.000 tons forbrændingsjern fra forbrændingssanlæggene (sorteret fra forbrændingsslaggen). I en opgørelse for 1993 er mængden af forbrændingsjern opgjort til 25.000 tons. Et gennemsnit for produktionen af forbrændingsjern antages at befinde sig inden for disse to værdier. Ad fig. 7.2, pkt 1) Det skønnes på dette grundlag, at af størrelsesordenen 50% af mængden af jern- og stålskrot i Danmark går gennem shredderanlæg, mens ca. 5% går via forbrændingsanlæggene. Genanvendelsen af jern og stål i Danmark regnes for at udgøre godt 95% af forbruget i Danmark. Omkring 40% må regnes for klippet, men ikke shreddet, mens knap 5% af forbruget tilføres affaldsdeponier direkte ellers tabes diffust til miljøet ved slitage og korrosion. Der kan meget vel være forskel på dækningen (kg maling pr. ton stål) med maling på de forskellige fraktioner. Fx. vil jern/stål, der blot klippes ofte være af større godstykkelser, hvorved dækningen bliver lavere. På grund af manglende viden herom, regnes her med, at der er halvt så mange kg maling pr. tons jern/stål på den fraktion, der blot klippes inden omsmeltning, som på resten af jernet/stålet, men at mængden af maling derudover er direkte proportional med jern/stål-mængden. På denne måde fremkommer beregningsforudsætningerne for det scenarie, der kan betragtes som en tilnærmelse til den sandsynlige gennemsnitsbortskaffelse af maling på stålplade i Danmark:
7.1.2 Shredder-anlæg Det Danske Stålvalseværk /1/ Vejle Amts miljøtilsyn for shredderanlæg /2/ samt kilder i genanvendelsesbranchen oplyser samstemmende, at alt eller næsten alt maling fjernes fra jern/stål i shreddere. Denne vurdering er for alle kilder baseret på et visuelt indtryk. I scenariet regnes der med, at 20% af den maling, der passerer shredderen føres videre på stålpladerne til omsmeltning på stålværkerne. Ifølge /2/ og en kilde fra genanvendelsesbranchen kan temperaturen visse steder i shredderen kan nå op på 600-800° C på grund af den mekaniske bearbejdning. Der ses røgudvikling ved shredningen /2/. Det er /2/’s opfattelse, at maling på de emner, der shreddes, dels krakelerer og falder af metallet, dels forbrændes helt eller delvist. Ifølge en beskrivelse af fem af de i alt seks shredderanlæg i Danmark /3/ renses samtlige udgående luftstrømme for partikler i cyklon-udskillere. Udsugningsluften fra shredder-enheden føres efter cyklon-udskilleren desuden gennem en vådskrubber, der tilbageholder små partikler og vasker røggassen med vand. Vandet recirkuleres efter udskillelse af partikel-slam. Tilbageholdelsen af partikler og røggasser i disse luftrensningssystemer er ikke undersøgt i /3/. Det skal her vurderes, at hele partikel-mængden (incl. aske) samt størstedelen af eventuelle tungtflygtige organiske gasser fra forbrændingen vil blive opfanget og udskilt. Systemet er ikke designet til tilbageholdelse af sure gasser (SO2, NOx, HCl) og CO2 . Hvis andelen af nyt vand er høj i vaskevandet, kan der være en beskeden tilbageholdelse af disse gasser. Den regnes dog her som 0%. Forbrænding generelt Ved forbrænding af organisk materiale oxideres en del af luftens kvælstof, N2, til NOx. Dette vil også gælde ved forbrænding i shreddere og ved omsmeltning. Hvor meget NOx , der dannes pr. kg brændt maling, afhænger stærkt af forbrændingsbetingelserne. Der regnes dog her generelt med, at der produceres 1,2 g NO2 pr. kg brændt maling uanset, hvilken proces i bortskaffelsesscenarierne, der tale om (jf. UMIP for plasttyper, der forbrændes i affaldsforbrændingsanlæg /4/). Toxicitet Fig. 7.2, pkt 2 og 3 Det kan ikke afvises, at der ved den ukontrollerede forbrænding i shredderen kan frigives toxiske organiske stoffer, fx. tungtflygtige som PAH’er og forgassede uomsatte råvarer, samt letflygtige gasser som fx. CO (kulmonooxid) og HC (cyanbrinte). Disse stoffer kan ligeledes frigives under ugunstige forhold ved forbrænding af andre organiske materialer, fx. træ. Eventuelle tungtflygtige organiske gasser samt de små mængder af tungmetaller (i form af aske), der er målt i malingerne, vurderes som nævnt at blive tilbageholdt i shredderens filtersystemer. De nævnte letflygtige toxiske gasser kan dannes ved ugunstige forbrændingsforhold. Forbrændingen i en shredder må som nævnt anses som stærkt varierende, hvorfor det ikke skal forsøges her at estimere eventuelle udslip af disse gasser. Der er ikke kendskab til undersøgelser af, hvor stor en del af det tilledte organiske materiale, der forbrændes i screddere. Dette vil i øvrigt variere kraftigt afhængigt af den type skrot, der fødes ind i shredderen. En betydelig mængde brændbart materiale (gummi, plast, træ mm.) passerer imidlertid shredderen uden at blive brændt væk /3/. Det vurderes derfor, at en betydelig del af den maling, der kører igennem shredderen, ikke forbrændes, mens den resterende del forbrændes helt eller delvis. Da forbrændingsgraden er ukendt, regnes der her med en fuldstændig forbrænding (mineralisering) af sidstnævnte mængde. Opsummering, Fig. 7.2 pkt. 2, 3 og 4 Skæbnen for den maling, der passerer shredder-anlæg kan simplificeret opsummeres som følger (beregningsforudsætninger):
7.1.3 Klippe-anlæg Det antages, at hovedparten af malingen bliver på metallet, når det neddeles ved klipning. Malingen bringes således videre med metallet til stålværket. Dvs. at 20% af den totale maling-mængde går direkte til stålværket med denne stålfraktion. 7.1.4 Omsmeltning på stålvalseværker På Det Danske Stålvalseværk renses den indkomne jern- og stålskrot indledningsvist for jord og eventuelle rester af andre materialer. Den frasorterede mængde tilføres deponi. Det er uvist, hvor meget maling, der vil falde af her. Der regnes i scenariet med 0%. Derefter tilføres skrottet ovnene, hvor det opvarmes ved hjælp af elektricitet ved lysbueeffekten (svarende til princippet ved svejsning). Opvarmningen fra rumtemperatur går relativt hurtigt, 6 tons smeltes på 20 minutter. Røggastemperaturen ved udgangen af ovnen er omkring 800-900º C. Afgasning fra ovnene opfanges i udsugningsanlæg og nedkøles i et rørsystem, inden det passerer posefiltre (partikelopsamling) og ledes ud gennem skorstenen. Temperaturen i skorstenen er nede på omkring 50º C /1/. Ved omsmeltningen vurderes langt hovedparten af eventuelt resterende maling på det neddelte skrot at blive forbrændt fuldstændigt. De elektriske udladninger under opvarmningen kan muligvis forårsage dannelse af miljøfarlige organiske stoffer /5/ som vil kunne forlade ovnen. Med den anvendte proces kan det ikke afvises, at en mindre mængde organiske stoffer vil kunne forlade ovnen uden at blive forbrændt. Behandlingen af røggassen fra processen vil dog give en vis tilbageholdelse af eventuelle uomsatte eller dannede tungtflygtige organiske stoffer. Eventuelle letflygtige organiske stoffer, der undslipper ovnen uden at blive brændt, vil formodentlig kunne passere filtrene. Da der ikke er kendskab til den faktiske omsætning af maling, regnes der i scenarierne med, at der sker en fuldstændig mineralisering. Opsummering, Fig. 7.2 pkt. 4, 5 og 6 Ved processen vil uorganiske gasser dannet ud fra indholdsstofferne i eventuelle malingrester (CO2, SO2, NOx, HCl og H2O) blive emitteret med røggassen, mens hovedparten af de øvrige uorganiske stoffer i malingen vil følge slaggerne fra smeltningen eller flyveasken, der opfanges i posefiltrene. En mindre del kan muligvis følge det omsmeltede stål videre ud i samfundet. Denne del er dog ikke indregnet i dette projekt. Skæbnen for den maling, der tilføres omsmeltning på stålvalseværket regnes i gennemsnitsscenariet som følger:
7.1.5 Affaldsforbrænding Affaldsforbrænding i Danmark i dag er optimeret med henblik på at eliminere udslip af miljøfarlige stoffer. Ved forbrænding af disse malinger i danske affaldsforbrændingsanlæg vil langt størstedelen af det organiske materiale mineraliseres, her regnes med 100%. Hovedparten af den lille mængde tungtflygtige organiske stoffer, der ikke forbrændes, følger slagge/aske fraktionen, mens en del opfanges ved røggasrensningen, og kun en marginal mængde emitteres med røggassen (se fx. /6/ ). Indholdet af uorganiske stoffer i malingerne (bl.a. metaller), primært fra pigmenterne, følger slagge eller aske. Røggasrensning Ved røggasrensningen i affaldsforbrændingsanlæg opfanges partikler og sure gasser, dvs. SO2 ,NOx og HCl. De sure gasser opfanges ved at lede røggassen igennem kalkmel (tørt eller opslemmet i vand). Tilbageholdelsen er høj, her regnes med 98% tilbageholdelse. Ifølge /7/ produceres der af størrelsen 5-10 g (tørvægt) røggasrensningsprodukt ved sur røggasrensning pr. kg tilført affald. Der regnes her som groft skøn med, at der produceres 7g røggasrensningsprodukt ved forbrænding af 1 kg maling på stålplade. Røggasrensningsprodukt er i beregningerne indregnet som aske, fordi det mht. indholdet af miljøfarlige stoffer ligner dette mest (og ofte deponeres sammen med flyveaske). Malingernes brændværdi Malingerne har en positiv brændværdi, dvs. der produceres energi ved forbrænding af dem (ca. 16 MJ/kg pulvermaling). Denne energi udnyttes til fjernvarme i affaldsforbrændingsanlæg, hvorved der kan spares andre brændsler, fx. kul. Emissionerne fra forbrænding af en tilsvarende mængde kul, kan derfor i princippet trækkes fra emissionerne ved forbrændingen af malingerne. Da det kun er ved forbrændingen i affaldsforbrændingsanlæg, at varmen udnyttes, skal denne udligning naturligvis kun gøres for de 5% af den hærdede maling, der tilføres affaldsforbrænding og det er vurderet at denne godskrivning har så lille betydning for det samlede resultat, at den ikke er medtaget her. Opsummering, fig. 7.2 pkt. 7, 8 og 9 Skæbnen for den maling, der tilføres affaldsforbrænding kan opsummeres som følger (beregningsforudsætninger):
7.1.6 Direkte tab til deponier De knap 5% af jern- og stålforbruget, der ikke tilføres genanvendelseskredsløbet tilføres dels affaldsdepoter direkte, dels tabes de i miljøet ved slitage og korrosion. Som nævnt ovenfor er hele denne mængde i scenarierne dog antaget tilført deponi, dvs. 5% af malingen regnes som tilført volumenaffald med denne fraktion.
8. Miljøeffektpotentialer og prioriteringI dette afsnit er der foretaget en beregning af miljøeffektpotentialer for miljø- og arbejdsmiljøpåvirkninger fra produktion, brug og bortskaffelse af de 3 referenceprodukter fra TEKNOS SCHOU A/S. Miljøeffektpotentialerne er anvendt til at foretage en prioritering af miljø- og arbejdsmiljøpåvirkningerne og på baggrund heraf en udvælgelse af de vigtigste indsatsområder. Beregning af miljøeffektpotentialerne er foretaget ved hjælp af UMIPTOOL. Resultaterne er vist på de følgende 6 kurveblade der for hver af de 3 typer maling viser henholdsvis:
Miljøeffektpotentialer, arbejdsmiljøeffektpotentialer og ressourceforbrug er både angivet pr. tons maling og pr. funktionel enhed, hvor den funktionelle enhed er mængden af maling der skal anvendes til 1 m2 metalplade dvs. 135 g/m2 for pulvermaling og 90 g/m2 for både opløsningsmiddelbaseret og vandfortyndbar maling. Ydre miljø Af kurvebladene for ydre miljø fremgår det, at det er fotokemisk ozondannelse i brugsfasen pga VOC-fordampningen i malerkabinen, herunder især emissionen af xylen der giver de største effektpotentialer. Tilsvarende ville humantox-effekten som skyldes xylen formentlig have været højere i forhold til andre effekter, hvis man inddrog stedspecifikke oplysninger om eksponering og vægtning for alle effekttyper. Det næststørste miljøeffektpotentiale skyldes produktionen af farligt affald i brugsfasen for vådmalinger. Farligt affald kan dog kun betegnes som et reelt problem i det omfang det ikke håndteres korrekt, ellers er det mere et økonomisk problem. Herefter kommer miljøbelastningen fra elforbrug (drivhuseffekt, forsuring og aske/slagge produktion). Arbejdsmiljø Arbejdsmiljøeffekterne ligger betydeligt lavere end ydre miljøeffekter målt i millipersonækvivalenter, men den største arbejdsmiljøeffekt er nerveskadende påvirkninger fra opløsningsmidler ved fremstillingen af opløsningsmiddelbaseret maling (xylen). Herefter følger allergi-påvirkning ved fremstilling af pulvermaling (TGIC-hærder). Brugsfasens arbejdsmiljøpåvirkninger er generelt mindre end fremstillingsfasens. Ressourceforbrug For alle 3 typer maling er det dominerende ressourceforbrug stenkul til elektricitetsproduktionen i forbindelse med brugsfasens elforbrug. Følsomhedsanalyser Emissionen af opløsningsmidler kan bestemmes med stor sikkerhed ud fra referenceprodukternes recepter. Markeringen af fotokemisk ozondannelse som det største ydre miljøproblem er derfor et rimeligt pålideligt resultat. Markeringen af farligt affald som et stort miljøproblem er derimod mere tvivlsom, idet det afhænger af at malingsaffald fra alle 3 referenceprodukter klassificeres som giftigt affald. Dette er nok korrekt for opløsningsmiddelbaseret affald, men mere tvivlsomt for pulver- og vandbaseret maling. Samlet konklusion For de 3 undersøgte malinger kan der derfor drages følgende konklusion vedrørende de højst prioriterede indsatsområder: Processer: Reduktion af mængden af farligt affald og elforbruget i brugsfasen for opløsningsmiddelbaseret og vandfortyndbar maling Stoffer: Reduktion/substitution af Xylen i opløsningsmiddelbaseret maling og TGIC-hærder i pulvermaling Fig 8.1 Vægtede miljøeffektpotentialer pr. tons maling Se her Fig. 8.2 Vægtede miljøeffektpotentialer pr. funktionel enhed Se her Fig. 8.3 Vægtede arbejdsmiljøeffektpotentialer pr. tons maling Se her Fig 8.4 Vægtede arbejdsmiljøeffektpotentialer pr. funktionel enhed Se her Fig. 8.5 Vægtede ressourceforbrug pr. tons maling Se her Fig. 8.6 Vægtede ressourceforbrug pr. funktionel enhed Se her
9. HandlingsplanSom omtalt i afsnit 8 kan der peges på følgende som de vigtigste indsatsområder for TEKNOS SCHOU A/S' fremtidige miljøarbejde: Processer: Reduktion af mængden af farligt affald og elforbruget i brugsfasen for opløsningsmiddelbaseret og vandfortyndbar maling Stoffer: Reduktion/substitution af Xylen i opløsningsmiddelbaseret maling og TGIC-hærder i pulvermaling I det følgende er skitseret forskellige ideer til hvordan disse miljøbelastninger kan nedbringes. Farligt affald Farligt affald i brugsfasen for vådmalinger er primært malingsspild som skyldes forbisprøjt som ender enten som malingsslam i forbindelse med en vandvæg eller som afhærdet maling i et papirfilter. Årsagen til at denne affaldsmængde er forholdsmæssigt større ved vådmalinger end ved pulvermaling er at pulveret recirkuleres og genbruges direkte. Desuden er påføringen af pulvermaling styret ved elektrostatisk påføring. Løsningsmuligheder Reduktion af mængden af farligt affald kan ske ved at: 1) substituere de stoffer der gør at affaldet skal kategoriseres som farligt og 2) reducere dannelse af malingsspild under maleprocessen og 3) øge genanvendelsen af malingsspild under maleprocessen. Eksempler på konkrete handlemuligheder er:
Elforbrug Elforbruget i brugsfasen for vådmalinger skyldes dels et elforbrug til tørring af emnerne og dels et elforbrug til udsugninger i sprøjtekabine m.m. Elforbruget hænger dermed direkte sammen med dels farligheden af anvendte opløsningsmidler (ventilationsbehov) og dels fordampningshastigheden af de anvendte opløsningsmidler. Løsningsmuligheder:
Xylen VOC emissionen i brugsfasen skyldes brug af ca. 250 g/kg xylen som opløsningsmiddel i opløsningsmiddel baseret maling. Hovedparten af xylenen fordamper under påføring og afhærdning af malingen i brugsfasen. Løsningsmuligheder:
TGIC-hærder Som nævnt i det foregående medfører TGIC-hærderen som anvendes i pulvermaling arbejdsmiljøproblemer med allergi i både fremstillings- og brugsfasen. Løsningsmuligheder: Substitution med mindre miljøbelastende hærdere
10. Screening af råvarer10.1 Vægt Dette afsnit indeholder en overordnet screening af råvarerne der anvendes til fremstilling af de 3 referencemalinger. Screeningen er en meget hurtig vurdering baseret på rimeligt let tilgængelige data. Screeningen skal bruges til at udvælge 1-2 råvarer der skal livscyklusvurderes detaljeret med henblik på evt. substitution. Denne udvælgelse foretages ved en rangordning af råvarerne ud fra:
10.1 Vægt De råvarer der skal medtages i den overordnede miljøvurdering er udvalgt efter følgende kriterier:
På baggrund heraf er der udvalgt 17 råvarer som vist i tabel 10.2. De råvarer der herved er fravalgt består af de såkaldte additiver samt de farvegivende pigmenter. Additiver Herunder er omfattet overfladeaktive stoffer og vokse Overflade aktive stoffer er en gruppe stoffer, hovedsageligt fremstillet ud fra forskellige polysiloxaner. Stofferne har ingen miljømæssig mærkning. Vokse er en gruppe stoffer fremstillet ud fra polyethylen, teflon samt polyamid. Stofferne har ingen miljømæssig mærkning. Pigmenter De farvegivende pigmenter er enten uorganiske eller organiske, herunder en del metalforbindelser. Det vigtigste uorganiske pigment til malingsfremstilling er det hvide titandioxid, der fremstilles syntetisk ud fra titanholdig malm. Titandioxid er medtaget i screeningen da det optræder i mængder >1%. Nogle af de uorganiske pigmenter er naturligt forekommende kemiske forbindelser som f.eks. jernoxiderne. De naturligt forekommende uorganiske pigmenter har været kendt meget længe. De organisk syntetisk fremstillede pigmenter er derimod alle af relativt ny oprindelse. De udgør i dag en meget vigtig del af pigmenterne til malingsfremstilling. Nogle af de vigtigste typer pigmenter er vist i tabel 10.1.
Tabel 10.1 Pigmenter De pigmenter der anvendes i referencemalingerne har ingen miljømæssig mærkning. Det er sammenfattende vurderet at der ikke er miljømæssig baggrund for at medtage additiver eller andre pigmenter i screeningen. Dette er primært begrundet med at de optræder i mængder der udgør <1% og at de ikke har nogen miljømæssig mærkning. Der er ikke taget højde for eventuelle miljøbelastninger ved fremstillingen af råvarer der udgør <1%. For nogle af pigmenterne er det også indgået i overvejelserne at der ikke findes alternativer i dag (f.eks. for phthalocyanin blå). Tabel 10.2 Råvarer valgt på grundlag af vægtkriteriet
10.2 Materiale- og energiforbrug samt farlige stoffer På trods af en omfattende søgning har det ikke været muligt at finde livscyklusdata for alle de udvalgte råvarer. BUWAL Den mest omfattende samling af relevante oplysninger er fundet i BUWAL: Schriftenreie Umwelt nr. 232 /8/, der indeholder oplysninger om energi- og materialeforbrug samt emissioner til luft og vand over hele livscyklus fra udvinding af primære råvarer til den færdigt producerede råvare. Her er der fundet oplysninger om: Alkyd bindemiddel BUWAL angiver 2 typer alkyd bindemiddel, henholdsvis "60% i terpentin/xylen 3:1" og "70% i terpentin" hvor TEKNOS SCHOU A/S vurderer at den førstnævnte svarer til den anvendte type i TEKNOS SCHOU A/S opløsningsmiddelbaserede maling. Tilsvarende angiver BUWAL data for et "akrylat bindemiddel, 46% i vand" som TEKNOS SCHOU A/S vurderer svarer til den anvendte type akryl bindemiddel i den vandfortyndbare maling. BUWAL angiver derimod ikke data der svarer til alkyd bindemidlet som også anvendes i TEKNOS SCHOU A/S' vandfortyndbare maling. Tilsvarende mangler der også data for polyester bindemidlet til pulvermalingen. H. Kindler & Nickels Data for energiforbruget ved fremstilling af polyester bindemiddel er fundet i forbindelse med et projekt på tekstilfabrikken Tytex om miljøstyring, hvor energiforbruget er beregnet ud fra oplysninger fra H. Kindler & A. Nickels: "Energiaufwand zur Herstellung von Werkstoffen" /9/. SimaPro/IWAM I den hollandske IWAM-database /10/ er der fundet oplysninger om bl.a. energiforbrug ved fremstilling af 3 typer opløsningsmiddelbaseret maling og 1 type vandbaseret maling. Disse oplysninger er anvendt til en overordnet kontrol af om der mangler råvarer med et væsentligt energiforbrug i fremstillingsfasen. UMIPs enhedsprocesdatabase Rapporten: "The Life Cycle Analysis of eleven indoors decorative paints" /11/ er anvendt på samme måde til en overordnet kontrol af at der ikke mangler råvarer med et væsentligt energiforbrug. UMIP's enhedsprocesdatabase /12/ indeholder livscyklusdata for fremstilling af vandværksvand og CaCO3. TEKNOS SCHOU A/S anvender almindeligt vandværksvand til fremstillingen af vandfortyndbare malinger, idet virksomheden selv ionbytter vandet. Miljøbelastningerne fra ionbytningsprocessen (elforbrug og bortskaffelse af brugt ionbytter) indgår i opgørelse af miljøbelastningerne ved fremstillingen af malingen. Miljøbelastningerne ved fremstillingen af ionbytteren er således den eneste belastning der ikke er medtaget. Leverandør-oplysninger TEKNOS SCHOU A/S har forsøgsvist udsendt en forespørgsel til deres leverandører af bindemidler og bedt om oplysninger om energiforbrug ved fremstilling af bindemidlerne. Kun 2 af leverandørerne har givet data, og kun for deres egen fremstillingsproces. Disse data bekræfter oplysningerne om procesenergiforbruget opgivet i BUWAL /8/. Mangler data Totalt set har det ikke været muligt at skaffe data for mere end 8 af de 17 udvalgte råvarer, men de 8 råvarer dækker dog henholdsvis 83%, 78% og 72% af vægten af de 3 referencemalinger. De råvarer der mangler data for er: Alkyd til vandbaseret maling 10.2.1 Energiforbrug I tabel 10.3 er energiforbruget ved fremstilling af råvarerne fra udvinding til den færdige råvare vist (for de råvarer hvor det var muligt at finde data). Tabel 10.3 Energiforbrug ved fremstilling af råvarer
I tabel 10.4 er energiforbrugene til fremstilling af den aktuelle mængde råvare i hver af de 3 referencemalinger beregnet. Tabel 10.4 Energiforbrug til fremstilling af råvarer, MJ/kg maling
10.2.2 Ressourceforbrug I tabel 10.5 er vist forbruget af ressourcer. Det har ikke været muligt at finde data for ressourceforbruget ved fremstilling af polyester. Tabel 10.5 Ressourceforbrug
10.2.3 Emission af miljøfarlige stoffer I tabel 10.6 er emissionen af miljøfarlige stoffer vist, idet emissioner som
skyldes energiforbrug dog er udeladt. Ligeledes er der ikke fundet data om polyester.
10.3 Rangordning af råvarerne I nedenstående tabel 10.7 er det søgt at foretage en samlet rangordning af råvarerne på basis af oplysningerne i de foregående tabeller. Ved rangordningen er der anvendt en vurdering efter MEKA-princippet, dvs. vurderingen omfatter materialer (M), energi (E), kemikalier (K) og andet (A). Energiforbrug Råvarerne i tabellen er opstillet i rækkefølge efter energiforbrug, således at TiO2, der har det største energiforbrug, jf. tabel 10.3, får 1 point og CaCO3 der har det laveste energiforbrug får 7 point. Materialeforbrug Ved materialeforbrug er der kun taget hensyn til forbruget af ikke-fornyelige ressourcer, dvs. mineraler, råolie og naturgas. Råvarerne er rangordnet ud fra summen af forbruget af mineraler, råolie og naturgas ved hver råvare jf. tabel 10.5, dog således at :
Kalk er ikke medtaget i opgørelsen idet der iflg. MUP/LCA /13/ er tilstrækkeligt af denne ressource. Kemikalier, luft Der er kun fundet oplysninger om emissioner af kemikalier til luft ved fremstilling af xylen og butanol (emission af H2S) jf. tabel 10.6. Begge disse stoffer gives derfor 1 point i tabellen og resten 2 point. Kemikalier, vand Der er kun fundet oplysninger om emissioner af kemikalier til vand for TiO2, xylen og Alkyd bindemiddel jf. tabel 10.5. For TiO2 er der tale om forholdsvis store emissioner af TiO2 og forskellige tungmetaller herunder især Cr. Udledningen fra produktion af TiO2 vurderes derfor som den mest betydende (1 point). Herefter følger udledning fra alkyd-bindemiddel som både omfatter metaller og ammoniak (2 point) og udledning fra xylen (3 point). Øvrige råvarer gives 4 point. Samlet rangordning Den samlede rangordning opnås ved simpel addition af de opnåede point for energiforbrug, materialeforbrug og kemikalier til luft og vand. De råvarer der herved får den laveste sum i tabellen er vurderet som de råvarer der belaster miljøet mest. Denne måde at rangordne på er valgt som den mest simple. Den vil kunne kritiseres på mange måder, men det har ikke været muligt at udvikle mere avancerede scoresystemer i dette projekt. Desuden skønnes det at der er taget rimelige forsigtighedshensyn med hensyn til udledningen af kemikalier ved den valgte måde at score på. Tabel 10.7 Rangordning af råvarer
10.4 Valg af råvarer til detaljeret livscyklusanalyse Af tabel 10.7 fremgår det at xylen og TiO2 vurderes som de to mest miljøbelastende råvarer at fremstille. I afsnit 8 er xylen udpeget som den største ydre miljø belastning pga. emissioner i brugsfasen (påføring i malerkabinen) og TGIC-hærderen som den største arbejdsmiljøbelastning pga. allergipåvirkning under fremstilling af pulvermaling. Der er således en rimelig begrundelse for at udpege de 3 råvarer: Xylen som de mest interessante i forbindelse med substitutionsovervejelser. Xylen vil kunne erstattes af f.eks. parafiner el. andre lignende kulbrinter, men da de er væsentligt dyrere (ca. 10 gange) vil det være mere relevant at undgå xylen ved at erstatte opløsningsmiddelbaseret maling med vandbaseret maling eller pulvermaling, dvs. alternativerne er ikke en anden råvare men en helt anden type maling, som netop er de alternativer der er undersøgt i dette projekt. For TGIC-hærderens vedkommende findes der faktisk et relevant alternativ, nemlig b -hydroxyalkylamid, som formentlig ikke har de samme allergifremkaldende egenskaber. For TiO2 vil det være relevant at sammenligne de 2 typer der findes på markedet, nemlig fremstilling efter henholdsvis chlorid- og sulfatmetoden. Konklusion Der arbejdes derfor i det følgende videre med en detaljeret livscyklusanalyse af TIO2 og TGIC-hærderen og deres mulige alternativer. _______________________________________ Buwal angiver ikke et forbrug af primær mineraler, dvs. Rutil eller Ilmenit ved udvinding og fremstilling af TiO2. Forbruget er derfor her kun angivet som >1kg/kg TiO2. data fra BUWAL, Schriftenreie Umwelt nr. 232 /8/ data fra BUWAL, Schriftenreie Umwlet nr. 232 /8/
11. Detaljeret livscyklusanalyse af TiO211.1 Udvinding af råmaterialer Titandioxid (TiO2) er på verdensplan det vigtigste hvide pigment til maling, idet dets evne til at reflektere lys er bedre end alle andre hvide pigmenter (Lithopone, zinkoxid, zinksulfid, antimonoxid). Reelt eksisterer der således ikke andre relevante alternativer til TiO2 udover de forskellige former for TiO2 der fremkommer ved at anvende forskellige titanråmaterialer og -produktionsmetoder. 11.1 Udvinding af råmaterialer De vigtigste råmaterialer til fremstilling af TiO2 er vist i tabel 11.1. Tabel 11.1 Råmaterialer for TiO2
Titandioxid forekommer naturligt som mineralerne ilmenit (FeTiO3) der indeholder 35 - 60 % TiO2 og rutil der indeholder 92 - 98 % TiO2. Ilmenit og Rutil Ilmenit og rutil udvindes primært af sand fra Australien og Sydafrika. Udvindingen sker ved henholdsvis vægtfyldeseparation, magnetisk separation og elektrostatisk separation af sandet. Herved opdeles sandet i :
Udvindingen indebærer primært miljøbelastninger i form af strømforbrug til separeringsudstyr og restprodukter i form af "tailings". Som alternativ til de naturligt forekommende bjergarter er der også udviklet syntetiske TiO2 råmaterialer hvor jern er fjernet fra ilmenit: Syntetisk rutil Syntetisk rutil fremstilles ud fra Ilmenit ved opvarmning og reduktion med C og S efterfulgt af oxidation med O2, hvorved jernoxiderne udskilles og kan returneres til minen (Becher processen). Miljøbelastningerne ved processen er formentlig primært emission af CO2, CO, SO2 og NOx fra strømforbrug og reduktionsprocessen. Titanslagge Titanslagge fremstilles ved forbrænding af ilmenit i en lysbueovn med koks eller stenkul hvorved der dannes en slagge med 70-85% TiO2 og frit jern. Dette råmateriale anvendes i stigende omfang, bl.a. fordi det er fri for følgemineralet monazit (der typisk indeholder 6% af det radioaktive stof thorium og lidt uran). Miljøbelastningerne er primært det store strømforbrug. 11.2 Fremstilling af Titandioxid 11.2.1 Sulfatprocessen Ved sulfatprocessen fremstilles TiO2 ved behandling af ilmenit med koncentreret svovlsyre. Fremstillingen sker i følgende trin: Fig. 11.1 Fremstilling af TiO2 ved sulfatprocessen /15/ Se her Råvareforbruget omfatter i det væsentligste ilmenit, svovlsyre (oleum) og vand. Desuden anvendes jernskrot til reduktion af Fe3+ til Fe2+ og små mængder Al og Zn -pulver til blegning af TiO2 gelen. Det mest omdiskuterede miljøproblem i processen er bortskaffelsen af sulfater og "tynd" svovlsyre fra filtrering og vaskning af TiO2 gelen. Hidtil er bortskaffelsen sket ved udledning direkte til havet eller ved udledning i dybhavet fra tankskibe. Det arbejdes på at anvende roterovnene i calcineringstrinet til opkoncentrering af svovlsyren så den kan genanvendes direkte til oplukningen af Ilmenit. Samtidig kan sulfaterne omdannes til SO2 der kan anvendes i en kontaktproces for fremstilling af svovlsyre (se afsnit 11.3.1). Processen indeholder desuden en række stærkt energiforbrugende trin herunder tørring, formaling og calcinering der medfører luftemissioner af støv, CO, CO2, SO2 og NOx. Affald omfatter metallisk jern udtrukket af den nedknuste ilmenit ved hjælp af magnetseparator samt fra filtreret jernsulfat. Tabel 11.2 Miljøbelastninger ved sulfatprocessen
11.2.2 Chloridprocessen Ved chloridprocessen behandles rutil med chlor hvorved der dannes det flygtige titantetrachlorid, der kan afdestilleres og oxideres til ren TiO2. Processen kan enten baseres på naturligt forekommende rutil eller på kunstig rutil fremstillet ud fra ilmenit. Fremstillingen sker i følgende trin: Fig. 11.2 Fremstilling af TiO2 ved chloridprocessen /15/ Se her Råvareforbruget omfatter i det væsentligste rutil, koks og chlor. Desuden bruges små mængder af reducerende stoffer (Cu eller H2S) samt AlCl3, O2 og vand. Energiforbrugende processer omfatter forvarmning og forbrænding, idet selve chloreringen er exoterm. Luftemissioner omfatter udover CO, CO2, NOx og SO2 fra energiforbrug samt støv fra formalingsprocesser, også små mængder HCL dannet i chloreringen pga. uundgåelig fugt i råvarerne. Processen giver som det fremgår af fig. 11.2 en del biprodukter i form af chlorider af en række metaller. Disse bortskaffes normalt i opløst form evt. ved nedpumpning i borerør til porøse jordlag ("deep well" metoden). Alternativt genanvendes en del af chloriderne til vandbehandling m.m. Tabel 11.3 Miljøbelastninger ved chloridprocessen
11.3 Fremstilling af hjælpestoffer De vigtigste hjælpestoffer ved fremstillingen af TiO2 er svovlsyre og chlor. 11.3.1 Svovlsyre I sulfatprocessen anvendes 2,4-3,5 ton koncentreret svovlsyre pr. ton TiO2 produceret /14/. Svovlsyre fremstilles f.eks. ved kontaktmetoden ved forbrænding af flydende svovl til SO2 som oxideres katalytisk til SO3. SO3 absorberes i fortyndet H2SO4 hvorved koncentrationen gradvist øges /16/. Den væsentligste miljøbelastning er restgasser af uomdannet SO2. Da processerne er exoterme er der et netto energioverskud. 11.3.2 Chlor Chlor fremstilles ved elektrolyse af alkalisalte som f.eks. NaCl. Ved processen dannes frit Chlor ved anoden og brint (H2) og natriumhydroxid (NaOH) ved katoden. Både H2 og NaOH kan anvendes som salgbare biprodukter /16/. For at undgå sammenblanding af produkterne adskilles anode og katode af en polymermembran eller af en asbestplade. Miljøbelastningerne er strømforbruget til elektrolyse og affald i form af brugte membraner/asbestplader. Elektroderne fremstilles af Titan og ædelmetal der kun korroderes minimalt. 11.4 Emissioner ved fremstilling af TiO2 Miljødata for de 2 typer af titanoxid er indsamlet af bl.a. Buwal /8/ som gengivet i tabel 11.4 nedenfor: Tabel 11.4 Emissioner ved fremstilling af TiO2 jf. Buwal /8/.
Det skal bemærkes at Buwal ikke har specificeret indholdet af tungmetaller i spildevandet. Små forskelle i indholdet af f.eks. kviksølv kan give væsentlige ændringer i den samlede vurdering. Ifølge TIOXIDES grønne regnskab for 1995 /17/ kan der forekomme små mængder af Cr, Ni, Pb, Cu, As, Hg og Cd i spildevandet. Mængden kan overslagsmæssigt skønnes ud fra det grønne regnskab som følger: Cr : 400-500 g/ton TiO2 TIOXIDE anvender både chlorid- og sulfatmetoden og ovenstående tungmetalmængder kan derfor ikke entydigt tilskrives en af metoderne. 11.5 Miljøvurdering I fig. 11.3 nedenfor er tallene i tabel 11.4 indtastet i UMIPTOOL for at sammenligne de potentielle miljøeffekter. Da en ændring af typen af TiO2 ikke ændrer malingens sammensætning kan miljøvurderingen begrænses til en vurdering og sammenligning af miljøbelastningerne ved fremstillingen af de 2 typer af TiO2: Da energi- og ressourceforbruget endvidere er stort set ens ved de 2 typer TiO2 iflg. BUWAL/8/, kan sammenligningen begrænses til emissioner til ydre miljø, dvs. luftemissioner, spildevand og affald. Fig. 11.3 Sammenligning af potentielle ydre miljøeffekter ved henholdsvis sulfat- og chloridmetoden med data fra BUWAL /8/ Se her Som det fremgår er der en tendens til at sulfatmetoden giver lidt større miljøbelastninger end chloridmetoden. Følsomhedsvurdering Selv små udledninger af tungmetaller i spildevandet vil dog kunne ændre ovenstående billede betydeligt. I nedenstående fig. 11.4 er der forsøgsvist tilføjet en udledning af 1g Hg/ton TiO2 ved chloridmetoden (bemærk den ændrede skala). Dette er en realistisk værdi for chloridmetoden jf. TIOXIDES grønne regnskab. Som det ses vil den humantoksiske effekt af 1 g Hg/ton TiO2 nu være den dominerende miljøeffekt. Fig. 11.4 Vægtede miljøeffektpotentialer når der medregnes en udledning af 1 g Hg/ton TiO2 ved chloridmetoden Se her Med de foreliggende oplysninger kan det altså ikke klart afgøres hvilken af de to metoder, henholdsvis sulfat- eller chloridprocessen der er den mindst miljøbelastende, idet relativt små udledninger af tungmetal vil kunne ændre konklusionen væsentligt. Det skal dog bemærkes at det især er kviksølv der giver ovennævnte store ændring af billedet på grund af kviksølvs store humantoxiske effekt. Tilføjelse af andre tungmetaller i de mængder der er anslået i TIOXIDES grønne regnskab vil ikke ændre billedet i fig. 11.3 væsentligt. En anden usikkerhedsfaktor er, at der i visse tilfælde mangler oplysninger om hvilke specifikke stoffer der emitteres, idet BUWAL angiver nogle emissioner som "uspecificerede partikler" eller "uspecificerede metaller". For disse kan der ikke beregnes f.eks. bidrag til toxicitet.
12. Detaljeret livscyklusvurdering af TGIC-hærder og b-Hydroxyalkylamid12.1 TGIC Stoffet "triglycidyl isocyranurat" (TGIC) er almindeligt anvendt som hærder ved fremstillingen af pulvermaling, men har vist sig at medføre en række arbejdsmiljøproblemer der på det seneste har medført en omklassificering efter EUs mærkningsregler således, at produktet fra 31 maj 1998 skal klassificeres som T- mærket . TGIC er rimeligt godt undersøgt og der ligger en række data og undersøgelser vedrørende arbejdsmiljøeffekter og ydre miljø effekter til brug for livscyklusvurderingen. b-hydroxyalkylamid er et muligt alternativ til TGIC der tilsyneladende ikke medfører de samme miljø- og arbejdsmiljøproblemer. Det er disse 2 stoffer der sammenlignes i det følgende 12.1 TGIC Der er ikke fundet nogen "færdige" livscyklusvurderinger for TGIC, og det har derfor været nødvendigt at foretage en mere detaljeret vurdering af de enkelte procestrin som vist i det følgende. 12.1.1 Fremstilling af TGIC TGIC produceres af CIBA-GEIGY Aktiengesellschaft Basel / Switzerland. Fremstillingen omfatter de trin der vist i figur 12.1 nedenfor. Figur 12.1 viser samtidig hvilke mængder af de forskellige råvarer der skal anvendes for at fremstille 1000 kg TGIC. Disse mængder er beregnet støkiometrisk i bilag 1.1 ud fra reaktionsligningerne som er beskrevet i det følgende. Ammoniak NH3 Fig. 12.1 Procestræ for fremstilling af TGIC /14/, /15/ Se her Ammoniak fremstilles normalt ud fra nitrogen og brint. Nitrogen findes i luft og brint fås ved reformering af naturgas /15/. Den resulterende kemiske reaktion for ammoniaksyntesen er: (12.1) N2 + 3 H2 « 2 NH3 Fremstillingen sker via 8 enhedsoperationer som vist i figur 12.2.
Fig. 12.2 Ammoniaksyntese baseret på naturgas /15/ Anvendelsen af naturgas beror på hvilke råmateriale der er adgang til . Produktionen i USA er for 95% vedkommende baseret på naturgas og i Europa er 72% af produktionen baseret på naturgas. Alternative råmaterialer for fremstilling af H2 ved reformering er naphta og kul. Brint kan dog også fremstilles ved hydrolyse af vand. Kuldioxid CO2 Urea CH4N2O Kuldioxid fås mest som biprodukt fra forbrændingsprocesser /18/.
(12.2) 2 NH3 + CO2 « NH2 COONH4 (12.3) NH2 COONH4 « CH4N2O + H2O Forbruget af råmaterialer er primært NH3 og CO2 og hjælpestoffer som damp og vand. Emissioner fra fremstilling af urea er primært NH3 og støv. Formaldehyd, methanol og andre farlige stoffer kan emitteres til luft hvis der anvendes additiver. FormalinTM, brugt som et formaldehyd additiv kan indeholde op til 15% methanol. NH3 emitteres under selve syntesen som ukontrolleret fordampning og ved afgivelse fra det faste urea under oplagring. Støv afgives under alle fremstillingsprocesserne. Der er ikke nogen pålidelige målinger af gasformige formaldehyd emissioner /19/. Under fremstillingen opstår der spildevand (reaktion (12.3)). Spildevandet renses for indeholdet af hovedsageligt urea og NH3. For eksempel vil produktion af 1200 ton urea om dagen som en normal dagsproduktion, medføre 360 ton spildevand om dagen.. Normalt fjernes NH3 fra spildevandet ved tilsætning af kaustisk soda hvorved det afdamper og kan opsamles. Urea nedbrydes til ammoniumcarbamat der fjernes ved stripning. /15/. Cyranursyre C3H3N3O3 Cyranursyre fremstilles fra urea der smeltes ved en temperatur omkring 300° C (12.4). Processen kræver flere timers opvarmning for fuldstændig omdannelse af urea til cyranursyre. NH3 er det eneste biprodukt /15/, /18/. (12.4) 3 CH4N2O ® C3H3N3O3 +3 NH3 Miljøpåvirkningen er væsentligst energiforbruget til smelteprocessen og afdampning af NH3. Chlor Cl2 Chlor fremstilles ved elektrolyse af natrium chlorid. (12.5) Na+ + Cl- ® Na-Hg + ½ Cl2 Elektroderne til processen kan indeholde Hg /15/, men i dag dominerer processer hvor titan eller ædelmetaller anvendes som elektroder. Propylen Calciumcarbonat CaCO3 Propylen fremstilles ud fra mineralolie. Brydning af calciumcarbonat medfører emissioner fra energiforbrug og anvendelse af eksplosiver. Allylchlorid C3H5Cl Syntesen af allylchlorid sker ved en temperatur på 300-600 ° C og er baseret på en reaktion mellem propylen og chlor /15/. (12.6) C3H6 + Cl2 ® C3H5Cl + HCl Ved reaktionen dannes HCl som biprodukt. Hypochlorsyre HOCl Hypochlorsyre er et almindeligt anvendt rengøringskemikalie. Hypochlorsyre fremstilles ud fra chlor og calciumcarbonat /18/. (12.7) 2 Cl2 + 2 H2O + 2 CaCO3 ® 2 HOCl + Ca Cl2 + Ca (HCO3)2 Epichlorhydrin C3H5ClO Reaktionen giver biprodukter i form af saltene calciumchlorid og calciumhydrogencarbonat. Bruttoreaktionen er vist nedenfor /15/, /18/. Triglycidyl isocyanurat C12H15N3O6 (12.8) 2 C3H5Cl + 2 HOCl ® 2 C3H5ClO + 2HCl TGIC fremstilles ved reaktion mellem cyranursyre og epichlorhydrin /15/. (12.9) C3H3N3O3 + 3 C3H5ClO ® C12H15N3O6 + 3 HCl Den dannede TGIC vil ikke være 100% ren, idet den indeholder rester af epichlorhydrin i PPM området. Som biprodukt ved reaktionen dannes saltsyre. 12.1.2 Miljøpåvirkninger ved fremstilling af TGIC Kvalitative miljøpåvirkninger Det har ikke været muligt at opgøre alle emissioner idet datakvaliteten og omfang af data er varierende. For nogle stoffer har det ikke været muligt at finde oplysninger om emissioner og energiforbrug overhovedet. I tabel 12.1 er givet en kvalitativ oversigt over råvareforbrug, energiforbrug og emissioner. Tabel 12.1 Kvalitative miljøbelastninger /14/, /15/, /8/, /19/ valitative miljøbelastninger /14/, /15/, /8/, /19/ Se her Sundhedseffekter I nedenstående tabel 12.2 er vist faremærkning af de stoffer som indgår i fremstillingen af TGIC samt om der ved fremstilling anvendes farlige processer. Tabel 12.2 Sundhedseffekter og farlige reaktioner /14/, /15/, /18/ Se her I maj 1996 har EU komissionen vedtaget en opstramning af faremærkningen for TGIC, således at den inden den 31 maj 1998 skal mærkes som: T; R46,R23/25, R41, R43, R48/22, R52/53 (100% TGIC) Kvantitative miljøbelastninger I det følgende er foretaget en opsummering af alle fundne kvantitative data for miljøbelastninger omregnet til 1 ton TGIC. Hovedkilden til LCA data er BUWAL /8/. Data i denne rapport omfatter en række stoffer hvor alle data er "terminerede" , dvs. de omfatter alle miljøbelastninger fra fremstillingen af stoffet og alle de tilhørende råvarer m.m. Den eneste undtagelse er, at rapporten ikke opgør ressourceforbruget til energi, dvs. mængden af olie, naturgas, kul og uran anvendt til at fremstille energien der anvendes i produktionsprocesserne. Denne undtagelse er blevet bekræftet af firmaet Ökoscience AG i Zürich der har været konsulent ved udarbejdelsen af BUWAL /8/. Derfor er ressourceforbruget til energi beregnet ud fra oplysningerne om energiforbrug i BUWAL/8/ kombineret med nøgletallene i UMIPTOOL for ressourceforbrug ved forskellige brændselstyper. Emissioner fra energiforbrug er generelt inkluderet i BUWALs tal, men for urea og ammoniak, der ikke findes i BUWAl, er emissioner fra elektricitetsforbrug beregnet ved hjælp af emissionsfaktorer fra BUWAL kombineret med oplysninger om elforbrug fra USEPA /19/. I tabel 12.4 for ressourceforbrug er angivet et tal på 836 kg calciumcarbonat. Dette tal er en sum af den mængde der dannes støkiometrisk ved produktionen af hypochlorit (808 kg), mængden der forbruges ved produktionen af chlor jf. BUWAL (28,28 kg) og mindre mængder brugt ved energiproduktionen. De kemiske reaktioner for fremstilling af TGIC som er beskrevet i afsnit 12.1.1 viser
at der rent støkiometrisk dannes en række biprodukter der enten kan ende som emissioner
eller som råmaterialer i andre produktioner. Der er ikke fundet nogen data om luftemissioner, emissioner til vand og affald fra produktion af: TGIC , epichlorhydrin , allylchlorid , hypochlorsyre og cyranursyre. De reelle emissioner vil derfor sandsynligvis være større end angivet. Energiforbrug Energiforbruget til fremstilling af 1 ton TGIC er beregnet i bilag 2.2. Resultatet er sammenfattet i nedenstående tabel 12.3. Tabel 12.3 Energiforbrug /14/, /15/, /8/
Ressourceforbrug Ressourceforbruget ved fremstilling af TGIC er beregnet i bilag 2.3. Det har været muligt at finde aktuelle forbrugstal i håndbogslitteraturen og kun forbruget af CaCO3 ved fremstilling af HOCl er beregnet støkiometrisk. Tabel 12.4 Ressourceforbrug /14/, /15/, /8/
Emissioner og affald Emissioner til luft, vand og affald fra fremstilling af TGIC er beregnet i bilagene 2.4-2.6. Der er kun fundet oplysninger om emissioner fra nogle af procestrinene. For Urea er der anført en negativ emission af CO2 som skyldes forbruget af CO2 i processen for fremstilling af Urea. Mængden er beregnet støkiometrisk. Tabel 12.5 Emissioner /14/, /15/, /8/, /19/
12.2 b-Hydroxyalkylamid Der er heller ikke for b-hydroxyalkylamid fundet nogen "færdige" livscyklusvurderinger. Det har derfor også her været nødvendigt at foretage en mere detaljeret vurdering af de enkelte procestrin i fremstillingen. 12.2.1 Fremstilling af b-hydroxyalkylamid b-hydroxyalkylamid produceres hovedsageligt af EMS-Chemie Aktiengesellschaft i Schweiz. Fremstillingen omfatter de trin der vist i Figur 12.3 nedenfor. Benzen C6H6 Fig. 12.3 Procestræ for fremstilling af b-hydroxyalkylamid /14/, /15/, /20/, /21/, /22/ Se her Benzen fremstilles primært af råolie eller naphta. Ved produktionen opstår luftemissioner, spildevand og affald /8/. Cyclohexan C6H12 Stort set al cyclohexan produceres industrielt ved hydrering af benzen udvundet af råolie. En lille del fremstilles dog ved superfraktionering af naphta fra råolie /14/. Benzen kan hydreres katalytisk til cyclohexan i enten væske- eller dampfasen ved tilstedeværelse af brint og med nikkel, platin eller palladium som katalysator. (12.10) C6H6 + 3 H2 ® C6 H12 Reaktionen er stærkt exoterm og udføres typisk ved 20-30 MPa og max 300° C. Ammoniak NH3 Cyclohexan bruges til at fremstille adipinsyre, som indgår i syntesen af b -hydroxyalkylamid. Ammoniak fremstilles normalt ud fra nitrogen og brint. Nitrogen findes i luft og brint fås ved reformering af naturgas /15/. Den resulterende kemiske reaktion for ammoniaksyntesen er: (12.11) N2 + 3 H2 « 2 NH3 Fremstillingen sker via 8 enhedsoperationer som vist i figur 12.4.
Fig. 12.4 Ammoniaksyntese baseret på naturgas /15/ Anvendelsen af naturgas beror på hvilke råmateriale der er adgang til . Produktionen i USA er for 95% vedkommende baseret på naturgas og i Europa er 72% af produktionen baseret på naturgas. Alternative råmaterialer for fremstilling af H2 ved reformering er naphta og kul. Brint kan dog også fremstilles ved hydrolyse af vand. Ammoniakken benyttes til fremstilling af salpetersyre og diethanolamin. Salpetersyre HNO3 Salpetersyre er nødvendig til fremstilling af adipinsyre /14/, /15/. Industriel fremstilling af salpetersyre sker hovedsageligt ved oxidation af ammoniak ved hjælp af oxygen fra atmosfærisk luft. Herved dannes nitrogen, som absorberes i vand og derved danner salpetersyre. Det samlede reaktionsforløb er: (12.12) NH3 + 2O2 ® HNO3 + H2O Reaktionen, der katalyseres af platin eller platin/rhodium katalysatorer, foregår ved en temperatur på 800 - 900° C. Adipinsyre C6H10O4 Der sker luftemission, fordi der ikke er økonomi i at absorbere mere end 97 - 98% af den NO, der indblæses i vandet for at danne salpetersyre. Adipinsyre bruges til fremstilling af alkyl esteren dimethyladipat, som indgår i syntesen af b-hydroxyalkylamid. Adipinsyre fremstilles af cyclohexan i to hovedtrin ved oxidationsprocesser. I første trin oxideres cyclohexan til ketonen cyclohexanon og alkoholen cyclohexanol (12.13). Denne keton -alkohol blanding omdannes herefter til adipinsyre ved oxidation med salpetersyre ved tilstedeværelse af enten en krom eller kobolt og/eller kobber katalysator (12.14). (12.13) 3 C6H12 + 3O2 ® 3 C6H12O2 3 C6H12O2 ® 2 C6H12O + C6H10 O + H2O + O2 (12.14) 2 C6H12O + C6H10O + 4 HNO3 ® 3 C6H10O4 +N2O +2NO Methanol CH3OH Adipinsyre er et meget anvendt råstof bl.a. til fremstilling af polyester, nylon-6,6 m.m. Ved processen sker emission af mange forskellige forbindelser, bl.a. CH4, NOx, CO2 /13/ hvorved der opstår en del miljøproblemer. Methanol fremstilles ved oxidation af methan udvundet af naturgas /8/. Produktionen af methanol medfører en del luftemission, spildevand og affald. Dimethyladipat C8H14O4 Esteren dimethyladipat fremstilles industrielt ved en reaktion mellem adipinsyre og methanol med en lille mængde svovlsyre som katalysator. (12.15) C6H10O4 + 2 CH4O ® C8H14O4 + 2 H2O Ethylen C2H4 Der har ikke kunnet fremskaffes oplysninger om luftemission, spildevand og affald fra denne proces. Ethylen er den organiske forbindelse, der i dag produceres i størst mængde. Det er den vigtigste byggesten i den petrokemiske industri. Ved siden af anvendelser til fremstilling af opløsningsmidler, overfladeaktive midler, belægninger, blødgøringsmidler og antifrostvæsker, anvendes ethylen hovedsageligt til fremstilling af polymerer såsom plastic, kunstharpiks, fibre og elastomerer. I dag fremstilles ethylen næsten udelukkende ved pyrolyse af kulbrinter, der udvindes af naturgas og/eller mineralolie. Ethylen kan også produceres ved dehydrering af ethanol. Ethylenoxid C2H4O Der er en del miljøproblemer forbundet med produktion af ethylen på grund af de store produktionsmængder og fordi der ved produktionen sker luftemissioner (bl.a. CO2, HC, NOx) og opstår spildevand og affald /8/. Ethylenoxid bruges til fremstilling af dimethanolamin, som indgår i syntesen af b -hydroxyalkylamid. Ethylenoxid fremstilles industrielt ved en direkte oxidationsproces. Reaktionen er en katalytisk oxidation af ethylen med ilt ved brug af en sølvbaseret katalysator. (12.16) 7 C2H4 + 6 O2 ® 6 C2H4O + 2 CO2 + 2 H2O Diethanolamin C4H11NO2 Ved reaktionen danner den rene proces kuldioxid og vand som biprodukter. Ethanolaminerne er de vigtigste aminoalkoholer. De fremstilles industrielt ved en reaktion med ethylenoxid og ammoniak. Di- og triethanolaminer produceres på samme måde ved gentagelse af reaktionen /14/, /15/. (12.17) NH3 + C2H4O ® C2H7NO (7.17) C2H7NO + C2H4O® C4H11NO2 b-hydroxyalkylamid C14H30N2O6 Der har ikke kunnet fremskaffes oplysninger om luftemission, spildevand og affald fra denne proces. Fremstilling af hærderen b-hydroxyalkylamid foregår ved en reaktion af dimethyladipat og en blanding af diethanolamin og natriumhydroxid (katalysator). Det blev i 1992 opdaget, at b-hydroxyalkylamid kan fungere som hærder og samme år blev reaktionsprocessen udviklet /20/, /22/. Processen er: (12.18) C8H14O4 + 2 C4H11NO2 ® C14H30N2O6 + 2 CH3OH Kvalitative miljøpåvirkninger 12.2.2 Miljøpåvirkninger ved fremstilling af b -Hydroxyalkylamid Det har ikke været muligt at opgøre alle emissioner, idet datakvaliteten og omfang af data er varierende. For nogle stoffer har det ikke været muligt at finde oplysninger om emissioner og energiforbrug overhovedet. I tabel 12.6 er givet en kvalitativ oversigt over råvareforbrug, energiforbrug og emissioner. Tabel 12.6 Kvalitative miljøbelastninger /8/, /14/, /15/, /19/
Sundhedseffekter I nedenstående tabel 12.7 er vist faremærkning af de stoffer som indgår i fremstillingen af b-hydroxyalkylamid samt om der ved fremstilling anvendes farlige processer. Datakvaliteten er varierende, da stofferne enten ikke er udforsket eller sparsomt publiceret. Der er ikke medtaget stoffer, hvor ingen data foreligger. Tabel 12.7 Sundhedseffekter og farlige reaktioner /14/, /15/, /18/
Kvantitative miljøbelastninger I det følgende er foretaget en opsummering af alle fundne kvantitative data for miljøbelastninger omregnet til 1 ton b-hydroxyalkylamid . Hovedkilden til LCA data er BUWAL /8/. Data i denne rapport omfatter en række stoffer hvor alle data er "terminerede" , dvs. de omfatter alle miljøbelastninger fra fremstillingen af stoffet og alle de tilhørende råvarer m.m. Den eneste undtagelse er, at rapporten ikke opgør ressourceforbruget til energi, dvs. mængden af olie, naturgas, kul og uran anvendt til at fremstille energien der anvendes i produktionsprocesserne. Denne undtagelse er blevet bekræftet af firmaet Ökoscience AG i Zürich der har været konsulent ved udarbejdelsen af BUWAL /8/. Derfor er ressourceforbruget til energi beregnet ud fra oplysningerne om energiforbrug i BUWAL/8/ kombineret med nøgletallene i UMIPTOOL for ressourceforbrug ved forskellige brændselstyper. Emissioner fra energiforbrug er generelt inkluderet i BUWALs tal, men for urea og ammoniak, der ikke findes i BUWAl, er emissioner fra elektricitetsforbrug beregnet ved hjælp af emissionsfaktorer fra BUWAL kombineret med oplysninger om elforbrug fra USEPA /19/. De kemiske reaktioner for fremstilling af b-hydroxyalkylamid
som er beskrevet i afsnit 12.2.1 viser at der rent støkiometrisk dannes en række
biprodukter der enten kan ende som emissioner eller som råmaterialer i andre
produktioner. Der er ikke fundet nogen data om luftemissioner, emissioner til vand og affald fra produktion af: ethylenoxid, cyclohexan, adipinsyre, salpetersyre, diethanolamin og dimethyladipat. De reelle emissioner vil derfor sandsynligvis være større end angivet i de følgende tabeller. Energiforbrug Energiforbruget til fremstilling af b-hydroxyalkylamid er beregnet i bilag 3.2. Der er fundet oplysninger om energiforbrug til nogle af delkomponenterne i litteraturen, men det har ikke været muligt at finde data om alle energiforbrugende processer. Tabel 12.8 Energiforbrug /8/,/14/
Ressourceforbrug Ressourceforbruget ved fremstilling af b-hydroxyalkylamid er angivet i bilag 3.3. Der er fundet oplysninger om ressourceforbrug ved nogle af delkomponenterne i litteraturen, men det har ikke været muligt at finde data om alle processer. Tabel 12.9 indeholder også ressourceforbrug ved energiproduktion til de forskellige processer, i det omfang dette energiforbrug er kendt (se tabel 12.8). Tabel 12.9 Ressourceforbrug /8/, /14/
Emissioner og affald Emissioner til luft, vand og affald fra fremstilling af b-hydroxyalkylamid er beregnet i bilagene 3.4 -3.6. Der er ikke fundet oplysninger om emissioner fra alle processer. Tabellerne indeholder også emissioner til luft, vand og affald for energiproduktion til de forskellige processer, i det omfang dette energiforbrug er kendt (se tabel 12.8). Tabel 12.10 Emissioner /8/,/19/
12.3 Miljøvurdering Ved eventuel udskiftning af TGIC-hærderen med b-hydroxyalkylamid i pulvermaling kan der ske ændringer af miljøbelastningerne i alle livscyklusfaser fordi sammensætningen af malingen ændres. For at kunne sammenligne forskellene er det vigtigt at definere den funktionelle enhed. Funktonel enhed Som udgangspunkt vælges en "funktionel enhed" på 1 tons pulvermaling, idet der ikke foreligger undersøgelser der talmæssigt dokumenterer forskelle i levetid for maling baseret på de 2 typer hærdere. Ud fra accelererede test, hvor malingerne afprøves under ekstreme betingelser, er der dog noget der tyder på en mindre holdbarhed af maling baseret på b-hydroxyalkylamid. Ifølge oplysninger fra TEKNOS SCHOU A/S vil forbruget af b-hydroxyalkylamid være ca. 0,77 x forbruget af TGIC når alle andre parametre er uændrede. Alle andre parametre vil i praksis være uændrede ved hovedparten af malingerne (ca. 80% af recepterne). Den eneste ændring der regnes med i det følgende er således at der til 1 tons pulvermaling skal bruges 0,77 x 37 = 29 kg b-hydroxyalkylamid i stedet for 37 kg TGIC. Manglende oplysninger Ved sammenligningen af miljøbelastningerne i det følgende skal der iøvrigt tages forbehold for at der for begge typer hærdere mangler oplysninger om ressourceforbrug og emissioner for en del procestrin som beskrevet i de foregående afsnit. 12.3.1 Ressourceforbrug Udskiftning af TGIC med b-hydroxyalkylamid medfører en ændring i ressourceforbruget som det fremgår af tabel 12.4 og tabel 12.9. I nedenstående figur 12.5 er det normaliserede og vægtede ressourceforbrug sammenstillet for de 2 typer af hærdere. Det der sammenlignes i figuren er ressourceforbruget til fremstilling af den mængde hærder der indgår i 1 tons pulvermaling, dvs. henholdsvis 37 kg TGIC og 29 kg b -hydroxyalkylamid. Enheden er derfor ressourcforbrug pr. tons pulvermaling.
Fig. 12.5 Sammenligning af ressourceforbrug ved fremstilling af 2 hædere Som det fremgår af figuren er ressourceforbruget gennemgående større ved b -hydroxyalkylamid, hvilket bl.a. skyldes at der anvendes naturgas og mineralolie både som råmateriale og til energifremstilling. For TGIC er der også et forbrug af naturgas og råolie, men primært til fremstilling af energi. Herudover er de væsentligste råmaterialer til fremstilling af TGIC, NaCl og CaCO3 som findes i rigelige mængder. Betydningen af det forøgede ressourceforbrug ved at skifte fra TGIC til b -hydroxyalkylamid skal dog vurderes i forhold til størrelsen af ressourceforbruget fra andre råvarer og de øvrige livscyklusfaser. Fig. 12.6 viser det samlede ressourceforbrug i henholdsvis råvare-, fremstillings- og brugsfasen for pulvermaling. For råvarefasen er der ingen direkte oplysninger om det samlede ressourceforbrug, og i figuren er det derfor skønnet ud fra energiforbruget fundet i screeningen (kapitel 10).
Fig. 12.6 Ressourceforbrug for pulvermaling over livscyklus Sammenlignes fig. 12.5 og 12.6 ses det at forøgelsen af ressourceforbruget ved at skifte fra TGIC til b-hydroxyalkylamid er lille også i forhold til det samlede ressourceforbrug over pulvermalingens livsforløb. 12.3.2 Ydre miljø I nedenstående fig. 12.7 er de vægtede miljøeffekter ved fremstilling af hærderne opgjort på grundlag af tallene i tabel 12.5 og 12.10. Fig. 12.7 Vægtede miljøeffekter Se her Figur 12.7 viser at b-hydroxyalkylamid medfører en væsentlig større drivhuseffekt pr. tons pulvermaling end TGIC. En nærmere vurdering viser at dette skyldes udledningen af ca. 132 kg N2O pr. tons b-hydroxyalkylamid under fremstillingen af Adipinsyre (se afsnit 12.2.1). I nedenstående fig. 12.8 er de potentielle miljøeffekter vist når man forsøgsvist udelader N2O-emissionen. Miljøeffekterne er nu mere ens selvom der stadig er forskelle (bemærk den ændrede skala i forhold til fig. 12.7). Fig. 12.8 Vægtede miljøeffekter escl. emission af N2O ved betahydroxyalkylamid Se her Umiddelbart vil den større drivhuseffekt ved at anvende b-hydroxyalkylamid dog skulle sættes i forhold til drivhuseffekten som forårsages af andre råvarer og livscyklusfaser som vist i nedenstående fig. 12.9. Fig. 12.9 Ydre miljøbelastninger for pulvermaling over livscyklus ved brug af TGIC som hærder Se her I fig. 12.9 er der for råvarefasen kun medtaget miljøbelastninger fra henholdsvis TiO2(sulfatmetoden) ogTGIC, idet miljøbelastningerne fra øvrige råvarer ikke kendes. Fig. 12.9 viser, at bidraget til drivhuseffekten fra disse 2 stoffer i råvarefasen er lille sammenlignet med bidraget fra brugsfasen (energiforbrug) og at drivhuseffekten totalt er en mindre miljøbelastning end f.eks. farligt affald set over pulvermalings livscyklus. I nedenstående fig 12.10 er TGIC erstattet af b-hydroxyalkylamid som hærder
Ved at sammenligne figur 12.9 og fig. 12.10 ses det at den forøgelse af drivhuseffekten på knapt 200 mPEM pr. tons pulvermaling som skift af hærderen til b -hydroxyalkylamid medfører, er af relativt lille betydning for det ydre miljø, totalt set. Derimod har det væsentlig betydning at udskiftning af TGIC til b-hydroxyalkylamid medfører at mængden af farligt affald pr. tons pulvermaling falder til 0 ved fremstilling og brug af pulvermaling, idet dette affald udelukkende består af uhærdet pulvermaling, der i dag skal klassificeres som farligt affald pga. TGIC-hærderens sundhedsskadelige egenskaber. Denne omklassificering forudsætter dog at alt TGIC fjernes fra pulvermaling og erstattes af b-hydroxyalkylamid. Mængden af farligt affald fra bortskaffelsen af pulveraffald ændres derimod ikke, idet dette primært er affald fra schredder processen, der er mindre veldefineret i sammensætningen (afsnit 7.1.2). Som nævnt i afsnit 12.1.1 vil TGIC endvidere iflg. producenten aldrig være 100% ren, idet den vil indeholde små rester af epichlorhydrin (i ppm-området). De præcise mængder kendes ikke, men i afsnit 7 er der ud fra grundstofanalyser beregnet en forventet HCl-emission på 1,5 kg/tons pulvermaling ved schredning og omsmeltning af malede emner. Det antages at en del af denne emission skyldes rester af epichlorhydrin i TGIC-hærderen. b-hydroxyalkylamid anvender ikke chlorholdige råmaterialer og vil derfor ikke give HCl emission ved forbrænding af pulvermaling. 12.3.3 Arbejdsmiljø Ved fremstilling af pulvermaling med TGIC er der fundet en arbejdsmiljøbelastning på grund af TGIC. TGIC er jf. tabel 12.2 mærket med risikosætningen R 43, hvilket betyder at stoffet medregnes til allergifremkaldende stoffer i beregning af arbejdsmiljøeffekterne efter UMIPTOOL. TGIC vil endvidere skulle T-mærkes som et giftigt stof fra 31 maj 1998. b-hydroxyalkylamid er ikke mærket som farligt stof jf. tabel 12.7. Det betyder at den allergifremkaldende arbejdsmiljøeffekt må forventes at forsvinde fuldstændigt ved skift fra TGIC til b-hydroxyalkylamid. Under brugsfasen af pulvermaling optræder de samme allergieffekter af TGIC som under fremstillingsfasen, jf. afsnit 8. Der må derfor forventes samme positive effekt af at udskifte TGIC med b -hydroxyalkylamid i brugsfasen som i fremstillingsfasen. 12.3.4 Samlet konklusion vedrørende valg af hærder Som det fremgår af ovenstående er der både fordele og ulemper ved at udskifte TGIC med b-hydroxyalkylamid. Fordelene er:
Ulemperne er:
Udover disse "objektive" informationer skal også medregnes mere subjektive hensyn i valget af hærder, som f.eks. at TEKNOS SCHOU A/S generelt ønsker at undgå T-mærkede stoffer i produktionen. Ud fra dette kan det anbefales at TEKNOS SCHOU A/S udskifter TGIC-hærderen med b-hydroxyalkylamid, men at der samtidig startes en dialog med råvareleverandøren EMS chemie om mulighederne for at reducere N2O-emissionen ved rensning eller lignende. 12.3.5 Følsomhedsvurdering Ovenstående konklusion er selvfølgelig behæftet med usikkerhed, fordi der mangler data for en del af processerne. F.eks. mangler der i visse tilfælde oplysninger om hvilke specifikke stoffer der emitteres, idet bl.a. BUWAL angiver nogle emissioner som "uspecificerede partikler" eller "uspecificerede metaller". For disse kan der ikke beregnes bidrag til toxicitet mv.. Der er dog ingen tvivl om, at de viste arbejdsmiljømæssige fordele ved at skifte til b-hydroxyalkylamid er reelle nok, vurderet ud fra mærkningen af dette stof. Tilsvarende vil reduktion af mængden af farligt affald og emission af chlorforbindelser ved forbrænding af pulvermaling være reel forudsat at alt TGIC substitueres. Farligt affald kan dog kun betegnes som et miljøproblem i det omfang det ikke håndteres korrekt, ellers er det mere et økonomisk problem. Derimod er ændringer i ressourceforbrug og drivhuseffekt mere usikker fordi der mangler oplysninger fra råvareleverandørerne. Dvs. det er primært ulemperne der ikke kan dokumenteres fuldt ud endnu. _________________________ omfatter også energiforbrug ved fremstilling af råmaterialerne naturgas og brint omfatter kun energiforbrug ved fremstilling af urea fra ammoniak og kuldioxid omfatter også energiforbrug ved fremstilling af råmaterialet natriumchlorid omfatter også energiforbrug ved fremstilling af råmaterialerne mineral olie og naturgas Mængderne omfatter ikke ressourceforbruget ved fremstilling af TGIC, epichlorhydrin, hypochlorsyre og cyanursyre samt ressourceforbruget til energi ved fremstillingen Mængderne omfatter ikke emissioner fra fremstilling af TGIC, epichlorhydrin, allylchlorid, hypochlorsyre og cyanursyre samt emissioner fra energiforbrug ved fremstilling af disse stoffer omfatter også energiforbrug ved fremstilling af råmaterialerne naturgas og brint omfattet kun energiforbruget til fremstilling af brint til cyclohexan omfatter kun energiforbruget til fremstilling af b-hydroxyalkylamid ud fra dimethyladipat og diethanolamin Mængderne omfatter ikke ressourceforbruget ved fremstilling af ethylenoxid, cyclohexan, adipinsyre, salpetersyre, dimethyladipat og diethanolamin samt ressourceforbruget til energi ved fremstillingen af disse stoffer Mængderne omfatter ikke emissioner og affald dannet ved fremstilling af ethylenoxid, cyclohexan, adipinsyre, salpetersyre, dimethyladipat og diethanolamin samt ressourceforbruget til energi ved fremstillingen af disse stoffer
13. Teknisk evaluering13.1 Brug af UMIPs PC-værktøj 13.1 Brug af UMIPs PC-værktøj UMIPs metode skiller sig ikke væsentligt ud fra andre LCA-metoder, bortset fra normaliseringen og vægtningen af miljøbelastningerne (og den iøvrigt fremragende beskrivelse af fremgangsmåder mv.). Netop vurderingsdelen fungerer dog usædvanlig godt og UMIPTOOL er et meget velegnet og hurtigt væktøj til at udføre miljøvurderinger og opsummere data (bogholderi), men det er et specialistværktøj, der kræver både øvelse og miljømæssig indsigt. Af deciderede mangler i demoversionen som var stillet til rådighed for projektet kan nævnes: - der mangler helt dokumentation på affaldsområdet og det kan overvejes at opstille f.eks. regionale normaliserings- og vægtningsfaktorer for at udbedre denne mangel - Der er ikke beskrevet konkrete fremgangsmåder for at anvende stedspecifikke faktorer, f.eks. vedrørende lokal eksponering for opløsningsmidler - i den foreliggende version kan årsagen til en miljøeffekt ikke automatisk spores tilbage til f.eks. en bestemt proces eller et stof. Dette er dog ikke en stor mangel fordi simuleringer med forskellige forudsætninger kan foretages hurtigt med programmet. Undervejs i projektet er et nyt EDB-værktøj (LCV-system version 2.06-BETA) udviklet i forlængelse af UMIP-projektet. Dette værktøj har dog ikke været afprøvet. 13.2 Fremstillingsfasen Datakvalitet Det er en generel erfaring at data indsamlet til miljøstyringsarbejde ikke altid opfylder kravene til data der skal bruges til livscyklusarbejde. Det har således været nødvendigt at kvalificere data fra miljøgennemgangen på TEKNOS SCHOU A/S yderligere for at sikre pålideligheden af de vurderinger der skal foretages. Det kan også udtrykkes således at en "normal" miljøgennemgang indeholder mange skønnede data og kvalitative vurderinger der ikke er så anvendelige i livscyklusvurderinger, hvor alt skal opgøres præcist og med usikkerhedsvurdering af data. Detaljering af data Der blev anvendt meget tid på at fordele ydremiljø-belastningerne i produktionen på henholdsvis processer og produkter. Efterfølgende har det så vist sig at disse er forsvindende i forhold til miljøbelastninger i andre livscyklusfaser. Dette understreger betydningen af at nærme sig livscyklusvurderingen ved en overordnet screening, hvor man kun kigger på et overslag over de totale miljøbelastninger inden man går i detaljer med den enkelte fase. Parametre Ved miljøgennemgangen er der taget udgangspunkt i de data der haves eller let kan fremskaffes. Det medfører at livscyklusvurderingen kan give et forkert resultat, fordi der mangler data for nogle parametre. Som eksempel kan nævnes at vurdering af spildevand i miljøgennemgangen tager udgangspunkt i de analyser der nu foreligger, fordi de afspejler de krav eller aftaler der er med myndighederne, men livscyklusvurderingen stiller krav til opgørelse af alle bidrag til de miljøeffekter der er defineret i UMIP, uanset om de betyder noget for recipienten. Arbejdsmiljø Kvantificering af arbejdsmiljødata har været et stort problem i fremstillingsfasen idet den bygger meget på BST’s personlige erfaringsgrundlag (der ydermere er fortroligt). Det har medført at der ikke kan beskrives en generel reproducerbar metode til disse opgørelser. Det vanskeligste her er nok vurderingen af om en påvirkning af opløsningsmidler er over/under 10% af grænseværdien (se afsnit 5.3.6). Lokale vægtningsfaktorer I forbindelse med vurderingen af miljøbelastningerne fra fremstillingsfasen blev mulighederne for at anvende lokale vægtningsfaktorer for affald undersøgt. Dette skyldes at reduktion af affaldsmængder generelt er højt prioriteret i Vejle Amt. Det måtte dog konstateres at der ikke var tilstrækkeligt grundlag til at sætte sådanne lokale vægtningsfaktorer endnu. Det må dog anbefales at der arbejdes hen mod dette i fremtiden. 13.3 Brugsfasen Afgrænsning Problemerne med at kortlægge miljøbelastninger fra maleprocesserne hos kunderne ligger primært i afgrænsningen af hvilket udstyr der er relevant at beskrive. Jo mere snæver afgrænsningen gøres, jo mindre anvendeligt bliver resultatet (man kan jo sortere efter hvilke miljøbelastninger man ønsker denne fase skal bidrage med). Der er forholdsvis stor variation i de forskellige typer udstyr. Lakspild Oplysninger om lakspild er noget tvivlsomme, fordi leverandørerne af udstyr helst ikke vil anføre alt for negative oplysninger (en leverandør nægtede f.eks. at udstyret medførte spild). Det er nemmere at få oplysninger om f.eks. energiforbrug fordi de under alle omstændigheder kan aflæses af brochurer mv. Nogle former for lakspild er også vanskelige at kvantificere, f.eks. det spild der afsættes på udstyr, vægge mm. og derfor ikke opsamles. Arbejdsmiljø For opgørelse af arbejdsmiljø i brugsfasen gælder de samme kommentarer som for fremstillingsfasen, idet samme metode blev brugt. 13.4 Bortskaffelsesfasen Bortskaffelses-scenarie Der foreligger ingen præcis viden om stålkredsløbet i Danmark og endnu mindre viden om hvad der sker med malingen på stålet. Der er således store usikkerheder forbundet med at opgøre miljøbelastninger i denne fase. Diffuse miljøbelastninger En del af malingen slides af og ender diffust i miljøet, men UMIP indeholder ikke en mulighed for at opgøre denne slags "diffuse" miljøbelastninger, som derfor blot blev kategoriseret som "volumenaffald". 13.5 Råvarefasen Datakilder Der har været store vanskeligheder med at fremskaffe data vedrørende miljøbelastninger fra fremstilling af råvarer til maling, fordi kemikalieproducenterne endnu ikke er villige til eller kan levere oplysninger. Det forventes dog at det med tiden vil blive nemmere. En råvareleverandør oplyste således at man endnu ikke var klar til at levere data fordi det var et meget stort og kompliceret arbejde som man endnu ikke var færdige med. Leverandørerne var ikke indstillet på seriøst at kvalitetskontrollere eller kommentere de data som blev indsamlet i projektet via litteratur og databaser. En leverandør oplyste bl.a. at de normalt ikke har mulighed for at gå så dybt i undersøgelserne. Meget af arbejdet hviler derfor på tidligere udførte LCA'er eller de databaser som kan købes. Arbejdsmiljø Der findes stort set ingen LCA'er eller databaser der indeholder oplysninger om arbejdsmiljø ved produktion af råvarene. UMIP's metode der baseres på vurderinger af eksponering ved konkrete processer er kun anvendelig hvor man har adgang til processerne. Dette er normalt ikke tilfældet ved produktion af råvarerne som ofte foregår i andre lande. Her er man derfor henvist til en mere kvalitativ vurdering af indgående stoffer (mærkning) og farlige processer, f.eks. som angivet i almindelige lexika. Litteraturstudier Projektet har vist at det faktisk at muligt at komme temmelig langt i en sammenlignende LCA af 2 råvarer ud fra de oplysninger der kan findes i litteraturen. Dette skyldes at selv ret komlicerede organiske forbindelser i sidste ende er opbygget af mere simple standard-råvarer som er undersøgt tidligere. Informationer om de "øverste" synteseled er endvidere dem der er nemmest at få fra leverandørerne, fordi de som regel har informationer om deres egen produktion eller udgiver grønne regnskaber.
14. Proces evaluering14.1 Organisering af arbejdet Dette afsnit beskriver:
Derudover er der også givet nogle anbefalinger til, hvordan det fremtidige samarbejde kan være i LCA-arbejdet. 14.1 Organisering af arbejdet Sammensætningen af styregruppe og arbejdsgruppe kan ses i forordet. Projektpartnere Rådet vedrørende genanvendelse TEKNOS SCHOU A/S: Tilskudsmodtager/virksomhed projektansvarlig) COWI: Rådgiver Vejle Amt: Samarbejdspartner og myndig hed Styregruppe Styregruppen er øverste ansvarlige organ i forhold til projektet. Styregruppens arbejdsopgaver er:
Arbejdsgruppe Arbejdsgruppens opgaver er følgende:
Evaluering tyregruppe Styregruppen har bidraget med væsentlige faglige input til projektet vedrørende UMIP's metode og værktøj, arbejdsmiljøkortlægning og fastlæggelse af en hensigtsmæssig funktionel enhed. Styregruppen har på denne måde haft et større fagligt engagement end normalt i projekter af denne type. Det har været til stor gavn for projektets gennemførelse. Arbejdsgruppe Arbejdsgruppen har fungeret som et vigtigt diskussionsforum både med hensyn til den generelle fremgangsmåde og til de specifikke rapporter. Arbejdsgruppens opgave som daglig leder af projektet har været lidt nedtonet. Denne opgave har naturligt ligget hos TEKNOS SCHOU A/S og COWI, da arbejdet har været koncentreret hos virksomhed og rådgiver. 14.2 TEKNOS SCHOU A/S', COWIs og Vejle Amts mål med projektet Udgangspunktet for dette afsnit er projektets overordnede formål. Her understøttes formålet med hver af projektpartnernes individuelle forventninger til projektet. Generelt Det har været positivt, at projektparterne har haft forskellige indgangsvinkler til projektet. Og det har været godt for samarbejdet, at hver af partnerne inden projektets start har tilkendegivet, hvilket mål de hver især havde med projektet. Det har givet en forståelse af de forskellige synspunkter, der løbende har været i projektet. TEKNOS SCHOU A/S Målene for TEKNOS SCHOU A/S var:
Evaluering Udviklingsværktøjet er ikke gennemprøvet hos TEKNOS SCHOU A/S, men hos COWI. Det vil sige "erfaringer" og "know-how" er overvejende etableret hos COWI. Dette skyldes den arbejdsdeling/rollefordeling, der blev lagt ved projektets start, hvor det blev besluttet, at COWI skulle være "pennefører" på projektet. Derudover er det COWI, der har bearbejdet alt talmateriale. Dette har ikke været en forudsætning fra starten men har været en naturlig arbejdsdeling i projektet. UMIP-TOOL, som bliver det værktøj, der skal benyttes fremover, er afprøvet hos virksomheden. En egentlig implementering i virksomheden sker efter projektets afslutning. TEKNOS SCHOU A/S har fået en større indsigt i de udvalgte produktseriers miljø- og sundhedsmæssige forhold. Der er dermed skabt en basis for at arbejde med miljømærker. Projektet har dog ikke mundet ud i en kortlægning af hele livsforløbet af produktserierne. Dette skyldes de afgrænsninger på råvaresiden, som blev besluttet tidligt i projektet. COWI Målet for COWI var, at der blev udviklet et salgbart produkt ved:
Evaluering Med hensyn til metodeudvikling er projektet stort set gennemført som beskrevet i forprojektet. Dvs. rapporten beskriver den faktiske udvikling fra en miljøgennemgang til en livscyklusvurdering. Det var COWIs forventning, at projektet ville resultere i en slags "husmandsmodel" for LCA, der kunne danne grundlag for en manual til Green Network-virksomheder mv. Denne forventning er endnu ikke opfyldt, idet dette bl.a. kræver erfaringer fra flere brancher. Projektrapporten er en detaljeret case-story fra en mellemstor virksomhed, der kan bruges som inspiration for andre virksomheder, der overvejer at starte på livscyklusarbejdet. Rapporten indeholder også en række generelle erfaringer om LCA-metode og dataindsamling, som kan være af værdi for andre virksomheder. Det har ikke været muligt at pege på "simple metoder" og forenklinger af betydning i LCA-arbejdet. LCA er så kvantitativ, at de væsentlige forenklinger i virkeligheden er afgrænsninger, hvor man udelader dele af beskrivelsen. Projektet giver eksempler på afgrænsninger, der kan anvendes ved miljøforbedringer af egne produkter. Dog kan visse afgrænsninger "ophæves" til at gælde generelt for kemikalier med en vis toksicitet. Startfasen af LCA er forholdsvis krævende for den enkelte virksomhed, fordi der både kræves indsamlinger af store mængder data og grundlæggende forståelse af metode og principper, men LCA-arbejdet vil gradvist blive lettere for virksomhederne, fordi man kan trække på tidligere indsamlede datablokke og kan nøjes med at kigge på mindre detaljer. Det er erfaringen, at LCA-arbejde giver vidensopbygning hos forholdsvis få personer, idet det kræver en langvarig indsats at forstå metoder, dataværktøjer og datahåndtering. I forbindelse med projektet er den største vidensopbygning sket hos 2-3 personer hos COWI og hos TEKNOS SCHOU A/S. Det vurderes, at rådgiver kan spille en betydelig rolle for virksomheden ved opbygningen af det grundlæggende datamateriale og ved introduktion af metode og EDB-værktøjer til LCA. Når først dette "værktøj" er etableret på virksomheden, vil det være lettere at anvende i det daglige udviklings- og miljøvurderingsarbejde, uden brug af hjælp udefra. Vejle Amt Vejle Amts mål var:
Evaluering Metoden er udviklet. Det kunne dog være ønskeligt, hvis der efterfølgende blev udarbejdet en mere generel metodebeskrivelse (en "manual"), der kan bruges bredt i Green Networks medlemskreds. Projektet kan som ønsket fungere som et lokalt demonstrationsprojekt. Demonstrationsprojektet kan motivere virksomhederne til på sigt at gå skridtet videre til også at arbejde med produkterne. Dette vil klart kunne styrke regionens miljøprofil. Gennem projektet er det forsøgt at definere myndighedernes deltagelse i LCA-arbejdet/LCA-projekter. For myndighederne er LCA central, fordi LCA sikrer, at miljøforbedringerne bliver reelle og ikke blot fører til en flytning af et miljøproblem til andre steder eller livscyklusfaser. Myndighedernes deltagelse derudover skal ses i lyset af bl.a.: at de kan fungere som igangsættere/katalysatorer. En rolle der er kendt fra miljøstyringsarbejdet, at de kan bidrage med lokale målsætninger. Der vil ofte være nogle specifikke regionale miljøforhold, som der bør tages hensyn til. De regionale miljømål skal dog afvejes i forhold til det globale miljø, at de vil være diskussionspartnere i forhold til de vægtningsfaktorer, virksomheden benytter som beslutningsgrundlag. Der findes i dag flere forskellige vurderingsværktøjer - og der kommer sikkert flere. Disse vurderingsværktøjer har forskellige vægtninger af samme miljøforhold. Derfor vil det være fornuftigt, hvis myndighederne har en holdning til, om de benyttede vægtningsfaktorer er rimelige set i forhold til det, de konkret anvendes til, at de er interesserede i prioriteringer og målsætninger, at de kan formidle dataflow og være verifikatorer af data. Myndighederne kan tænkes, på sigt, at få opbygget en viden om, hvor man kan finde pålidelige data. Desuden besidder myndighederne en viden om f.eks. affalds- og spildevandsdata, at de ofte besidder viden om kommende tiltag inden for miljølovgivningen, som vil være af interesse for LCA-arbejdet, at de er netværksopbyggere og dermed kan sikre et generelt løft i LCA-arbejdet. Gennem netværk kan myndighederne også sikre at der sker en erfaringsopsamling til gavn for netværket, at de er vidensformidlere og kan formidle en produktorienteret miljøstyring. Desuden er myndighederne naturlige samarbejdspartnere inden for hele miljøområdet. Som deltagere i LCA-arbejdet skal myndighederne naturligvis også ses som brugere af LCA, både ved vurdering af virksomhedernes miljøtiltag og som offentlige indkøbere. Helt nye roller kan eventuelt tænkes i en produktorienteret miljøpolitik, f.eks. i forbindelse med rådgivning om produkter eller integrering af LCA-oplysninger i miljøgodkendelser. Målet med at være miljøets talerør går igen i afsnittet om rollefordeling. Der henvises til evalueringen under dette afsnit. 14.3 Roller og ansvarsområder Dette afsnit beskriver rollerne mellem TEKNOS SCHOU A/S, Vejle Amt og COWI, som de er tænkt ved projektets start. Evalueringen af TEKNOS SCHOU A/S' og COWIs roller er samlet under ét. Vejle Amts evaluering er beskrevet separat. Samspillet mellem virksomhed, myndighed og rådgiver har været vigtigt for at få et godt projekt. Dette har mest tydeligt vist sig i arbejdsgruppens diskussioner om den generelle fremgangsmåde. Der blev brugt meget tid på at få klarhed over hele projektet, men den tid er givet godt ud, da projektet er forløbet rimeligt smertefrit, selv da en del ændringer måtte foretages på grund af det øgede kendskab til UMIP's metode. TEKNOS SCHOU A/S TEKNOS SCHOU A/S' roller og ansvarsområder er:
COWI COWIs roller og ansvarsområder er:
Evaluering De roller, som COWI og TEKNOS SCHOU A/S fra projektets start var forudsat at skulle varetage, er i store træk blevet opfyldt. Rollefordelingen må derfor siges at være tilfredsstillende set ud fra de oprindelig forventninger. Set i bakspejlet kunne en lidt anden rollefordeling måske have været ønskelig for at få en større vidensopbygning hos TEKNOS SCHOU A/S. Det er en kendsgerning, at den største vidensopbygning sker hos den, der skriver rapporterne og bruger EDB-modellen, dvs. i dette tilfælde hos COWI. Denne viden er delvist overført til TEKNOS SCHOU A/S og Vejle Amt ved afholdelse af små kurser og gennem diskussioner af oplæg og rapporter, men det kan aldrig give den helt samme effekt som at være pennefører på rapportskrivningen. Vejle Amt Vejle Amts roller og ansvarsområder er:
Evaluering Med hensyn til rollen som diskussionspartner i forhold til afgrænsninger, forudsætninger og resultater af de forskellige delelementer i projektet har samarbejdet fungeret godt. Amtet har deltaget på lige fod med de øvrige samarbejdspartnere. Diskussionerne har været frugtbare og udviklende for projektet. Specielt har Amtets aktive rolle ligget i den første del af projektet, hvor arbejdet har koncentreret sig om fremstilling, brug og bortskaffelse. Diskussionerne i forhold til råvarefasen har primært foregået mellem TEKNOS SCHOU A/S og COWI. Rollen som sekretær for arbejdsgruppe og styregruppe har været god, da Amtet dermed har fået en mere direkte rolle i projektet, bl.a. i form af opfølgning fra styregruppemøderne. Den rolle, Amtet har set som deres primære, har været at sikre den generelle anvendelighed af fremgangsmåder og resultater af projektet, som er forudsætningen for, at projektet kan udbredes til store dele af Green Networks medlemskreds. Amtet har gennem hele forløbet gjort deres yderste for at udfylde denne rolle. Man kan se nu, at der mangler nogle flere erfaringer, inden der kan laves en egentlig manual for LCA. Det forhindrer dog ikke, at Amtet allerede nu kan anvende projektets resultater. Rollen som miljøets talerør har specielt i prioriteringsfasen været vanskelig. Dels er myndighedernes interesse varetaget i UMIP's vurderingsværktøj, hvori Miljøstyrelsens miljømålsætninger er integreret. Dels har Amtet ikke været klædt godt nok på til at bidrage med lokale/regionale målsætninger for miljøet. Priorieterings- og handlingsplansarbejdet var fra starten udpeget som et område i projektet, hvor Amtet som myndighed ville have en stor interesse. Dette arbejde har imidlertid fået en lavere prioritet end ønsket og er primært foregået i et samarbejde mellem TEKNOS SCHOU A/S og COWI. Beslutningskompetencen vil altid ligge hos virksomheden, dog vil en diskussion mellem virksomhed og myndighed af mulige handlinger give et godt beslutningsgrundlag. En erfaring er, at jo mere handlingsorienteret livscyklusarbejdet er, desto større er myndighedens interesse. Efter projektets afslutning ser Amtet formidlingen som en vigtig opgave, både inden for Green Network-samarbejdet, amterne og andre interessenter i øvrigt. Denne formidlerrolle er naturligvis kun mulig, fordi Amtet har fulgt projektet så tæt, som det er sket.
15. Referencer/1/ Bent Scmidt Rasmussen, Det Danske Stålvalseværk: Personlig oplysning. Frederiksværk, december 1996. /2/ Vibeke Folmers, Vejle Amt: Personlig oplysning. Vejle, december 1996. /3/ Kirsten Pieter Jørgensen, Carl Bro as: Affald fra bilfragmenteringsanlæg, 1. del: Fase 1-3. For Miljøstyrelsen, Udkast af 2. juni 1993, upubliceret. /4/ Niels Frees og Morten Als Pedersen, IPU/DTU: Enhedsprocesdatabase. IPU/DTU, Miljøstyrelsen og Dansk Industri, København, december 1996. /5/ Peter Blinksbjerg, DK-Teknik: Personlig oplysning. Søborg, december 1996. /6/ Jesper Kjølholt, Helle Vang Andersen, Christian Poll, Claus Dahl Thomsen og Niels Erik V. Freiesleben, COWIconsult: Miljøbelastning fra affaldsforbrændingsanlæg. Miljøprojekt nr. 269, 1994, Miljøstyrelsen, København. /7/ Erik Hansen og Thomas Faarbæk, COWIconsult: Restprodukter - Karakteristika, mængder og bortskaffelse. August 1994, for Miljøstyrelsen. Upubliceret. /8/ BUWAL: Schriftenreihe Umwelt Nr. 232: Vergleichende ökologische Bewertung von Anstrichstoffen im Baubereich, Bern, 1995 /9/ H. Kindler & A. Nickels: Energieaufwand zur Herstellung von Werkstoffen. Kunststoffe 70, Nr. 12, 1980 , Seite 806-807. /10/ IWAM LCA database version 1.01, 1996. The environmental Research LCA-database on building materials from the University of Amsterdam. /11/ ECOBILAN COMPANY: "The Life Cycle Analysis of eleven indoors decorative paints" European Ecolabel ,Project for application to Paints and Varnishes Volume 5. Paris, December 1993 /12/ UMIP's enhedsprocesdatabase, Instituttet for Produktudvikling, DTU 1997 /13/ MUP/LCA: Livscyklusmodel til vurdering af nye materialer: Metoder, vurderingsgrundlag og fremgangsmåde. Det materialeteknologiske udviklingsprogram. /14/ Ullmann's Encyclopaedia of Industrial Chemistry. Fifth Completely /15/ Kirk-Othmer: Encyclopaedia of Chemical Technology. Fourth Edition, New York, 1983 /16/ George T. Austin: Shreve's Chemical Process Industries. Fifth Edition. McGraw-Hill International Editions, 1984 /17/ Tioxide Group Limited: Environmental Performance Report. 1995 /18/ Römpp, Lexikon der Chemie, Stuttgart, 1990 /19/ Compilation of Air Pollutant Emission Factors, U.S. Environmental /20/ United States Patent #5101073, Philadelphia, 1992 /21/ Manufacture report b -Hydroxyalkylamide, FATIPEC Congress, Brussels, 1996 /22/ KRONOS TITAN A/S, Årsrapport 1996: helse, miljø, sikkerhet /23/ Orientering fra Miljøstyrelsen nr. 5, 1996: Brancheorientering for Lak- og Farveindustrien
Bilag 1: Resumé af UMIP metodenDer er både i Dansk og internationalt regi arbejdet meget med livscyklusanalyser i de senere år. Det mest grundige danske arbejde er foretaget i UMIP-projektet, hvor der nu foreligger en samlet metodebeskrivelse "Miljøvurdering af produkter" december 1995, udgivet af Instittuttet for Produktudvikling (DTU), Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen og Dansk Industri. I det følgende er der givet en kort karakteristik af UMIPs metode. Grundlæggende består metoden af følgende trin: - Fastlæggelse af formålet med livscyklusvurderingen Metoden følger overordnet de principper der er angivet i SETACs "Guidelines for Life-cycle Assessment" men er detaljeret og konkretiseret på en lang række punkter. Referenceprodukter Metoden tager udgangspunkt i et eller flere referenceprodukter der er udgangspunkt for udvikling af nye og miljømæssigtbedre produkter. Referenceproduktet kan være et aktuelt produkt der indgår i virksomhedens produktsortiment eller et tænkt produkt der består af en kombination af råvarer og processer som kendes i forvejen. Stykliste For referenceprodukterne opstilles en stykliste over de komponenter produktet er sammensat af. Styklisten indeholder oplysninger om mængde og type af materialer og hjælpestoffer og de produktionsprocesser der indgår ved fremstillingen af komponenten. Livsforløbmodel Ud fra styklisten opstilles "livsforløbsmodellen" for produktet idet uvæsentlige komponenter og sidestrømme fravælges i modellen (UMIP angiver detaljerede kriterier herfor). Livsforløbsmodellen er en kvalitativ beskrivelse af hvilke processer der er involveret i hele procestræet for fremstilling af hver komponent. "Grundkort" For hver enkelt proces udarbejdes et "Grundkort" der sammenfatter grunddata om processen og normaliserede in/outputs af materialer samt arbejdsmiljøbelastninger. "Bundkort" Disse data bearbejdes herefter så de kan lægges sammen over hele produktets livscyklus. Det indebærer bl.a. at in- og output fra processerne skal omregnes til de afledte stofemissioner ("termineres") og henføres til en af de 6 følgende kilder, uanset hvilken livscyklusfase der er tale om: - materialeforbrug Datapræsentation Resultatet bliver således at der stof for stof kan redegøres for det samlede forbrug eller den samlede emission over hele livscyklus og forbrug/emission fordelt på kilder og processer. Klassificering og normalisering De opgjorte forbrug/emissioner klassificeres efter de miljøeffekter de giver anledning til (23 forskellige typer) og omregnes til belastningspotentialer vha. personeqvivalent-begrebet, dvs. en given emission sammenholdes med f.eks. emissionen på verdensplan/antal mennesker i verden. Miljøvurdering af referenceproduktet Vægtning Endelig foretages en vægtning af belastningspotentialerne i forhold til hinanden, dvs. belastningspotentialerne ganges med en vægtningsfaktor hvis størrelse afhænger af hvor alvorlig den pågældende effekt er. For ressourceforbrug er faktoren f.eks. 1/forsyningshorisonten. Referenceprodukternes miljøprofil er gennem ovenstående 3 trin beskrevet på et niveau der er anvendeligt som sammenligningsgrundlag ved forbedringer af produktet eller sammenligning med konkurrerende produkter. Miljødiagnose Miljøvurderingen anvendes til at identificere de største potentialer for miljøforbedringer af produktet. Miljøvurdering af koncepter og detaljer Forslag til detailændringer af produktet eller helt nye produkter miljøvurderes efter samme principper som referenceproduktet.
Bilag 2Bilag 2.1: Massebalance for 1 ton TGIC Bilag 2.1: Massebalance for 1 ton TGICværdierne i bilag 2.1 er baseret på støkiometriske beregninger ud fra reaktionsskemaerne i afsnit 12.1.1 Forbruget af naturgas og mineralolie til produktion af brint og propylen kan ikke beregnes støkiometrisk fordi naturgas og mineralolie ikke har en veldefineret kemisk formel. Forbruget af disse to råmaterialer er derfor i stedet fundet ud fra litteraturen som vist i bilag 2.2. Se her
Bilag 2.2: Energiforbrug for 1 ton TGICOplysninger om energiforbruget ved fremstilling af propylen, chlor og calciumcarbonate er hentet i BUWAL /8/. Data fra BUWAL omfatter både energiforbrug ved de aktuelle processer og for produktion af råvarerne. Dette betyder at tallet for energiforbrug ved propylen også omfatter energiforbrug for produktion af den nødvendige mængde af råmaterialerne mineralolie, naturgas og vand. Tallet for energiforbrug ved Chlor omfatter også energiforbruget til produktion af den nødvendige mængde af råmaterialet natriumchlorid. Energiforbruget er opdelt i materialeenergi, termisk energi, elektrisk energi og transportenergi ud fra oplysninger i BUWAL /8/. Materiale energi er energiindholdet at stoffet der frigives f.eks. når det brændes. For urea og ammoniak har det kun været muligt at finde oplysninger om et elforbrug. Tallet for energiforbrug ved urea omfatter også energiforbruget til fremstilling af den nødvendige mængde af råmaterialerne kvælstof og brint jf. Kirk-Othmer /15/. Se iøvrigt kollonnen "reference" for kilden til oplysningerne Tabel Se her Bilag 2.3: Ressourceforbrug for 1 ton TGICData for ressourceforbruget har forskellig oprindelse som det fremgår af kollonnen "referencer". Ressourceforbruget for energi er opdelt i temisk og elektrisk energi jf. bilag 2.2. Der er set bort fra ressourceforbruget til transport fordi det er så lille. Ressourceforbruget for elektrisk og termisk energi er beregnet ved hjælp af UMIPTOOL. For at kunne benytte databasen har det været nødvendigt at opdele det termiske energiforbrug på brændsler. Dette er gjort ved at anvende en typisk brændselssammensætning ved produktion af industriel damp i Tyskland.Ifølge BUWAL /8/ er dette: Kul: 31.1 % Tabel Se her
Bilag 2.4: Luftemissioner for 1 ton TGICData for emissioner stammer mest fra BUWAL /8/, undtagen for urea og ammoniak. For Urea og ammoniak er oplysninger om procesemissioner fundet i USEPA /19/ som kun indeholder emissionsfaktorer for selve produktionsprocessen, ikke for energiforbruget eller for råmaterialerne. Emissioner fra energiforbruget ved produktion af urea og ammoniak er beregnet ud fra elektricitetsforbruget opgjort i bilag 2.2 og emissionsfaktorer for elektricitetsforbrug fra BUWAL /8/. Naturgas anvendes både til produktion af propylen og brint. Emissioner fra propylen i BUWAL indeholder også emissioner fra produktion af den nødvendige mængde naturgas til propylenproduktionen. Derfor er kun emissioner fra naturgasforbruget til brint vist i bilag 2.4. Tabel Se her
Bilag 2.5: Vandforurening for 1 ton TGICData for vandforurening stammer kun fra BUWAL /8/. Data for propylen omfatter også vandforurening fra produktion af den nødvendige mængde raåmaterialer mineralolie, naturgas og vand. Naturgas anvendes både til produktion af propylen og brint. Vandforurening fra propylen i BUWAL indeholder også vandforurening fra produktion af den nødvendige mængde naturgas til propylenproduktionen. Derfor er kun vandforurening fra naturgasforbruget til brint vist i bilag 2.5. Data for chlor omfatter også vandforurening fra produktion af den nødvendige mængde af råmaterialet natriumchlorid. Vandforurening fra energiforbrug ved produktion af urea og ammoniak er beregnet ud fra elektricitetsforbruget opgjort i bilag 2.2 og emissionsfaktorer for spildevand fra BUWAL /8/. Tabel Se her
Bilag 2.6: Affaldsproduktion for 1 ton TGICData for affaldsproduktion stammer kun fra BUWAL /8/. Data for propylen omfatter også affald fra produktion af de nødvendige råmaterialer mineralolie, naturgas og vand. Naturgas anvendes både til produktion af propylen og brint. affald fra propylen i BUWAL indeholder også affald fra produktion af den nødvendige mængde naturgas til propylenproduktionen. Derfor er kun affald fra naturgasforbruget til brint vist i bilag 2.6. Data for chlor indeholder også affald fra produktion af den nødvendige mængde af råmaterialet natriumchlorid. Affald fra energiforbrug til produktion af urea og ammoniak er beregnet ud fra elektricitetsforbruget opgjort i bilag 2.2 og emissionsfaktorer for affald i BUWAL /8/.
Bilag 33.1: Massebalance for 1 ton b-hydroxyalkylamid
Bilag 3.1: Massebalance for 1 ton b-hydroxyalkylamidværdierne i bilag 3.1 er baseret på støkiometriske beregninger ud fra reaktionsskemaerne i afsnit 12.2.1 Forbruget af naturgas og mineralolie til produktion af benzen, ethylen, brint og methanol kan ikke beregnes støkiometrisk fordi naturgas og mineralolie ikke har en veldefineret kemisk formel. Forbruget af disse to råmaterialer er derfor i stedet fundet ud fra litteraturen som vist i bilag 3.3. Tabel Se her
Bilag 3.2: Energiforbrug for 1 ton b-hydroxyalkylamidOplysninger om energiforbruget ved fremstilling af methanol, ethylen og benzen er hentet i BUWAL /8/. Data fra BUWAL omfatter både energiforbrug ved de aktuelle processer og for produktion af råvarerne. Dette betyder at tallet for energiforbrug ved propylen også omfatter energiforbrug for produktion af den nødvendige mængde af råmaterialerne mineralolie, naturgas og vand. Energiforbruget er opdelt i materialeenergi, termisk energi, elektrisk energi og transportenergi ud fra oplysninger i BUWAL /8/. Materiale energi er energiindholdet at stoffet der frigives f.eks. når det brændes. For ammoniak har det kun været muligt at finde oplysninger om et elforbrug. Tallet for energiforbrug ved ammoniak omfatter også energiforbruget til fremstilling af den nødvendige mængde af råmaterialerne kvælstof og brint jf. Kirk-Othmer /15/. Energiforbruget for fremstilling af b-hydroxyalkylamid er oplyst af producenten, EMS-Chemie AG/Switzerland. Se iøvrigt kollonnen "reference" for kilden til oplysningerne Tabel Se her
Bilag 3.3: Ressourceforbrug for 1 ton b-hydroxyalkylamidData for ressourceforbruget har forskellig oprindelse som det fremgår af kollonnen "referencer". Ressourceforbruget for energi er opdelt i temisk og elektrisk energi jf. bilag 3.2. Der er set bort fra ressourceforbruget til transport fordi det er så lille. Ressourceforbruget for elektrisk og termisk energi er beregnet ved hjælp af UMIPTOOL. For at kunne benytte databasen har det været nødvendigt at opdele det termiske energiforbrug på brændsler. Dette er gjort ved at anvende en typisk brændselssammensætning ved produktion af industriel damp i Tyskland. Ifølge BUWAL /8/ er dette: Kul: 31.1 % Tabel Se her
Bilag 3.4: Luftemissioner for 1 ton b-hydroxyalkylamidData for emissioner stammer mest fra BUWAL /8/, undtagen for brint, salpetersyre, adipinsyre, ethylenoxid og ammoniak. For adipinsyre, salpetersyre og ammoniak er oplysninger om procesemissioner fundet i USEPA /19/ som kun indeholder emissionsfaktorer for selve produktionsprocessen, ikke for energiforbruget eller for råmaterialerne. Emissioner fra energiforbruget ved produktion af brint til cyclohexan er beregnet ud fra elektricitetsforbruget opgjort i bilag 3.2 og emissionsfaktorer for elektricitetsforbrug fra BUWAL /8/. Tabel Se her
Bilag 3.5: Vandforurening for 1 ton b-hydroxyalkylamidData for vandforurening stammer kun fra BUWAL /8/. Det medfører at de oplyste mængder for f.eks. benzen også omfatter vandforurening fra fremstilling af de nødvendige mængder mineral olie og naturgas til fremstilling af benzen. Vandforurening fra energiforbrug ved fremstilling af brint (til cyclohexan), b-hydroxyalkylamid og ammoniak er beregnet from energiforbruget givet i bilag 3.2 og emissionsfaktorer for vandforurening fra BUWAL /8/. Tabel Se her
Bilag 3.6: Affaldsproduktion for 1 ton b-hydroxyalkylamidData for affaldsproduktion stammer kun fra BUWAL /8/. Data for methanol omfatter også affald fra produktion af de nødvendige råmaterialer mineralolie, naturgas og vand. Affald fra energiforbrug til produktion af brint til cyclohexan, b-hydroxyalkylamid og ammoniak er beregnet ud fra energiforbruget opgjort i bilag 3.2 og emissionsfaktorer for affald i BUWAL /8/. |
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||