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

Produkters forbrug af transport. Systemanalyse

5 LCA-screening af udvalgte produkter og produktkæder

5.1 Foretagne opdateringer af UMIP PCværktøjet

Til beregning af casene er benyttet Miljøstyrelsens program for LCA beregning: UMIP PC-værktøj (Miljøstyrelsen 1999).

De rettede kendte fejl i UMIP PC vedrører:

Nye udvekslinger for VOC og partikler fra dieselmotorer er oprettet, og de beregnede effektfaktorer for toksicitet er lagt ind som beskrevet i afsnit 4.2.1 og 4.2.4.

Til brug for beregning af godstransportens relative miljøbelastning i afsnit 3.1.4 blev et antal nye processer for energi og produktion af brændsler (pre-combustion) oprettet. Disse processer har derfor været til rådighed for casene.

Det drejer sig om følgende processer:

For energiprocesserne gælder at kun de traditionelt omfattede emissioner til luft er medtaget, og fx tungmetalemission således ikke er med. For EU elproduktion er alle emissioner dog medregnet. For brændselsproduktion er alle tilgængelige emissioner ligeledes medregnet.

Dansk el- og fjernvarmeproduktion er beregnet, da de eksisterende data i UMIP PC-værktøj er forældede, og da en i skrivende stund afsluttet LCA af dansk elproduktion 1997 udført af elværkerne ved ENERGI E2 ikke var tilgængelig ved udførelsen af nærværende projekt. I de beregnede el- og fjernvarmescenarier er Energistyrelsens metode benyttet for allokering mellem el og varme, og tallene er korrigeret for import/eksport. Energistyrelsens allokeringsmetode svarer nærmest til allokering efter exergi (energikvalitet), og de beregnede data har vist sig at stemme rimeligt godt overens med ENERGI E2's data for dansk forbrug allokeret efter exergi.

Nye data for brændselsproduktion er oprindeligt beregnet af IPU for privat rekvirent, men viderebearbejdet og anvendt her, da de eksisterende data i UMIP PC-værktøj må anses for forældede. For en række processer, som optræder på lavere niveau i (Frischknecht, 1996), fx visse kemikalier og transportprocesser, er benyttet eksisterende data i UMIP PC-værktøjet. Dette har kun negligibel indvirkning på resultaterne, og for de pågældende processer, antages data i UMIP PC-værktøjet at svare kvalitetsmæssigt til de tilsvarende data i (Frischknecht, 1996). Arbejdet udført af Frischknecht er internationalt anderkendt, men brændselsproduktionen repræsenterer EU-gennemsnit, hvor en stor del af råolien udvindes i bl.a. mellemøsten, og data er ikke nødvendigvis repræsentative for danske forhold. Dette kommer mest synligt til udtryk for VOC-emissionen som omtalt i afsnit 3.1.4. ,4.2.4.3 og 4.3.12.3.

Til brug for casene er oprettet et antal nye transportprocesser baseret på udregning af typiske transporter i TEMA-2000 (Trafikministeriet, 2000a) listet i nedenstående skema. Disse processer trækker i UMIP PC-værktøjet på førnævnte brændselsproduktion fra (Frischknecht, 1996), idet brændselsproduktion ikke er indeholdt i TEMA. For lastbilerne er overvejende benyttet lastgraderne 48% svarende til gennemsnitsudnyttelsen i Danmark (TEMA2000 default) og 70% svarende til udnyttelsen ved eksportkørsel og måske til langturskørsel i Danmark med store biler. Lastgraderne er repræsentative for speditionskørsel. Forkortelsen EU2 står for emissionsnormen EURO 2 gældende fra 1996. Vægtangivelserne er totalvægt.

Lasten af lastbilerne skal tages med forbehold, da de afhænger af den eksakte lastbiltype. Særligt udstyr som kran nedsætter lasteevnen. Med hensyn til blandet kørsel i Danmark er denne skønnet ud fra tureksempler i TEMA2000 for lange ture, dvs. over Storebæltsbroen eller yderpunkter i Jylland. Yderligere er skønnet en blandet kørsel regionalt (20% by, 20% landevej, 60% motorvej), som vil være typisk på middellange ture (størrelsesorden 50 km). Der kan i praksis være stor variation i køremønstret, især lokalt og regionalt. Det normale svovlindhold for dieselolie for landtransport er 0,005% (lav svovl), og dette er benyttet ved beregningerne.

Bulk carrier på 2.000 tons regnes i TEMA2000 for at være med 2-takts "slow speed" motor som sejler på fuelolie med højt svovlindhold. Det normale for denne skibsstørrelse (coaster) må antages at være 4-takts "medium speed" motor som sejler på dieselolie. Den af TEMA2000 beregnede SO₂-emission er derfor omregnet i forhold til dieselolie med 0,05% svovlindhold (let diesel). Der kan være mindre variation på de to motortyper med hensyn til NO_x og VOC.

De beregnede transportprocesser er sammenlignet dels med de eksisterende data i UMIP PC-værktøjet og dels med processerne for brændstoffer forbrændt i motorer beregnet ud fra oplysningerne i European Environmental Agency (EEA), 1999, som blev anvendt i vurderingen af godstransportens relative miljøbelastning (afsnit 3.1.4). De eksisterende data i UMIP PC-værktøjet, som stammer fra 1990, passer rimelig godt med hensyn til brændstofforbrug og CO2 Men de er som ventet alt for høje med hensyn til alle andre emissioner, hvilket tilskrives de væsentlige emissionsbegrænsninger, der er sket via EURO-normerne siden 1990. Med hensyn til sammenligningen med forbrændingsprocesserne beregnet ud fra EEA passer resultaterne godt for dieselolie forbrændt i dieselmotor EURO 2 vs. lastbil EURO2 blandet kørsel i TEMA2000. Resultaterne stemmer nogenlunde overens inden for en forventet variationsbredde for de øvrige motorforbrændinger. VOC fra benzinmotoren er dog ca. 4 gange højere end i TEMA2000. Beregningen fra EEA gælder antageligt en tidligere biltype med katalysator (ca. EURO1).

5.2 LCA-screening af skinke

Der er foretaget en LCA-screening af den skinke, der er beskrevet i Annex O i (Weidema et al. 1995). Et flowchart over det betragtede system fremgår af figur 5.1. Materialefasen omfatter: Kunstgødningsindustri, agrokemisk industri, saltmine, planteavl, griseopdræt og biokemisk industri.

Produktionsfasen omfatter: Slagteri, forædling, detailbutik og kødfoderfabrik. Brugsfasen omfatter forbrugerne. Forhold omkring gensplejset foder, herunder transport, er ikke omfattet af LCA-screeningen, da gensplejsningsproblematikken ikke var aktuel på det tidspunkt, det bagvedliggende studie blev udført.

Figur 5.1
Flowchart for skinke.

Der er anvendt en anden foderblanding end angivet i (Weidema et al. 1995), se tabel 5.1. I forhold til livscykluskortlægningen i (Weidema et al. 1995) er bygninger, maskiner samt emballage ikke medtaget. Det samme gælder den omtalte ahornsirup. Der er også set bort fra bortskaffelsesfasen. Det vurderes, at disse ændringer og udeladelser ikke er væsentlige for de fremkomne resultater.

Tabel 5.1.
Anvendt foderblanding for slagtesvin, (Tybirk. 1993).

Noter:
En årsso producerer 20 slagtesvin, som slagtes ved 98 kg levende vægt.
Pr. slagtesvin anvendes 60 kg sofoder, 38 kg smågrisefoder og 205 kg slagtesvinefoder, dvs. i alt 303 kg.

Ved allokeringen er brugt de allokeringsfaktorer, som er vist i figur O2 i (Weidema et al. 1995). Disse er baseret på økonomisk værdi.

Udledning af pesticider til jord og vand som følge af dyrkning af korn og lignende kan p.t. ikke medtages i UMIP PCcværktøjet, da der ikke er beregnet tox effektfaktorer.

På figur 5.2 er vist de afstande, transportmidler og transportarbejde, der er regnet med ved screeningen. Figuren er samtidig en oversigt over de processer, det har været nødvendigt at oprette i UMIP PC-værktøjet.

Figur 5.2
(table U4 er scannet og betragtes derfor som en figur) Afstande, transportmidler og transportarbejde for den ualllokerede livscyklus for skinke, (Weidema et al. 1995)

De normaliserede effektpotentialer for ressourceforbrug, miljøeffekter, toksicitet og affald fremgår af figur 5.3. De vægtede effektpotentialer fremgår af figur 5.4. I bilag F er vist træstruktur samt beregnede resultater for screeningen. Transport ind dækker transporten i materialefasen. Intern transport dækker transporten i produktionsfasen. Bemærk at transport fra slagteri til detailforetning er inkluderet i den interne transport.

Figur 5.3.
Normaliserede effektpotentialer (4 figurer).
     

Figur 5.4.
Vægtede effektpotentialer (4 figurer).

Det forhold, at der anvendes 3,09 kg foder pr. kg levende slagtesvin kombineret med den anvendte allokering medfører, at materialefasen bliver meget dominerende. Det fremgår, at med hensyn til vægtet ressourceforbrug - stenkul, naturgas og råolie til produktion af energi - er materialefasen dobbelt så stor som produktionsfasen. Transporten er i alt på omkring halvdelen af produktionsfasen. Transporten udgør ca. 25% i forhold til materialefasen. Med hensyn til vægtede miljøeffekter er materialefasen helt dominerende. Her er der to meget store bidrag af næringssaltbelastning, som især stammer fra ammoniakfordampning fra svinestald, byg (emission til vand af total-N) og hvede (emission til vand af total-N), og forsuring, som stammer især fra ammoniakfordampning fra svinestald.

Transportens bidrag til de vægtede miljøeffekter er uden væsentlig betydning - af størrelsesordenen 2%. På grafen for de vægtede toxeffektpotentialer dominerer den humane toksicitet. Som nævnt ovenfor er effekterne hidrørende fra anvendelsen af pesticider i landbruget ikke medtaget. Den humane tox skyldes stort set kun emission af partikler fra forbrænding af dieselolie - især traktor til dyrkning af hvede, sojakage og byg. Det skal bemærkes, at beregningen ikke kan anses for at være retvisende absolut set, da mængden af udledte partikler ikke indgår i normaliseringsreferencen, og yderligere er VOC og partikler fra de øvrige faser ikke vurderet. Transport udgør ca. 20% i forhold til materialefasen.

Materialefasen dominerer igen med hensyn til vægtede affaldsmængder. Radioaktivt affald og volumenaffald stammer fra energifremstilling. Farligt affald stammer især fra deponering af olieslam fra fremstilling af benzin og dieselolie. Transport udgør ca. 30% i forhold til materialefasen. Fokuserende på transport kan det sammenfattende anføres, at denne udgør 20-30% i forhold til materialefasen, hvad angår vægtet ressourceforbrug, tox og affald. Transport udgør kun ca. 2% i forhold til materialefasen med hensyn til vægtede miljøeffekter.

På figur 5.5 er vist den vægtede drivhuseffekt for skinken. Igen er materialefasen meget dominerende. Transporten er af mindre betydning (5,3% af den samlede drivhuseffekt).

Figur 5.5.
Vægtet drivhuseffekt for skinke.

5.3 LCA-screening af TV

Transport screeningen af et TV er baseret på oplysninger i (Jørgensen et.al., 1996) og (Wenzel, 1996). Screeningen vedrører et TV svarende fx til et B&O 28", men screeningen er her revideret, således at den svarer til et TV produceret i EU og brugt i Danmark. Modellen for TV'ets livsforløb og de anvendte processer fremgår af træstrukturen i bilag G. Tabel 5.2 viser en oversigt over de vigtigste processer.

Tabel 5.5
Procesoversigt for TV ved 10 års brug.

Allokering er undgået ved anvendelse af systemudvidelse, deraf undgået produktion. Ved den undgåede produktion er der taget hensyn til dels materialetab i genvindingsledet (indsamling, oparbejdning og omsmeltning) og dels til kvalitetstab som følge af brug og genvinding. Det sidste er aktuelt for pap og plast, som er tillagt et kvalitetstab (lødighedstab) på 20%.

De normaliserede effektpotentialer for ressourceforbrug, miljøeffekter, toksicitet og affald fremgår af figur 5.6. Da transportfasen kun syner lidt, er denne vist separat i figur 5.7, så forskellen mellem de forskellige transportkæder fremgår. De vægtede effektpotentialer fremgår af figur 5.8.

Figur 5.6
Normaliserede effektpotentialer.
      

Figur 5.7
Normaliserede effektpotentialer for transportens ressourceforbrug og miljøeffekter.
          

Figur 5.8
Vægtede effektpotentialer.

Resultaterne viser, at transport spiller en meget lille rolle i forbindelse med produktion, brug og bortskaffelse af et TV – dette selvom der er taget hensyn til transport af råstoffer og transport af brændsel til elproduktion for brugsfasen. Brugsfasen er dominerende med hensyn til miljøeffekter og affaldsmængder, hvilket skyldes energiforbruget. Materialefasen vejer meget med hensyn til ressourceforbruget, hvilket skyldes en forholdsvis stor mængde aluminium og kobber i TV'et. Man skal her huske på, at ressourceforbruget er normaliseret mod en persons gennemsnitsforbrug og afspejler derfor ikke de absolutte mængder målt i fx kg af de pågældende ressourcer. Endelig trækkes en stor del af aluminium og kobberforbruget fra igen som følge af undgået produktion ved genvinding af ressourcerne.

Med hensyn til toksicitetseffekterne dominerer transporten tilsyneladende, men dette skyldes, at kun VOC og partikler fra transporten er toksicitetsvurderet ved hjælp af faktorerne beregnet i afsnit 4.2.1 og 4.2.4. Energiforbruget til de øvrige faser, især produktions- og brugsfasen, giver ligeledes anledning til VOC og partikelemission som følge af forbrænding i kedler og på kraftværker. Disse er imidlertid ikke er toksicitetsvurderet og dette er indikeret med et udråbstegn (!) i figurerne. Selvom VOC og partikelemissionen pr. MJ omsat brændsel kan antages at være væsentlig mindre end for transport, vil der nok tegne sig samme billede af, at transporten næppe vejer tungt her heller.

Målt i mPE er toksiciteten meget stor. Dette skyldes, at toksicitet af transport ikke er indregnet i UMIP's normaliseringsreference, og der har heller ikke tidligere eksisteret forslag til toksicitetsvurdering af fx partikler, som muliggjorde toksvurdering af transporten.

Da reduktion af drivhusgasser er særligt i fokus er de vægtede drivhuseffektpotentialer vist separat i figur 5.9. Figuren tegner samme billede af transportens ringe andel – den tegner sig for ca. 1,1% af det samlede drivhuseffektbidrag. Distribution af tv'et udgør det største transportbidrag og lidt mindre er transport af råstoffer, halvfabrikata og energi til produktionen samt transport af brændsel til energiproduktion for brugsfasen.

Figur 5.9
Vægtede drivhuseffektpotentialer for TV.

5.4 LCA-screening af bygning

Transport-screeningen af en bygning er beregnet i dette projekt. Der er taget udgangspunkt i et fiktivt, men realistisk parcelhus på 140 m². Vægten af de indgående materialer er beregnet ud fra gængse massefylder og tykkelse af gulv, vægge, isolering m.v. Data for byggematerialer findes kun i begrænset omfang i UMIP PC-værktøjet, så der er her benyttet data fra (Miljøstyrelsen, 1995), som har været tilgængelige fra et andet projekt. Der er benyttet samme levetid for huset, 50 år, som i denne reference. Endelig er benyttet data for vindue i (Kvist et.al., 2000). Eventuelt mere opdaterede data fra fx SBI's (Bo og Byg) database har ikke været tilgængelige ved beregningerne, men nøjagtigheden af data er til dette screeningsformål ikke afgørende. Transportafstande er lagt ind efter bedste skøn. Et igangværende projekt for Miljøstyrelsen ved Niras A/S har været kontaktet, men dette projekt omhandler analyse af et specifikt byggeri og har derfor kun kunnet bidrage med generelle kommentarer til de udførte skøn.

Data for boligens energiforbrug er beregnet ud fra husholdningernes energiforbrug i Danmark, (183.000 TJ if. Energistyrelsen, 2000, se bilag A), og fratrukket el som ikke vedrører boligopvarmning (28.800 TJ iflg. Energistyrelsen, 2000). Der er regnet med 2,3 mio. hustande i Danmark, hvilket giver et gennemsnitsforbrug på 67.000 MJ direkte energi pr. husstand til boligopvarmning. Der er regnet med en gennemsnitsboligstørrelse på 100 m², og da parcelhuset er 140 m², er energiforbruget ganget med 1,4, svarende til 94.000 MJ afrundet. Det beregnede energiforbrug er verificeret mod den almindelige antagelse, at et parcelhus bruger 2500 l olie om året = 90.000 MJ direkte energi. Der er god overensstemmelse.

Modellen for bygningens livsforløb og de anvendte processer fremgår af træstrukturen i bilag H. Tabel 5.3 viser en oversigt over de vigtigste processer. Til transporter hvor der er regnet med tom returkørsel er anført "t/r".

Tabel 5.3
Procesoversigt for bygning, parcelhus 140 m² i 50 år.

Allokering er undgået ved anvendelse af systemudvidelse, deraf undgået produktion. Ved den undgåede produktion er der taget hensyn til materialetab i genvindingsledet (indsamling, oparbejdning og omsmeltning) af stål. De øvrige genanvendte materialer antages at fortrænge forskellige råstoffer i forholdet 1:1.

De normaliserede effektpotentialer for ressourceforbrug, miljøeffekter, toksicitet og affald fremgår af figur 5.10. Da transportfasen kun syner lidt, er denne vist separat i figur 5.11, så forskellen mellem de forskellige transportkæder fremgår. De vægtede effektpotentialer fremgår af figur 5.12.

Figur 5.10
Normaliserede effektpotentialer (4 figurer).
     

Figur 5.11
Normaliserede effektpotentialer for transportens ressourceforbrug og miljøeffekter.
    

Figur 5.12
Vægtede effektpotentialer (4 figurer).

Resultaterne viser, at transport kun spiller en lille rolle i forbindelse med bygning, brug og bortskaffelse af et parcelhus – dette selvom der er taget hensyn til transport af råstoffer og transport af brændsel til brugsfasen. Brugsfasen er dominerende med hensyn til miljøeffekter og affaldsmængder, hvilket skyldes energiforbruget. Materialefasen vejer mindre og med hensyn til ressourceforbruget findes der ingen normaliserings- og vægtningsreference for mineralske råstoffer i UMIP. Ressourcerne til bygningen vejer derfor meget lidt og ressourcerne vedrører fremstillingsenergi. Det må dog forventes, at mineralske ressourcer skal vægtes meget lavt.

Med hensyn til toksicitetseffekterne dominerer transporten tilsyneladende, men dette skyldes, at kun VOC og partikler fra transporten er toksicitetsvurderet ved hjælp af faktorerne beregnet i afsnit 4.2.1 og 4.2.4. Energiforbruget til de øvrige faser, især materiale- og brugsfasen, giver ligeledes anledning til VOC og partikelemission, som følge af forbrænding i fyr og på kraftværker. Disse er imidlertid ikke er toksicitetsvurderet, og dette er indikeret med et udråbstegn (!) i figurerne. Som nævnt i TV-casen i forrige afsnit er toksiciteten målt i mPE meget stor, da toksicitet af transport ikke er indregnet i UMIP's normaliseringsreference.

Da reduktion af drivhusgasser er særligt i fokus, er de vægtede drivhuseffektpotentialer vist separat i figur 5.13. Figuren tegner samme billede af transportens ringe andel – den tegner sig for ca. 1,5% af det samlede drivhuseffektbidrag. Transport af brændsel til energiproduktion for brugsfasen udgør det største transportbidrag, og lidt mindre er transport af råstoffer og halvfabrikata til materialefasen. I transport af brændsel indgår distribution af olie i EU, der for en del sker ved brug af el. Deraf forbruget af brunkul og stenkul i figur 5.11.

Hvis man ser på transportandelen i forhold til materialeforbruget (transport ind vs. materialer) udgør drivhuseffektbidraget knap 6%. Denne værdi svarer bedre til den forventede værdi fra analysen af afsnit 3.1.

Figur 5.13
Vægtede drivhuseffektpotentialer for bygning.