| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Baggrund til håndbog i miljøvurdering af produkter

1. Den forenklede metode

Der er i dag internationalt en høj grad af enighed om rammerne for en LCA og for de overordnede principper for dens udførelse. Denne enighed er bl.a. udmøntet i standarden DS/EN ISO 14040. Der er konsensus om, at LCA’en omfatter 4 trin, nemlig 1) formål og afgrænsning, 2) kortlægning, 3) vurdering og 4) fortolkning. Figur 1.1 viser de fire hovedelementer.

Figur 1.1
Faserne i en LCA ifølge ISO 14040 (ISO, 1997).

De mere konkrete anbefalinger til, hvordan de enkelte hovedelementer i LCA’en udføres, er der ikke helt så stor enighed om. For formål, afgrænsning og kortlægning findes en standard, ISO 14041. For nylig er standarden om vurdering, ISO 14042 samt fortolkning, ISO 14043, også vedtaget. Men også inden for rammerne af disse standarder ligger mange metodeelementer åbne for den enkelte udfører af LCA’en.

Et andet forhold er der imidlertid bred enighed om, nemlig at der er et stort behov for fortsat at forenkle LCA arbejdet. De største barrierer for en bred anvendelse af LCA i industrien er dels LCA metodernes kompleksitet, dvs. problemer med at forstå metoderne, dels den tid, det tager, at udføre LCA’en. Behovet for forenkling består derfor af to dele, nemlig at gøre metoden lettere at forstå og at reducere arbejdsbyrden.

Der er udviklet et relativt stort antal LCA metoder og –værktøjer gennem de seneste 5-10 år, og omkring 40 LCA værktøjer er kommercielt tilgængelige på markedet; jf. fx Jensen et al. (1997). På trods af enigheden om, at det er vigtigt at forenkle metoderne, er der imidlertid endnu ikke publiceret ret meget systematisk arbejde om, hvordan denne forenkling bedst gribes an.

De publikationer, som projektets forenklingsmetode vil blive holdt op imod, er: Christiansen, (ed., 1997), Graedel et al. (1995), Weitz et al. (1996), NOVEM (1993) og Hunt et al. (1998). Derudover refereres til UMIP-metodens forenklingsprincip (Wenzel et al., 1996) og (Wenzel, 1998). Parallelt med publikationen fra SETAC-Europe (Christiansen, 1997) har SETAC North America udgivet en rapport om forenkling (streamlining) (Todd et al., 1999).

Denne rapport anvender imidlertid forenkling/streamlining som en del af afgrænsningen, og ikke som et mål i sig selv.

1.1 Generelle forenklingsprincipper

1.1.1 Forenkling som anbefalet af SETAC’s arbejdsgruppe

En arbejdsgruppe under SETAC (Society of Environmental Toxicology and Chemistry) arbejdede i nogle år med principper for forenkling af LCA. Arbejdet mundede ud i en rapport med titlen "Simplifying LCA – just a cut?" (Christiansen (ed.), 1997). Dette arbejde samler en del af det tidligere arbejde, og er den væsentligste reference. Arbejdsgruppen anbefaler en forenklingsprocedure, der indbefatter tre trin, nemlig:

1. Screening, hvorved forstås udpegning af, hvad der er væsentligt og uvæsentligt i livsforløbet.
2. Forenkling, hvorved forstås at udføre LCA’en med fokus på de dele, der under screeningen er blevet vurderet til at være væsentlige.
3. Pålidelighedsvurdering, hvorved forstås at vurdere, om konklusionerne holder vand, og om målet med LCA’en er nået.

Hvis der er for store usikkerheder/mangler, gentages proceduren og videngrundlaget forbedres.

1.2 Projektets forenklingsprocedure

Der er valgt en tilsvarende fremgangsmåde, men strukturen er lidt anderledes. Der er defineret tre detaljeringsniveauer for LCA’en, og hvert af disse tre niveauer udgør en helhed. Disse er kaldt "MEKA-skema", "LCA i PC-værktøj" og "Fokus LCA".

Niveauerne er:

1. "MEKA-skema" inkluderer både kvalitativ og kvantitativ information. Beregninger foregår på lommeregner.
2. "LCA i PC-værktøj" inkluderer kvantitativ information baseret på umiddelbart tilgængelige data i et PC-værktøjs database eller på hylden, dvs. ingen dataindsamling. Beregninger på PC-værktøj.
3. "Fokus LCA" inkluderer kvantitativ information, ny dataindsamling og beregninger på PC-værktøj. Navnet "fokus" hentyder til, at man kan nøjes med at se på en afgrænset del af livsforløbet.

Strukturen i fremgangsmåden er tre niveauer, hvor ét niveau består i at gennemløbe de fire trin i LCA’en, jf. figur 1.1.

Projektets procedure omfatter tre "hoved"niveauer, men på hvert detaljeringsniveau kan der være mange småiterationer, hvor man forbedrer videngrundlaget, inden man tager springet til næste niveau. Hvert niveau afsluttes med følsomheds- og pålidelighedsvurdering (som ligger i LCA’s fortolkningsfase). Denne procedure harmonerer med Christiansen (ed., 1997), idet det centrale i proceduren er: Fokusere, lave LCA på det væsentlige, vurdere pålidelighed og gentage om nødvendigt. Figur 1.2 viser den valgte procedure.

Figur 1.2
Tre niveauer af LCA.

Første niveau skal sikre bredde og omfang. De næste niveauer skal sikre dybde og detaljeringsniveau på de væsentligste dele af systemet/livsforløbet. Trekantens orientering afspejler tidsforbruget og dermed detaljeringsniveauet. Tredje trin kan eventuelt nøjes med at omfatte en begrænset del af livsforløbet, men på et detaljeret niveau.

1.2.1 Tilpasning af LCA’en til beslutningen

Et overordnet princip for forenklingen af LCA’en er som nævnt at afgrænse arbejdet til det og kun det, der er nødvendigt for at opfylde LCA’ens formål. I den fremgangsmåde, der er valgt, er dette princip styrende for den iterative forbedring og kvantificering af LCA’en som beskrevet i afsnit 1.1.1.

Grænserne mellem de tre niveauer repræsenterer nøglespørgsmål i denne tilpasning af LCA’en til sit formål, eller rettere til den beslutning, som LCA’en skal understøtte. Første afgørende spørgsmål er, om beslutningen kan træffes på det semikvantitative grundlag i MEKA-skemaet, eller om en kvantificering er nødvendig for de væsentlige miljøeffektkategorier. Næste afgørende spørgsmål er, om de nødvendige data er umiddelbart tilgængelige i database(r) eller "på hylden", eller om ny dataindsamling er nødvendig.

Det er den aktuelle beslutning, der skal understøttes eller den konkrete konklusion, der ønskes draget, der afgør, hvorvidt det er nødvendigt at fortsætte LCA arbejdet på næste detaljeringsniveau, og på hvilke områder LCA-arbejdet i givet fald skal fokuseres, jf. figur 1.3. Dette forklares i det følgende.

Figur 1.3
Skitse over metoden i den forenklede miljøvurdering. D betyder dialog, dvs. diskussion med en ekstern part. De store grå felter markerer indholdet i den forenklede miljøvurdering.

Ud over den indledende miljøvurdering (MEKA-skema) og modellering i PC-værktøj blev det klart i løbet af projektet, at det i visse tilfælde kunne være en fordel at springe fra MEKA-skemaet til en udvidet kemikalievurdering. Kemikalievurderingen kan ikke direkte indplaceres på noget trin og kan forekomme såvel efter MEKA-skemaet som efter LCA i PC-værktøj.

1.2.2 MEKA-skema

1.2.2.1 Udgangspunkt i materiale- og proceslisten

Arbejdet starter med at etablere et overblik over livsforløbet og de miljøpåvirkninger, der kan være undervejs. Er der mulighed for det, og det er der som regel, tages der udgangspunkt i en "materiale- og procesliste" for produktet. Materiale- og proceslisten er en kvantitativ oversigt over produktets sammensætning udvidet med en oversigt over produktets livsforløb i brug og bortskaffelse, og det er virksomhedens basale input til LCA’en. Herefter beskrives faserne i livsforløbet kvalitativt. Beskrivelsen struktureres efter UMIP-metodens MEKA-princip (Wenzel et al., 1996).

Der ligger en fundamental afgrænsning i at tage udgangspunkt i materiale- og proceslisten og i den modellering af brug, bortskaffelse og transport, der anvendes i den udvidede materiale- og procesliste. Det er vigtigt at tage så meget som muligt med i materiale- og proceslisten. Især bør der fokuseres på mulige miljøfarlige stoffer i livsforløbet, ressourcer og andre specielle problemer, der ikke afdækkes af viden om mængden af materialer og energiforbrug. Materiale- og proceslisten og MEKA-princippet hjælper til at strukturere denne afdækning.

Ved at tage udgangspunkt i materiale- og proceslisten kendes det kvantitative indhold i produktet, og der haves viden om art og mængde af hjælpestoffer, der anvendes i egen produktion. Brugsfasen for produktet er typisk velkendt. Ofte kendes ikke data for processer hos leverandører eller i bortskaffelsen.

1.2.2.2 Opgørelse og vurdering i ét

Ud fra den udvidede materiale- og procesliste laves opgørelse og vurdering i ét hug i MEKA-skemaets struktur, jf. tabel 1.1. MEKA-skemaet er struktureret efter kilder til miljøpåvirkninger på den ene led (Materialer, Energi, Kemikalier og Andet) og faser i livsforløbet på den anden led. MEKA-strukturens fordel er, at der ikke er ret meget overlap mellem de typer af miljøpåvirkninger, der stammer fra kilderne M, E, K og A (COWI, 1997 og Wenzel et al., 1996), og at de fire typer kilder til problemer er dækkende for de væsentlige miljøproblemer. Det gør det lettere at anvende skemaet som selvstændigt grundlag for en miljøvurdering, og det gør det endvidere lettere at vurdere, om der er "afvejninger" mellem forskellige typer miljøproblemer ved forskellige konklusioner/beslutninger. Dette er et afgørende spørgsmål for udbygningen af LCA’en, som beskrives senere.

Tabel 1.1 Se her!
MEKA skema i henhold til den valgte fremgangsmåde i projektet, jf. også Wenzel et al. (1996).

1.2.2.3 Energi- og materialeforbrug kvantificeres

Energiforbruget i livsforløbets faser kan relativt let kvantificeres, og det udgør en god rygrad i MEKA-skemaet. Tilsvarende kan produktets materialeindhold let omregnes til ressourceforbrug udtrykt i personreserver, som er UMIP-metodens vægtning af ressourceforbrug efter ressourcernes sparsomhed, og energiforbruget udtrykkes tilsvarende i personreserver.

1.2.2.4 Kvalitativ beskrivelse

Disse kvantitative dele af MEKA-skemaet suppleres derefter med en kvalitativ beskrivelse af de øvrige miljøproblemer, der kan forekomme i livsforløbet. For materialeforbruget suppleres med eventuelle affaldsproblemer. For kemikalieforbruget: Eventuelle toksiske kemikalier på diverse lister, samt eventuelt næringssalte, ozonnedbrydere eller ozondannere – angives. For "andet" kan fx nævnes: stort arealforbrug, jorderosion og ikke-kemiske arbejdsmiljøproblemer.

At udføre MEKA-skemaet kræver en oversigt over energiforbrug til materialefremstilling og processer, en oversigt over størrelsen af kendte reserver for de væsentlige ressourcer samt diverse kemikalielister. Samtidig kræves viden om produktets sammensætning, fx i form af en materiale- og procesliste, salgsfordeling på markeder (lande) samt overordnet viden om bortskaffelsesveje i disse lande. Der kræves viden om arten af processer i livsforløbet inklusive arten af miljøfarlige kemikalier, dvs. kvalitativ viden om processerne. Kun for materiale- og energiforbrug kvantificeres faserne i livsforløbet som før beskrevet.

1.2.3 De næste niveauer

Visse konklusioner, fx om forbedringspotentialer, kan drages allerede efter MEKA-skemaet. Er virksomheden tilfreds med at konkludere, i det omfang MEKA-skemaet tillader, behøver LCA’en ikke at uddybes yderligere. Er det imidlertid nødvendigt at træffe beslutninger/drage konklusioner, som ikke er tilstrækkeligt afklaret af MEKA-skemaet, er det nødvendigt at fortsætte til næste niveau, som vil være en kvantitativ miljøvurdering eller yderligere dataindsamling.

Afprøvningen af metoden i virksomhederne viste, at MEKA-skemaet især er velegnet til at få overblik over miljøbelastningen for et produkt samt til at fokusere dataindsamlingen. MEKA-skemaet er tilstrækkeligt i situationer, hvor materiale- og energiforbrug er de væsentligste parametre. Hvis kemikalier og/eller affald kan forventes at spille en væsentlig rolle, er det nødvendigt at gå videre.

1.2.3.2 Grunde til at gå videre

Hvis beslutningen medfører essentielle afvejninger, fx mellem energiforbrug og kemikalieforbrug/udledning, affødes et behov for at kunne afveje disse mod hinanden. Det ses ganske ofte, at en reduktion i energiforbrug kan opnås på bekostning af øget kemikalieforbrug eller vice versa.

Hvis beslutningen medfører forandringer i de påvirkede systemer, som vurderes at være væsentlige, men som der ikke findes umiddelbart tilgængelige data for, er det naturligvis nødvendigt at indsamle nye data.

1.2.3.3 Arbejdsbyrden stiger for hvert trin

At overskride en eller begge af grænserne mellem niveauerne i LCA-arbejdet medfører hver gang stor forøget arbejdsbyrde. Et MEKA-skema kan af den erfarne LCA specialist udføres på nogle få dage. En kvantitativ LCA udført på et PC-værktøj på umiddelbart tilgængelige data kræver op til et par uger eller tre, afhængigt af omfanget af simuleringer, følsomhedsanalyser mv., der lægges i arbejdet. Hvis der er behov for en ny dataindsamling, stiger arbejdsbyrden meget, og arbejdet kan i så fald tage mange måneder at udføre.
Figur 1.4 antyder denne sammenhæng.

Figur 1.4
Principskitse for udviklingen i arbejdsbyrden ved LCA’en på de tre niveauer.

Noget helt centralt i forenklingsmodellen er at se på den enkelte konklusion eller beslutning, som LCA’en skal understøtte. Det er helt nede på dette detaljeringsniveau, at det er muligt at afgøre, om der fx er behov for støtte til afvejninger, større sikkerhed, nye data.

Én valgmulighed i produktudviklingen kan være: Skal man bruge ABS-plast i stedet for messing? En anden kan være: Skal man bruge elektronisk styring af motoren i stedet for relæstyring? Førstnævnte kræver måske kun et MEKA-skema for at afgøre, hvad der er det rigtige, mens sidstnævnte kræver en hjælp til afvejninger mellem øget tungmetalindhold (i elektronikken) og sparet energiforbrug, samt nye data for indholdet i alle de elektroniske komponenter. Så det er ikke i det overordnede formål om brugen af LCA’en "internt i produktudviklingen", at arbejdsbyrden afklares, men i hver enkelt valgmulighed, der vurderes, eller konklusion, der ønskes truffet.

Forenklingsmuligheden ligger da i at udføre MEKA-skemaet først og kun forbedre og uddybe/kvantificere på de områder, der er nødvendige for at understøtte bestemte valg eller konklusioner.

1.2.4 Betydningen af beslutningens konsekvens for sikkerhed, gennemskuelighed og dokumentation af LCA’en

Indtil nu er de variable beskrevet, der har at gøre med modellering af beslutningens miljømæssige konsekvens, og hvordan forskellige beslutninger kan stille forskellige krav til arbejdet med modelleringen. Disse overvejelser er af teknisk karakter og har at gøre med, hvordan den bedste model opstilles. Ud over disse tekniske overvejelser ligger der imidlertid nogle overvejelser af økonomisk eller social karakter.

En del af LCA’en har at gøre med sikkerheds-/usikkerhedsvurdering, gennemskuelighed og dokumentation. Disse elementer har noget at gøre med, hvor stor "bevisbyrden" for LCA’en er, dvs. behovet for at sandsynliggøre og retfærdiggøre konklusionerne og de trufne beslutninger. Arbejdsbyrden, der lægges i disse elementer af LCA’en, afhænger først og fremmest af beslutningens økonomiske og/eller sociale betydning.

1.3 Sammenligning med andre forenklingsmetoder

Som nævnt i introduktionen er der anvendt de samme overordnede principper for forenkling, som er fundet at være fællesnævner i de publikationer, vi har gennemgået. Endvidere arbejder mange af metoderne med en indledende screening, som kan sammenlignes med vores MEKA-skemaet.

Christiansen (ed.,1997) nævner tre forskellige metoder til vurdering af screeningen, nemlig 1) brug af ekspertpaneler, 2) brug af checklister og matricer og 3) brug af tidligere LCA’er på lignende produkter. Som screeningsindikatorer nævnes: "energiforbrug", "MIPS" (materialeintensitet pr. service unit, i praksis blot en sammenlægning af alle materialeforbrug) og "key substances", som kan være alt fra drivhusgasser til toksiske forbindelser, alt efter hvad der skønnes behov for at repræsentere for det aktuelle produkt.

Novem (1993) nævner MET-matricen, der anvendtes i det hollandske Ecodesign program. MET står for Materials, Energy og Toxicity. Dette er tæt på MEKA-skemaet, idet de kemikalierelaterede miljøproblemer ofte er knyttet til kemikaliernes toksicitet. Metoden mangler der visse kemikalierelaterede effekttyper som fx fotokemisk ozondannelse, ozonnedbrydning og næringssaltbelastning. Og så mangler "andet" naturligvis, altså ingen rodeskuffe til helgardering af systemet. Den er vigtig til at fange atypiske problemer, som kan være udslagsgivende.

Graedel et al. har tilsvarende udarbejdet en matrix. De anvender den imidlertid som eneste vurderingsgrundlag og ikke som en del af en afgrænsning. Den minder om MEKA-skemaet, men har i stedet for MEKA nogle "environmental concerns", nemlig: Materials choice, Energy use, Solid residues, Liquid residues og Gaseous residues. Disse kategorier er alle kilder til miljøpåvirkning, men der er en del overlap mellem de to første og de tre sidste. Og de er ikke helt dækkende for alle problemtyper. Matricen anvendes ved hjælp af et scoringssystem, som følger nogle nærmere anvisninger til den, der udfylder matricen. Matricens felter udfyldes altså med talværdier. Ifølge Graedel et al. fås meget sammenlignelige resultater af forskellige personer. Umiddelbart virker det dog uheldigt, at alle faser i livsforløbet (som er opdelt i fem faser) vægtes lige højt med scorer fra 0-3. Bl.a. får "product packaging and transport" helt uforholdsmæssigt høj vægt.

Generelt respekterer fremgangsmåden for forenkling af LCA i dette projekt de samme overordnede principper, som ses i andre publikationer. MEKA-skemaet er karakteriseret ved at være dækkende for alle problemtyper, som den er konsistent i sin form (kilder til miljøpåvirkning på den ene led og faser i livscyklus på den anden) og der er et minimum af overlap mellem M, E, K og A. Sidstnævnte letter identifikationen af afvejninger ved de aktuelle beslutninger/konklusioner, der skal understøttes, og dette er centralt for bestræbelsen på at forenkle, fordi det netop er afvejninger, der gør det nødvendigt at udbygge LCA’en fra skema-niveauet.

Kernen i forenklingen er af mange identificeret at være en vurdering af pålideligheden af LCA’ens resultater i forhold til sit mål, jf. bl.a. Christiansen (ed., 1997). Det vurderes, at det er en styrke ved den valgte fremgangsmåde i projektet, at den bygger på en erkendelse af, at det er for hver konklusion, der skal uddrages af LCA’en, og at pålideligheden af LCA’ens resultater skal vurderes. Projektets fremgangsmåde viser også, hvordan nogle konklusioner kan trækkes ud allerede på skemaniveauet, mens andre, der fx medfører afvejninger, først kan trækkes ud på næste niveau. Det tillader brugeren/udføreren af LCA’en at målrette arbejdet og at gå til et vist niveau, og så afstå fra at konkludere yderligere for de forhold, hvor dokumentationen er for ringe.

1.4 Sammenligning mellem ISO, UMIP og MEKA-skema

Hvor meget afviger datagrundlaget for den forenklede miljøvurdering (MEKA-skemaet) fra den detaljerede LCA? Kan man regne med at nå frem til de samme konklusioner? En del af svaret kan findes i tabel 1.2, som angiver forskellene mellem MEKA-skemaet og den detaljerede LCA.

UMIP og ISO repræsenterer begge den detaljerede LCA. Mens ISO repræsenterer en række forskellige metoder og primært angiver de overordnede principper, er UMIP en konkret metode. UMIP er således i overensstemmelse med ISO på stort set alle områder.

Som nævnt indeholder MEKA-skemaet alle komponenterne i LCA, men både opgørelsen og vurderingen er forenklede. MEKA-skemaets opgørelse er baseret på input, og vurderingen er kun delvist kvantitativ (for ressourcer og energi). De mulige forskelle mellem en miljøvurdering baseret på MEKA-skemaet og en detaljeret LCA vil derfor primært være i forhold til de data, der medtages og selve præsentationen (vurderingen). At vurderingen er forenklet og kun delvis kvantitativ er ikke noget, der i sig selv introducerer usikkerheder, men det betyder, at man ikke umiddelbart kan foretage afvejning mellem kemikalier og fx energiforbrug. Dette kan imidlertid også betragtes som en ekstra sikkerhed, fordi man er nødt til at arbejde videre med sin miljøvurdering, hvis detr indgår farlige stoffer.

Tabel 1.2 Se her!
Sammenligning mellem ISO, UMIP og MEKA-skemaet.

Da MEKA-skemaet primært medtager indgående strømme, bør man være opmærksom på, om fx emissioner, der dannes i processer, kan have betydning. Kun når man er overbevist om, at nye oplysninger ikke vil ændre resultatet, skal man nøjes med MEKA-skemaet.