|
Miljønyt nr. 79, 2005 Stedafhængig variation i miljøvurderingen i LCAIndholdsfortegnelse
3 Stratosfærisk ozonnedbrydning
10 Eksempel på anvendelse af stedafhængig påvirkningsvurdering Forord til serienLivscyklustankegang og livscyklusvurdering er centrale elementer i en produktorienteret miljøindsats. Der er behov for grundige og fagligt velfunderede metoder til livscyklusvurderinger. Ligesom der er behov for enkle, lettilgængelige metoder, der afspejler en livscyklustankegang. Hvilken specifik metode, der skal vælges er bl.a. afhængig af formål, målgruppe, ønske om evt. offentliggørelse m.m. Men fælles for alle livscyklusvurderinger er, at de gerne skulle give et robust resultat. Et resultat, som er et godt grundlag for de beslutninger, der efterfølgende skal træffes. Der er gennem de sidste 10 år givet tilskud til en række projekter om livscyklusvurderinger og livscyklustankegang. Hovedresultaterne af projekter om livscyklusvurderinger vil i en periode fra 2000 og et par år frem blive udgivet som en ”miniserie” under Miljøstyrelsens serie Miljønyt. Efterhånden som projekterne bliver færdige vil de supplere resultaterne af UMIP-projektet fra 1996. Disse værktøjer, erfaringer samt råd, hjælp og vejledning vil tilsammen danne et godt grundlag for de fleste anvendelser af livscyklusvurderinger. Livscyklusvurderinger er et så vidtfavnende område, at der næppe kan skrives én bog, der dækker alle situationer og anvendelser af livscyklusvurderinger. Miljøstyrelsen håber, at denne ”miniserie” vil kunne give overblik over og formidle den støtte, der findes, til virksomheder, organisationer, myndigheder og andre, der gerne vil arbejde livscyklusorienteret. Miljøstyrelsen, oktober 2000 ForordDenne vejledning er skrevet som led i det danske LCA metode og konsensus projekt, som er gennemført i perioden 1997 til 2003.Vejledningen er en del af en række vejledninger, som drejer sig om centrale emner i LCA. Disse vejledninger er planlagt udgivet af Miljøstyrelsen i løbet af efteråret 2004 og foråret 2005. Det primære formål med vejledningerne har været at give råd og anbefalinger om centrale emner i LCA på et mere detaljeret niveau, end der tilbydes i den generelle litteratur såsom ISO-standarderne, UMIP- rapporterne, det Nordiske LCA-projekt og SETAC publikationer. Vejledningerne skal betragtes som et supplement til snarere end en erstatning for denne generelle litteratur. Det skal dog understreges, at vejledningerne er udviklet gennem en konsensus proces, med deltagelse af alle væsentlige forskningsinstitutioner og konsulentfirmaer, som er aktivt beskæftiget med LCA i Danmark. De råd og anbefalinger, som gives i vejledningerne, kan derfor betragtes som udtryk for, hvad der er generelt accepteret som bedst praksis på LCA-området i Danmark i dag. Vejledningerne er støttet af en række tekniske rapporter, som indeholder de videnskabelige diskussioner og dokumentionen bag de råd og anbefalinger som er givet i vejledningerne. Disse rapporter er ligeledes planlagt udgivet af Miljøstyrelsen. De planlagte vejledninger og rapporter udviklet som led i projektet er præsenteret i oversigtsfiguren på næste side. Udviklingen af vejledningerne og de tekniske rapporter er blevet initieret og overvåget af Miljøstyrelsens Følgegruppe for LCA metodeudvikling i perioden 1997-2001. Følgende forskningsinstitutioner og konsulent firmaer har været aktive i udviklings- og konsensusarbejdet: COWI AS (Projekt Leder)
Vejledninger og tekniske rapporter udviklet som led i det danske LCA metode og konsensus projekt Forfatternes forordArbejdet bag denne vejledning er dokumenteret i rapporten “Technical background for spatial differentiation in life cycle impact assessment” af José Potting and Michael Hauschild (eds., 2005). Ud over de påvirkningskategorier der omfattes af vejledningen, dokumenterer den tekniske rapport også udviklingen af en metode til vurdering af støj i LCA. Det var ikke muligt inden for projektet at føre dette arbejde igennem til det niveau der kræves i vejledningen, men et godt fundament er skabt for det videre arbejde med denne påvirkningskategori. Vejledningen er skrevet af Michael Hauschild og José Potting, men arbejdet bag anbefalingerne er udført af følgende forskere: Kapitel 4 Forsuring Kapitel 5 Terrestrisk eutrofiering Kapitel 6 Akvatisk eutrofiering Kapitel 7 Fotokemisk ozondannelse Kapitel 8 Human toksicitet Kapitel 9 Økotoksicitet
ResuméVejledningen præsenterer anbefalingerne om karakterisering fra det danske LCA metodeudviklings- og konsensusprojekt 1997-2003. Nye karakteriseringsfaktorer og tilhørende normaliseringsreferencer er udviklet for de følgende ikke-globale påvirkningskategorier:
For de globale påvirkningskategorier drivhuseffekt og stratosfærisk ozonnedbrydning opdateres karakteriseringsfaktorerne med de seneste anbefalinger fra IPCC og WMO/UNEP. Det nye metodegrundlag betegnes UMIP2003 metoden for miljøpåvirkningsvurdering i livscyklus. Sammenlignet med UMIP97 metodegrundlaget, tager de modeller der udgør grundlaget for UMIP2003 karakteriseringsfaktorerne en større del af årsagskæden i betragtning, fra emission til miljøskade for alle de ikke-globale miljøpåvirkningskategorier. UMIP2003 faktorerne inkluderer således modellering af stoffernes spredning i miljøet og den resulterende stigning i eksponeringen af de følsomme dele af miljøet. For nogle af påvirkningskategorierne omfatter modelleringen også baggrundseksponeringen og følsomheden af mål-systemerne, så det bliver muligt at vurdere den eventuelle overskridelse af tærskelværdier for effekt. Derfor er den miljømæssige relevans af de beregnede påvirkninger højere – de må forventes at være i bedre overensstemmelse med de faktiske effekter, som stofferne kan observeres at have i miljøet, og det er lettere at fortolke deres betydning for skader i miljøet. UMIP2003 faktorerne findes i en ikke-stedafhængig og en stedafhængig form. Den ikke-stedafhængige form ser bort fra den stedlige variation i stoffernes spredning og fordeling i miljøet og i den resulterende eksponering af mål-systemer, på samme måde som UMIP97 faktorerne gør. Resultaterne udtrykkes imidlertid i samme enheder som de stedafhængige UMIP2003 resultater og de kan således aggregeres med disse hen over livscyklus. I den stedafhængige form af UMIP2003 varierer karakteriseringsfaktorerne for det enkelte stof fra land til land som følge af forskellene på de stedlige forhold, der påvirker eksponeringen. For de fleste påvirkningskategorier er den potentielle stedligt bestemte variation meget stor. Relevansen af stedlig differentiering afhænger af LCA studiets målsætning. For mange anvendelser af LCA skal miljøpåvirkningsvurderingen give den bedst mulige vurdering af miljøpåvirkningerne fra produktsystemets emissioner. Her er det naturligt at søge at reducere den fejlkilde der ligger i at variationen i stedlige forhold ikke er taget i betragtning. Der er imidlertid også anvendelser af LCA, hvor det ikke er relevant at lave en stedligt differentieret miljøpåvirkningsvurdering. Dette kan være tilfældet for udarbejdelse af miljøvaredeklarationer og miljømærkekriterier. Vejledningen anbefaler, at UMIP2003 karakteriseringsmetoden anvendes som et alternativ til UMIP97 når der skal laves ikke-stedafhængig karakterisering (dvs. uden skelen til stedlige forhold). For de ikke-globale påvirkningskategorier er den miljømæssige relevans af UMIP2003 påvirkningspotentialerne således højere, og det er muligt at kvantificere, og om ønsket reducere, den stedlige variation, der ligger skjult i brugen af de ikke-stedafhængige faktorer. Yderligere anbefaler vejledningen, at UMIP2003 faktorerne kan anvendes til at identificere de væsentligste kilder til stedlig variation for de ikke-globale påvirkningskategorier og til at reducere denne variation til det ønskede niveau i overensstemmelse med det definerede mål for studiet. UMIP97 kan naturligvis fortsat anvendes hvis resultaterne af en ny LCA skal kunne sammenlignes med tidligere resultater, hvor UMIP97 metoden og dens faktorer er anvendt. 1 Introduktion
Allerede under gennemførelsen af UMIP programmet (1991-96) blev det klart at udeladelsen af information om lokale stedlige forhold fra karakteriseringen i livscyklusvurderinger i visse tilfælde førte til åbenlyst forkerte resultater. Derfor blev UMIP97 metoden og det tilhørende PC værktøj (beta version 1998) forberedt til at tage hensyn til stedlig differentiering i karakteriseringen, men konceptet blev ikke gjort operationelt på daværende tidspunkt. Eventuel viden om lokale eller regionale stedlige forhold blev hovedsagelig anvendt i vurderingen af resultaterne som grundlag for identificering af klart misvisende resultater som kunne påvirke beslutningen som skulle baseres på LCA'en. Som led i det danske LCA Metode og Konsensus Projekt, er der foretaget en undersøgelse af de usikkerheder, der kan fremkomme ved ikke at inkludere stedlig differentiering i karakteriseringen. Efterfølgende er der udviklet en metode, som tillader inkludering af stedafhængig viden om emissionskilder og det eksponerede miljø i vurderingen af miljøpåvirkninger i livscyklus. Formålet med nærværende vejledning er at give en operationel præsentation af anbefalingerne fra dette projekt. Den nye metode, der præsenteres her, kaldes UMIP2003. Den præsenteres som et alternativ til UMIP97 metodikken, som blev præsenteret i Wenzel et al., 1996 og Hauschild, 1996 og senere opdateret i Wenzel et al., 1997 og Hauschild og Wenzel, 1998a. Den væsentligste nyskabelse i UMIP2003, sammenlignet med UMIP97 metodikken, ligger i det konsekvente forsøg på at indbefatte eksponering i karakteriseringsmodellen for de væsentligste ikke-globale påvirkningskategorier. Dette er opnået ved at inkludere en større del af årsagskæden og gennem introduktion af stedlig differentiering med hensyn til emissionen og det modtagende miljø. UMIP2003 kan benyttes såvel med som uden stedlig differentiering. I begge tilfælde giver medtagelsen af en større del af årsagskæden bagved påvirkningskategorien de udregnede UMIP2003 påvirkningsspotentialer en større miljømæssig relevans og gør dem lettere at oversætte til skadevirkninger på de miljømæssige værdier som LCA'en udføres for at beskytte. Det er projektgruppens håb, at UMIP2003 metodikken opnår en naturlig position som et alternativ til UMIP97 metoden for livscyklusvurdering, og i takt med at brugerne bliver fortrolige med de fordele som den tilbyder, udskifter UMIP97 metodikken med den. Foruden at forøge den miljømæssige relevans af resultaterne, er det vores vurdering at den nye metode i betragtelig grad forbedrer forståelsen af den stedbestemte variation, som ligger bag vurderingen af miljøpåvirkninger i LCA, uden at det kræver væsentlig mere tid eller mange flere ressourcer. Vejledning til læseren I dette kapitel introduceres UMIP2003 metodikken for vurdering af miljøpåvirkninger i livscyklus og de væsentligste forskelle i forhold til UMIP97 metodikken bliver identificeret og diskuteret. Først præsenteres i kort form i afsnit 1.1 vejledningens anbefalinger omkring den fremtidige brug af UMIP2003 og UMIP97. Resten af kapitlet beskriver baggrunden for UMIP2003 metodikken og anbefalingerne. Afsnit 1.2 introducerer de generelle principper i vurdering af miljøpåvirkninger i livscyklus (Life Cycle Impatct Asssement) som beskrevet i ISO standard 14042. Dette følges i afsnit 1.3 af en status for inddragelsen af stedlig differentiering i karakteriseringsmodellering og normalisering i dag. Her diskuteres kort mulighederne for at inkludere stedafhængig information i LCIA. I afsnit 1.4 sammenlignes UMIP2003 og UMIP97 metoderne og de væsentligste forskelle identificeres. I afsnit 1.5 præsenteres en tre-trins procedure for den praktiske anvendelse af de nye faktorer. Anvendelsen af UMIP2003 metodikken illustreres gennem hele vejledningen med et eksempel, som introduceres i afsnit 1.6 hvor en opgørelse præsenteres. For hver enkelt påvirkningskategorier demonstreres anvendelsen af UMIP2003 faktorerne på denne opgørelse i de følgende kapitler, og i kapitel 10 i slutningen af vejledningen samles alle resultaterne og der konkluderes på eksemplet. Resten af vejledningen er helliget beskrivelsen af hvorledes UMIP2003 metodikken håndterer de miljøpåvirkningskategorier, som aktuelt kan håndteres inden for UMIP metodikken. Hver påvirkningskategori har sit eget kapitel, som præsenterer en procedure for anvendelsen af metodikken sammen med de relevante faktorer for karakterisering og normalisering og vejledning i fortolkning af resultaterne. Det er vejledningens formål at give en operationel præsentation af UMIP2003 metodikken for brugere af livscyklusvurdering. Læsere, som ønsker en mere detaljeret diskussion af baggrunden for det nye metodegrundlag henvises til dokumentationen, som er givet i baggrundsrapporten (Potting and Hauschild, 2005). 1.1 Vejledning i brug af UMIP97 og UMIP2003.UMIP2003 kan bruges både i en ikke-stedafhængig og en stedafhængig form. Den ikke-stedafhængige form inddrager ikke stedlig variation. Heri ligner den UMIP97, der er ikke-stedafhængig af natur, og den ikke-stedafhængige form af UMIP2003 kan erstatte UMIP97 i alle sammenhænge. Det danske LCA Metode og Konsensus Projekt giver følgende anbefaling for karakteriseringsdelen i vurderingen af miljøpåvirkninger i livscyklus UMIP2003 karakteriseringsmetodikken som dokumenteret i denne vejledning kan bruges som et alternativ til UMIP97 ved udførelse af ikke-stedafhængig karakterisering. For de ikke-globale påvirkningskategorier giver UMIP2003 muligheden for at kvantificere og reducere den stedlige variation som hidrører fra forskellene i den region, hvor emissionerne finder sted. Den væsentligste grund til fortsat at anvende UMIP97 kunne være at sikre sammenlignelighed mellem nye resultater og tidligere resultater fra anvendelsen af UMIP97. Idet nogle af påvirkningskategorierne er moddelleret forskelligt i UMIP97 og UMIP2003, er miljøpåvirkningsprofilerne fra de to metoder således ikke direkte sammenlignelige. Imidlertid kan miljøpåvirkningsprofilerne fra tidligere studier erstattes med UMIP2003 miljøpåvirkningsprofiler ved simpelt hen at bruge de nye karakteriserings- og normaliseringsfaktorer på den gamle opgørelse. Den praktiske anvendelse af den ikke-stedafhængige form af UMIP2003 faktorerne foregår på samme måde som anvendelsen af UMIP97 faktorerne. For de globale miljøpåvirkningskategorier drivhuseffekt og stratosfærisk ozondannelse, medfører UMIP2003 også en opdatering af karakteriseringsfaktorerne fra UMIP97. For nye studier, bør den ikke-stedafhængige form af UMIP2003 foretrækkes på grund af den større miljømæssige relevans af dens påvirkningspotentialer, og fordi den giver mulighederne for at kvantificere den stedlige variation. Stedafhængig karakterisering I de tilfælde, hvor det er i overensstemmelse med formålet med LCA'en, kan UMIP2003 metodikken anvendes i sin stedafhængige form til identifikation af de væsentligste kilder til stedbestemt variation og til at begrænse variationen til det ønskede niveau. For påvirkningskategorierne forsuring, fotokemisk ozondannelse og terrestrisk eutrofiering kan de stedafhængige UMIP2003 faktorer anvendes direkte til karakterisering. Indtil metodikken er blevet implementeret i et PC-værktøj er den mest operationelle måde at udføre stedafhængigg karakterisering på ved at:
For påvirkningskategorierne human toksicitet, øko-toksicitet og akvatisk eutrofiering kan den udviklede stedlige karakterisering anvendes som en del af en følsomhedsanalyse for at undersøge betydningen af den stedlige variation i eksponeringen, som ignoreres når ikke-stedafhængig karakterisering anvendes. Den praktiske anvendelse af stedafhængig karakterisering er beskrevet i generelle træk i afsnit 1.4 og mere detaljeret beskrevet for hver af de ikkeglobale påvirkningskategorier i de respektive kapitler i resten af denne vejledning. Valget af at anvende stedlig differentiering i LCIA skal træffes på baggrund af formålet med studiet. I mange anvendelser af LCA er det i tråd med formålet at miljøvurderingen skal give den bedste forudsigelse af miljøpåvirkningen hidrørende fra emissioner fra produktsystemet, og her er det relevant at begrænse den stedbestemte variation på resultaterne. Der er imidlertid anvendelser af LCA, hvor informationen om stedafhængige variationer i miljøpåvirkningen fra en emission ikke er relevant i forhold til formålet med studiet. Dette kan være tilfældet ved udarbejdelse af miljøvaredeklarationer. Her kan målet være at vejlede forbrugeren til at købe produkter fra virksomheder der seriøst arbejder for at begrænse emissioner gennem et produkts levetid. At tage hensyn til virksomhedens geografiske lokalitet og følsomheden af det modtagende miljø vil ikke bidrage til spredningen af dette budskab, og kan muligvis blive misbrugt for at skjule det. Derfor passer stedlig differentiering i livscyklusmiljøvurdering ikke til formålet med sådan et studie. Tilsvarende overvejelser kan gøres for anvendelsen af LCA i udvikling af miljø-mærke kriterier, hvor skelnen i henhold til lokaliteten af virksomheden kan ses som en skjult handelshindring. I sådanne anvendelser skal man bruge UMIP2003 i sin ikke-stedafhængige form, eller alternativt UMIP97. Ved anvendelse af den stedafhængige form af UMIP2003 metodikken skal man huske, at den er udviklet til brug i en LCA sammenhæng, hvor perspektivet er begrænsning af emissioner og deres miljøpåvirkninger. Her tilbyder UMIP2003 en forbedret modellering af miljøpåvirkninger fra et produktsystem. Perspektivet i retning af reduktion af emissionerne er vigtigt. Det er ikke hensigten, at den stedafhængige UMIP2003 metode skal støtte begrænsning af miljøpåvirkningen ved at flytte den forurenende aktivitet til regioner hvor det modtagende miljø er mere robust. Den er i større grad udviklet til at hjælpe med at udpege og prioritere de processer hvor begrænsning af emissioner er mest påtrængende og effektiv. Normalisering og vægtning For UMIP97 kategorierne næringssaltbelastning og fotokemisk ozondannelse opererer UMIP2003 med to underkategorier. Potentielle miljøpåvirkninger for disse underkategorier må aggregeres før man kan anvende UMIP97 vægtningsfaktorerne (baseret på afstanden til de politiske mål). Inden for underkategorierne normaliseres miljøpåvirkningskategorierne mod deres respektive normaliseringsreferencer, og gennemsnittet af de normaliserede miljøpåvirkninger anvendes som miljøpåvirkningspotentialet for hovedkategorien. For at tilgodese fremtidige behov for vurdering af miljøpåvirkninger i livscyklus planlægges det at implementere såvel UMIP97 som UMIP2003 i det officielt anbefalede PC værktøj til brug ved LCA i Danmark. 1.2 Vurdering af miljøpåvirkninger i livscyklusIfølge standarden ISO 14042 gennemføres vurdering af miljøpåvirkninger i livscyklus over flere trin fra opgørelsen til fortolkningen:
Mens klassificering, karakterisering og fortolkning er obligatoriske trin i henhold til ISO 14042, er normalisering og vægtning valgfri. ISO 14042 kræver også at modellen for hver indikator er videnskabelig og teknisk velbegrundet, idet der anvendes en tydeligt identificerbar miljømæssig mekanisme og/eller reproducerbare empiriske observationer. Det foretrækkes at modellen er internationalt accepteret, dvs. baseret på en international aftale eller godkendt af et kompetent internationalt organ, og subjektive valg og antagelser under udvælgelse af påvirkningskategorier, indikatorer og modeller bør være begrænsede. Desuden skal indikatorerne være miljømæssigt relevante. UMIP2003 metodegrundlaget opfylder alle disse krav og anbefalinger i ISO 14042. 1.3 Stedlig differentiering ved karakterisering og normaliseringDette afsnit gennemgår baggrunden for stedlig differentiering i miljøvurderingsdelen af livscyklusvurdering og opererer med tre niveauer for stedlig differentiering. De miljøpåvirkninger der forårsages af en emission afhænger af og kan forudsiges fra kendskabet til:
I livscyklusvurderinger findes informationerne under 1 i opgørelsen for produktsystemet. Opgørelsen lister emissionerne per funktionel enhed og fungerer som udgangspunkt for miljøvurderingsdelen. De egenskaber der er nævnt under 2) kunne være fysisk-kemiske data som Egenskaberne under 3) bestemmes af de forhold under hvilke emissionen finder sted og af tilstanden af det modtagende miljø for emissionen (f.eks. den samtidige tilstedeværelse af andre stoffer eller andre stress-faktorer i miljøet, som kunne interagere med det emitterede stof dermed skabe additive eller måske synergistiske eller antagonistiske effekter). Lokaliteten af det modtagende miljø følger af de stedlige karakteristika for kilden, især dens geografiske lokalitet. Nogle af de tidlige livscyklusvurderinger omfattede kun informationen under 1), dvs. alle emissionerne blev simpelthen lagt sammen og den totale emitterede mængde blev betragtet som en indikator for den miljømæssige belastning. Dette var i virkeligheden blot en udvidet ressource- og energianalyse, og det blev hurtigt klart at denne tilgang var alt for unuanceret, og at resultatet kun havde begrænset relevans i en miljømæssig sammenhæng. Derfor udvikledes miljøpåvirkningsvurderingen til at basere sig på information indeholdt under såvel punkt 1) som punkt 2), ved også at tage hensyn til stoffernes iboende egenskaber og deres evne til at bidrage til forskellige miljømæssige påvirkninger med forskellig styrke. Aktuelt er de typer af information, som er dækket under 3) dårligt repræsenteret, hvis overhovedet, og variationerne i karakteristika for kilden og det modtagende miljø er hidtil blevet udeladt af forskellige årsager:
På denne baggrund, har det hidtil ikke været anset for muligt at operere med aktuelle koncentrationer og deraf følgende risici i LCA sammenhæng. Desuden har mange LCA-brugere følt, at eftersom forudsigelse af aktuelle risici sker ved hjælp af risikovurderingsværktøjer, er der ikke noget behov for at inkludere en stedlig differentiering i LCA. Historisk set har LCA været et værktøj til at forebygge forurening, og ikke et værktøj til at undgå miljørisici på specifikke lokaliteter. Nogle af disse forhold er blevet betragtet som praktiske begrænsninger i LCA, men som vi håber at demonstrere i denne vejledning og i de bagvedliggende tekniske rapporter, forholder det sig ikke sådan mere. Det er også anerkendt i LCA-kredse om, at når det drejer sig om ikke globale miljøpåvirkningskategorier, kan den stedlige variation være betydelig mellem proces emissioner af det samme stof. Afhængig af formålet med LCA- studiet, kan det derfor være særdeles relevant, at inkludere stedlig variation i modelleringen for at give et retvisende billede af de miljøpåvirkninger, som emissionerne forårsager. (Udo de Haes et al., 1999). At udelade den stedlige variation øger muligheden for fejlagtige konklusioner og suboptimeringer baseret på resultatet af livscyklusvurderingen. Som tidligere nævnt, er der imidlertid fortsat anvendelser, hvor formålet med studiet og den tilsigtede brug af resultaterne medfører, at det ikke er ønskeligt at inkludere stedlig variation. For at overvinde de metodiske begrænsninger beskrevet ovenfor, defineres tre niveauer for stedlig differentiering i karakteriseringsmodelleringen:
LCA fokuserer normalt ikke på de lokale påvirkninger fra et produktsystem og desuden vil det i en LCA kun sjældent være muligt at operere med stedspecifik modellering for mere end et par processer i produktsystemet. Derfor forudses det sted-specifikke niveau for stedlig differentiering ikke at blive en integreret del af karakteriseringsmodellen. Det kan stadigvæk anvendes til at fremskaffe yderligere information til brug for fortolkningsdelen af vurderingen. Den stedlige information, som er tilgængelig for individuelle processer i LCA, vil normalt være tilstrækkelig til at muliggøre stedafhængig miljøpåvirkningsmodellering. For de fleste processer vides det i det mindste i hvilket land de er lokaliserede. Denne information er påkrævet som en del af systemafgrænsningen for at kunne udvikle transport-scenarier for produktsystemet. Det stedafhængige niveau er således det niveau af stedlig differentiering som foreslås til karakteriseringsmodellering i UMIP2003. Det er også det niveau for stedlig differentiering der er mest relevant for luftbårne emissioner, da det repræsenterer deres typiske størrelsesorden for geografisk spredning. Dette betyder, at de stedafhængige karakteriseringsfaktorer, som er anbefalet i Afsnit 1.1, er robuste således forstået, at begrænsningen påvirkningspotentialernes stedligt bestemte variation mere end kompenserer for den introduktion af nye usikkerheder, der sker som følge af den ekstra skæbne-modellering, der indbygges i karakteriseringsmodellerne. I nogle livscyklusvurderinger vil der være materialer eller processer for hvilke stedlig information slet ikke er tilgængelig. Måske er data blevet slået sammen for flere leverandører for at skjule følsomme informationer eller for at tilvejebringe gennemsnitsdata. I denne situation kan UMIP2003s ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktorer anvendes til beregning af påvirkningspotentialer, som er forenelige med de stedafhængige påvirkningspotentialer, der udregnes for de øvrige processer i livscyklus. Desuden giver anvendelsen af UMIP2003 ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktorer mulighed for at kvantificere størrelsen af den potentielle stedligt bestemte variation i miljøpåvirkning, der ignoreres når man ikke kan tage stedlige forskelle i betragtning. 1.4 UMIP97 og UMIP2003 - lighedspunkter, forskelle og fortolkningEfter en kortfattet opsummering af lighedspunkter mellem UMIP97 og UMIP2003, præsenteres de væsentligste forskelle mellem de to metodikker og der gives en til fortolkning af både de ikke-stedafhængige og de stedafhængige UMIP2003 påvirkningspotentialer. Lighedspunkter mellem UMIP2003 og UMIP97 UMIP2003 dækker en større del af årsagskæden Figur 1.1 Årsagskæde. For hvert led identificerer deskriptorerne de forhold som skal tages i betragtning i en miljømodel. UMIP2003 metodikken dækker den største del af kæden og inkluderer den stedlige variation i de parametre, hvor den er relevant, mens UMIP97 er baseret på de første led af kæden og således afstår fra stedlig differentiering.
Ved at modellere påvirkningerne længere hen gennem årsagskæden i UMIP2003 forøges den miljømæssige relevans af de udregnede påvirkninger - de er ofte i bedre overensstemmelse med de faktiske miljøeffekter, som observeres for stofferne, og de er lettere og sikrere at fortolke i form af skader i miljøet. Selvom UMIP2003 inkluderer en større del af årsagskæden, er de udregnede påvirkninger stadigvæk forudsigelser og skal derfor betragtes som potentialer og ikke som aktuelle effekter. Nøjagtigheden af disse forudsigelser kan blive berørt af andre forhold, der følger af tilgangen i livscyklusvurdering (f.eks. fokus på den funktionelle enhed og aggregering over tid). UMIP2003 støtter kvantificering af stedligt bestemt variation UMIP2003 giver bedre modellering af fotokemisk ozondannelse UMIP2003 giver bedre modellering af forsuring For UMIP2003 karakteriseringsfaktorerne for forsuring og fotokemisk ozondannelse, er skader på naturlige øko-systemer og menneskers helbred valgt som det mest følsomme slutpunkt. De repræsenterer også de slutpunkter, som gældende regulering er fokuseret på. Derfor er skader på menneskeskabte materialer ikke explicit repræsenteret af faktorerne for fotokemisk ozondannelse og forsuring (selvom de typisk vil blive repræsenteret indirekte af de valgte indikatorer). Man kunne sige at noget af den skade, som er dækket med UMIP97 ikke længere er dækket med UMIP2003 fordi påvirkningsindikatoren er valgt længere henne i årsagskæden. Som et eksempel for forsuring, repræsenterer påvirkningen beregnet med UMIP97 faktorerne antallet af protoner, der dannes per molekyle emitteret stof. Ved at være defineret så tidligt i årsags-effektkæden, repræsenterer UMIP97 påvirkningspotentialerne i princippet enhver skade, som potentielt skyldes protonerne (dvs. også skader på menneskeskabte materialer). På den anden side er forholdet mellem protonfrigivelse i almindelighed og den skade det forvolder ofte temmelig usikker. Hvis der er et ønske om eksplicit at inkludere forsuringsskader på menneskeskabte materialer, kan disse beregnes separat under anvendelse af f.eks. UMIP97 faktorerne. Det bør imidlertid nævnes, at de forudvalgte vægtningsfaktorer, som anvendes i UMIP97 såvel som i UMIP2003 repræsenterer de politiske reduktionsmål, som for forsuring er baseret på målsatte reduktioner i skader på naturlige øko-systemer. Det samme gør sig gældende for de andre påvirkningskategorier - hvor de politiske reduktionsmål udtrykt i vægtningsfaktorerne sigter på beskyttelse af øko-systemer eller, hvor det er relevant, menneskers helbred. Forskellen i valg af kategoriindikatorer betyder at for nogle påvirkningskategorier, er variationsestimaterne, som fremkommer ved anvendelse af de ikke-stedafhængige UMIP2003 faktorer
ikke direkte anvendelige til UMIP97 faktorerne. Forskellige enheder for UMIP2003 og UMIP97 UMIP2003 påvirkningspotentialer kan sagtens omregnes så de udtrykkes som ækvivalente emissioner af referencestoffer, som det sker i UMIP97, men vi har valgt at beholde de originale UMIP2003 enheder af to årsager:
UMIP2003 optimerer kompromisset mellem den miljømæssige relevans og modelusikkerheden Figur 1.2 I takt med at karakteriseringsmodelleringen inddrager større dele af den miljømæssige mekanisme bag årsagskæden, stiger den miljømæssige relevans for de påvirkninger der beregnes og fortolkningen bliver mindre usikker (f.eks. ved at den stedlige variabilitet reduceres). Samtidig introduceres imidlertid yderligere usikkerhed gennem de anvendte modeller og de antagelser, der gøres, f.eks. i den geografiske definition af produktsystemet (figuren udviklet sammen med professor O. Jolliet, EPFL).
Anbefalingerne i denne vejledning omkring stedlig differentiering i livscyklus-påvirknings-vurdering tilstræber at optimere den balance der er præsenteret i Figur 1.2. Dette gøres under hensyntagen til begrænsningerne i de aktuelle tilgængelige miljømodeller, hvis kvalitet varierer mellem de forskellige påvirkningskategorier. I de tilfælde hvor integrerede vurderingsmodeller er tilgængelige er det muligt at udvikle stedafhængige karakteriseringsfaktorer, som inkluderer den største del af den stedlige variation i emission, eksponering
og sårbarhed for det eksponerede miljø. Her øges beslutningsdygtigheden med størrelsesordner sammenlignet med den ikke-stedafhængige karakterisering, og den forøgede usikkerhed,
der er introduceret ved den mere avancerede modellering er relativt lille i sammenligning hermed. Dette gælder for påvirkningskategorierne forsuring, terrestrisk eutrofiering, og fotokemisk
ozondannelse. Situationen for disse kategorier illustreres af den første af graferne. For de andre ikke-globale påvirkningskategorier er niveauet af de tilgængelige miljømodeller mindre avanceret, og som en
konsekvens heraf har det kun været muligt at inkludere dele af den stedlige variation i de nye karakteriseringsfaktorer. Som et resultat heraf, er forbedringen af beslutningsdygtigheden i forhold til den
eksisterende karakterisering mere beskeden sammenlignet med den ekstra usikkerhed der samtidig introduceres. Dette gælder for påvirkningskategorierne human toksicitet, øko-toksicitet og
akvatisk eutrofiering. UMIP2003 forbedrer fortolkningen gennem stedligt differentierede påvirkningspotentialer. Den væsentligste fordel ved den ikke-stedafhængige UMIP2003 karakteriseringsmetode ligger i fortolkningsfasen. De ikke-stedafhængige UMIP2003 faktorer giver brugeren mulighed for at kvantificere en stor del af den stedbestemte variation, som naturligt er der, men ukendt ved brug af UMIP97 karakteriseringsfaktorerne, og dette er et værdifuldt input til følsomhedsanalysen. Anvendelse af UMIP2003 ikke-stedafhængige faktorer kræver ikke nogen information udover det der er krævet for at anvende UMIP 97.Yderligere følsomhedsanalyse med de stedafhængige faktorer kræver specifikation af den geografiske lokalitet for processerne i produktsystemet. For nogle processer, vil denne specifikation blive ledsaget af en usikkerhed, som også må overvejes i en følsomhedsanalyse. Som det er diskuteret tidligere i dette afsnit, forventes de påvirkningspotentialer, der beregnes med UMIP2003 faktorerne - ikke-stedafhængige såvel som stedafhængige - at blive i bedre overensstemmelse med de aktuelle påvirkninger på flere måder:
Denne forøgede miljømæssige relevans af UMIP2003 påvirkningspotentialerne skal tages i betragtning ved fortolkningen af resultaterne, specielt i situationer, hvor de bliver sammenlignet med påvirkningspotentialer af en mindre miljømæssig relevans (beregnet under anvendelse af karakteriseringsfaktorer af den gamle type, UMIP97 eller andre). Den burde også lægges til grund for udviklingen af vægtningsfaktorer, som er baseret på den miljømæssige relevans af påvirkningskategorierne (f.eks. udledt under medvirken af et panel). Standard UMIP vægtningsfaktorerne, som er baseret på politiske reduktionsmål, burde også opdateres til en UMIP2003 version under anvendelse af de nye karakteriseringsfaktorer for de politisk fastsatte reduktionsmål. Dette er ikke en del af det danske LCA Metode og Konsensus Projekt, og indtil dette er gjort, foreslås de opdaterede vægtningsfaktorer baseret på UMIP97 benyttet i stedet for (Stranddorf et al. 2005). 1.5 Hvordan udføres stedafhængig karakterisering?Traditionelt aggregeres informationerne i opgørelsen ved at alle emissioner af et stof summeres hen over produktets livscyklus. På denne måde angives emissionen af f.eks. SO2 som en total emission for hele livscyklus, og al stedlig information om de individuelle emissioner mistes. Hvis stedafhængig karakterisering udføres direkte (dvs. ikke som en del af følsomhedsanalysen efter den ikke-stedafhængige karakterisering), skal livscyklusopgørelsen gå videre til påvirkningsvurderingsfasen i en ikke-aggregeret form, for at gøre det muligt at identificere den geografiske lokalitet for hver enkelt af processerne i produktsystemet. Dette bliver ikke noget problem når UMIP2003 metodikken bliver integreret i LCA softwaren, men kan indtil dette er sket skabe yderligere arbejde sammenlignet med den ikke-stedafhængige UMIP2003 eller UMIP97. Indtil den stedafhængige form af UMIP2003 er implementeret i et PC- værktøj, beskrives en praktisk fremgangsmåde for stedlig karakterisering for hver af de ikke-globale påvirkningskategorier i de respektive kapitler gennem resten af denne vejledning, men i generelle termer er den anbefalede fremgangsmåde for manuel anvendelse af UMIP2003 således: For hver ikke-global påvirkningskategori:
Gentag trin 2 indtil den stedbestemte variation er reduceret til et passende niveau dvs. et niveau, hvor den stedbestemte variation ikke længere kan ændre konklusionen. Den eneste ekstra information, som kræves for at anvende de stedafhængige faktorer fra UMIP2003 er landet i hvilket processen er lokaliseret. Denne information er ofte kendt fra afgrænsningen af produktsystemet. For processer, hvor denne information ikke er tilgængelig, kan de ikke-stedafhængige UMIP2003 faktorer anvendes. Dette er også en mulighed for processer der foregår udenfor Europa. Aggregering af underkategorier Principielt burde standard UMIP vægtningsfaktorerne, som er baseret på politiske reduktionsmål, også opdateres med de nye karakteriseringsfaktorer. Dette er endnu ikke gjort og har ikke været en del af det danske LCA Metode og Konsensus Projekt. Det ville være relevant med en opdatering for påvirkningskategorierne forsuring, terrestrisk eutrofiering og fotokemisk ozondannelse. For de øvrige påvirkningskategorier, er den ikke-stedafhængige version af UMIP2003 identisk med UMIP97, og vægtningsfaktorerne er derfor de samme. Det forventes ikke at der er nogen dramatisk forskel, og indtil en opdatering er tilgængelig foreslås det at man anvender de opdaterede UMIP97 vægtningsfaktorer for alle påvirkningskategorierne i stedet for. 1.6 Eksempel på brugen af UMIP2003Det følgende eksempel tjener til at demonstrere fremgangsmåden for anvendelse af UMIP2003 ikke-stedafhængige og stedafhængige karakteriseringsfaktorer for alle påvirkningskategorier. Eksemplet er konstrueret til illustration af brugen af stedafhængig karakterisering. Eksemplet introduceres her, og karakterisering udføres og illustreres gennem kapitlerne for de individuelle påvirkningskategorier. En sammenligning og diskussion af resultaterne gives i Kapitel 10. Funktionel enhed og opgørelse Under konstruktion af en kontorstol, skal produktudvikleren foretage valg mellem anvendelsen af zink og plastic (polyethylen) som materiale for en støtteklods (et strukturelement) i stolens sæde. Støtteklodsen sprøjtestøbes (20 g plastic) eller kokillestøbes (50 g zink). En livscyklusvurdering udføres til sammenligning af de miljømæssige påvirkninger fra hvert af de to alternativer. Den funktionelle enhed (f.u.) i studiet er et stk. komponent i enten plastic eller zink. Et uddrag fra produktopgørelsen giver følgende resultater til brug i livscykluspåvirkningsvurderingen: Tabel 1.1. Uddrag fra opgørelsen for en støtteblok fremstillet i plastic eller zink
Beregningen af ikke-stedafhængige og stedafhængige påvirkninger for opgørelsen i Tabel 1.1 kan findes for hver påvirkningskategori i de respektive kapitler. 2 Drivhuseffekt
Baggrundsinformation for dette kapitel kan findes i:
2.1 IntroduktionDe miljømæssige mekanismer, der ligger til grund for drivhuseffekt, og de klimatiske forandringer der er følger med dem, er globale af natur. Dette betyder, at de påvirkninger, der ledsager en emission modelleres på samme måde, uanset hvor på jorden emissionerne finder sted. Det er derfor ikke relevant at inkludere stedlig variation i kilde- og modtagerkarakteristika for denne påvirkningskategori. Karakteriseringsfaktorerne er ikke-stedafhængige af natur og vil være gyldige for UMIP97 (som en opdatering) såvel som for UMIP2003. Jordens atmosfære absorberer dele af den infrarøde stråling, som udsendes fra jorden mod rummet og bliver derved opvarmet. Denne naturlige drivhuseffekt er med sikkerhed blevet forøget over de seneste få århundreder på grund af menneskers aktivitet og har ført til akkumulation af gasser som CO2, N2O, CH4 og halocarboner i atmosfæren. Det vigtigste menneskeskabte bidrag til drivhuseffekten kan tilskrives afbrændingen af fossile brændsler som kul, olie og naturgas. De forudsagte konsekvenser af den menneskeskabte drivhuseffekt omfatter højere global gennemsnitstemperaturer, samt forandringer i globale og regionale klimamønstre. Det verdensomspændende netværk af klimaforskere og atmosfærekemikere, IPCC (Intergovernmental Panel on Climate Change), følger den seneste udvikling i vores viden om drivhuseffekten og udsender jævnligt statusrapporter. Disse statusrapporter udgør grundlaget for UMIP97 og UMIP2003 metodikkernes vurderingsværktøj for den globale opvarmning. Slutpunktet er valgt på det sted i miljømekanismen hvor der er en stigning i atmosfærens evne til at absorbere stråling. 2.2 KlassificeringFor at et stof kan betragtes som en bidragyder til drivhuseffekten, skal det være en gas ved normale temperaturer i atmosfæren og:
Kriterierne, som anvendes i UMIP metodikkerne, til bestemmelse af om et stof bidrager til global opvarmning følger IPCC's anbefaling om at udelukke indirekte bidrag til drivhuseffekten, dvs. bidrag som kan tilskrives en gas, som påvirker den atmosfæriske skæbne af andre drivhusgasser, som allerede er til stede. På ét punkt går UMIP metoden længere end IPCC's anbefalinger, nemlig ved at inkludere det bidrag fra organiske forbindelser og kulmonoxid af petrokemisk oprindelse, som hidrører fra deres nedbrydning (før eller senere) til CO2 i atmosfæren. For emissioner af CO2 er det vigtigt at undersøge om de udgør en nettotilførsel af CO2 til atmosfæren, eller om de simpelthen repræsenterer en delstrøm i atmosfærens naturlige kulstofcyklus. Hvis kulstof-kilden er fossil (kul, olie, naturgas), betyder konverteringen til CO2 en nettoforøgelse. I situationer med forbrænding eller nedbrydning af materiale, som ikke hidrører fra fossile kulstofkilder, men f.eks. fra biomasse, vil der normalt ikke være tale om en nettoforøgelse, fordi det pågældende materiale blev dannet i nyere tid ved binding af CO2 fra atmosfæren og før eller siden, igen bliver brudt ned til CO2. (se Hauschild og Wenzel, 1998b, for en mere detaljeret diskussion). Listen over stoffer, som skønnes at bidrage til global opvarmning er overskuelig og kan betragtes som udtømmende. Det er med andre ord ikke nødvendigt i praksis at kontrollere om et stof opfylder kriterierne ovenfor for at bestemme om det kan betragtes som et stof der bidrager til drivhuseffekten. Det er tilstrækkeligt at konsultere listen over karakteriseringsfaktorer for drivhusgasser i Tabel 2.1. 2.3 UMIP2003 og opdaterede UMIP97 karakteriseringsfaktorerSlutpunktet for denne påvirkningskategori er valgt på det sted i miljømekanismen hvor der sker en stigning i atmosfærens evne til at absorbere stråling, og UMIP2003 og de reviderede UMIP97 karakteriseringsfaktorer tages derfor fra den seneste version af IPCC konsensus rapporten. Disse suppleres med faktorer for hydrocarboner og delvist oxiderede eller halogenerede hydrocarboner af fossil oprindelse, som udregnes ud fra den støkiometrisk bestemte dannelse af CO2 ved oxidation af stoffet. Anbefalingen for UMIP97 er stadig at benytte en tidshorisont på 100 år og checke følsomheden i dette valg ved at anvende andre tidshorisonter. Tabel 2.1. Karakteriseringsfaktorer for drivhuseffekt (global opvarmning) (i g CO2-ækvivalenter/g). Taget fra Albritton og Meira Filho, 2001 med undtagelse af de angivne.
* Bidrag fra fossil CO2 dannet ved nedbrydning af stoffet. 2.4 NormaliseringDen opdaterede UMIP97 personækvivalent for drivhuseffekt (global opvarmning) er 8.7 t CO2-ækv./person/år som vist i Stranddorf et al., 2005. 3 Stratosfærisk ozonnedbrydning
Baggrundsinformation for dette kapitel kan findes i:
3.1 IntroduktionDe miljømæssige mekanismer, der ligger til grund for stratosfærisk ozonnedbrydning er af global karakter. Dette betyder, at de påvirkninger, der forårsages af en emission, modelleres på samme måde, uanset hvor på jordens overflade, emissionen finder sted. Der har derfor ingen relevans at inkludere stedlig variation i kilde- og modtagerkarakteristika for denne påvirkningskategori. Karakteriseringsfaktorerne er ikke-stedafhængige af natur og vil være gyldige for UMIP97 (som en opdatering) såvel som for UMIP2003. Det stratosfæriske indhold af ozon forstyrres som en konsekvens af menneskeskabte emissioner af halocarboner dvs. CFCer, HCFCer, haloner og andre gasser der indeholder klor og/ eller brom. Disse stoffer forøger nedbrydelsen af stratosfærisk ozon, og ozonindholdet i stratosfæren er derfor faldende. Siden 1985 har der været en årligt tilbagevendende dramatisk udtynding af ozonlaget, ofte benævnt som”ozon-hullet”, over Sydpolen. I de seneste få år er ozonnedbrydningen også accelereret over den nordlige halvkugle. Som en konsekvens af udtyndingen af ozonlaget, er intensiteten af sundhedsskadelig, ultraviolet stråling på jordens overflade steget over dele af de sydlige og nordlige halvkugler. Dette kan have farlige konsekvenser i form af øget hyppighed af hudkræft hos mennesker samt skader på de planter, som er de primære producenter og derfor grundlaget for de polare økosystemer. Selvom brugen af de væsentligste gasser der bidrager til den stratosfæriske ozonnedbrydning næsten er afviklet, forventes stratosfærens tilstand ikke at blive normaliseret førend anden halvdel af dette århundrede. 3.2 KlassificeringFor at et stof kan betragtes som bidragende til den stratosfæriske ozonnedbrydning skal det:
De menneskeskabte stoffer, som bidrager til den stratosfæriske nedbrydning af ozon, er simple gasformige organiske forbindelser med et betragteligt indhold af klor, brom eller eventuelt fluor. De vigtigste grupper af ozonnedbrydende stoffer er CFC'erne, HCFC'erne, halonerne og methylbromid. I modsætning hertil, er HFC'erne en gruppe halocarboner, der hverken indeholder klor eller brom, og som derfor ikke betragtes som bidragende til den stratosfæriske nedbrydelse af ozon. Som det også gælder for drivhusgasserne, er listen over forbindelser, der vurderes til at bidrage til den stratosfæriske ozonlagsnedbrydning, overkommelig og kan betragtes som udtømmende. I praksis er det derfor ikke nødvendigt, at kontrollere et stof i henhold til de ovenstående kriterier, for at bestemme om det bidrager til ozonfjernelse. Det er tilstrækkeligt at konsultere listen over karakteriseringsfaktorer for ozonnedbrydende gasser i Tabel 3.1. 3.3 UMIP2003 og opdaterede UMIP97 karakteriseringsfaktorerSlutpunktet for denne påvirkningskategori er valgt tidligt i den miljømæssige mekanisme, hvor ozon indholdet i stratosfæren forstyrres, og UMIP2003 og de reviderede UMIP97 karakteriseringsfaktorer er derfor taget fra anbefalinger i den seneste version af WMO statusrapporten. Anbefalingen for UMIP97 er stadig at anvende en uendelig tidshorisont, men at kontrollere vigtigheden såfremt en kort tidshorisont (5 eller 20 år) anvendes (karakteriseringsfaktorer for kortere tidshorisonter findes i Wenzel et al., 1997). Tabel 3.1. Karakteriseringsfaktorer af stratosfærisk ozonnedbrydning (i g CFC-11- ækvivalenter/g). Taget fra Montzka, Frazer et al., 2002 med et interval der repræsenterer spredningen af rapporterede resultater fra modeller og delvist empiriske resultater.
3.4 NormaliseringDen opdaterede UMIP97 person ækvivalent for stratosfærisk ozonlagsnedbrydning er 0.103 kg CFC-11-ækv./person/år ifølge Stranddorf et al., 2005. 4 Forsuring
Baggrundsinformation til dette kapitel kan findes i: 4.1 IntroduktionUdledninger af nitrogen (NOX og NH3) og svovl (SO2) til luft står i de fleste lande for mere end 95% af de samlede forsurende emissioner. På nationalt niveau består forsurende emissioner således hovedsageligt af nitrogen og svovl. I kortlægningen af livscyklus for et specifikt produkt, kan det imidlertid godt være andre stoffer, som dominerer den samlede masse af forsurende emissioner Forsurende stoffer vil normalt spredes og omdannes før de afsættes i terrestriske eller akvatiske systemer. Størrelsen af det område, hvor de afsættes, afhænger af stoffets karakteristika og på regionale atmosfæriske forhold. De væsentligste forsurende stoffer transporteres flere hundrede til tusinder af kilometer. Afsætningen af forsurende stoffer kan føre til en øget aciditet (dvs. et fald i pH) i vand- eller jordmatricen. Dette fænomen opstår når syrens basiske kation forlader systemet mens hydrogen-ionen bliver tilbage. Udvaskningen reduceres primært via de følgende processer; naturlig forvitring af mineraler, nitrifikation, nitrogen-fiksering i biomasse og fiksering eller udfældning af forbindelser, f.eks. fosfor-forbindelser, i jordmatricen. En øget aciditet i for eksempel terrestriske systemer medfører øget forvitring af (essentielle) mineraler. Forvitringen af mineraler kan i en vis udstrækning neutralisere de afsatte forsurende stoffer, selvom det også vil medføre en ubalance i i mediets (jorden eller vandet) næringssammensætning. Når pH falder til et vist kritisk niveau frigives giftigt aluminium i skadelige mængder. Aluminium påvirker rodhårene og dermed også vegetationens optagelse af næring og vand. Den heraf følgende dårligere sundhedstilstand reducerer træers og anden vegetations evne til at klare stress. Aluminium-ioner er også toksiske overfor akvatiske organismer i ferskvand. 4.2 KlassificeringEt stof klassificeres som bidragende til forsuring, hvis det forårsager en frigivelse af hydrogen-ioner i miljøet og hvis den basiske anion, som følger hydrogen-ionen, udvaskes fra systemet. Antallet af stoffer, som bidrager til forsuring er ikke stort, og Tabel 4.1 indeholder i praksis alle de relevante stoffer. Bemærk, at emissioner af organiske syrer ikke vurderes at bidrage til forsuring, fordi den basiske anion generelt nedbrydes fremfor at blive udvasket. 4.3 UMIP97 karakteriseringsfaktorerNormalt baseres karakteriseringsfaktorer på stoffernes potentiale for at frigive hydrogen-ioner (dvs. den teoretisk maksimale forsuring). Stoffets potentiale for at frigive hydrogen-ioner udtrykkes som den ækvivalente emission af svovl (SO2). Et mol oxideret svovl kan danne to mol hydrogen-ioner. UMIP97-faktorerne findes i Tabel 23.5 i Wenzel et al. (1997). Der er flere problemer med karakteriseringsfaktorer, som baseres på stoffets potentiale for at frigive hydrogen-ioner. Disse faktorer tager ikke hensyn til at:
Dette resulterer i, at det normalt ikke er et forsurende stofs teoretisk maksimale kapacitet til at frigive hydrogen ioner, der bestemmer forsuringens størrelse. Især nitrogens forsurende miljøpåvirkning overvurderes i sammenligning med svovl, når hydrogenfrigivelses potentialet anvendes som indikator for påvirkningskategorien, og den endelige forsurende påvirkning afhænger af det geografiske sted, hvor emissionen udledes. 4.4 UMIP 2003 karakteriseringsfaktorerI ovenstående afsnit blev der præsenteret argumenter for, hvorfor hydrogenfrigivelsespotentialet ikke særlig godt beskriver den forsurende påvirkning af en emission. I UMIP2003 anvendes RAINS modellen[1] til at beregne forsuringsfaktorer, som inkluderer løsninger på de fleste af de ovenfor identificerede problemer. Der er etableret ikke-stedafhængige (se Tabel 4.1) såvel som stedafhængige faktorer for 44 europæiske lande eller regioner (se Anneks 4.1 til dette kapitel). Forsuringsfaktorerne tager hensyn til, at den forsurende påvirkning i de områder emissionen afsættes i, bestemt ud fra det område emissionen udledes i. RAINS-modellen (version 7.2) inddeler (jord/vand)-overfladen i et net med kvadrater (150 km's opløsning) og estimerer den spredning og afsætning af nitrogen- og svovl-forbindelser på hver af disse kvadrater som resulterer fra emissioner fra 44 lande eller regioner i Europa. Nettet består af 612 kvadrater og dækker alle 44 europæiske regioner, inklusive den europæiske del af det tidligere Sovjetunionen. Den samlede afsætning på et kvadrat beregnes ved at summere bidragene fra alle regionerne med baggrundsbidraget for kvadratet selv. Estimaterne over spredning og afsætning udarbejdes med kilde-receptor matricer baseret på EMEP- modellen – en Lagrangian or trajectory model. I denne model følges et luftvolumens horisontale bevægelse gennem atmosfæren i 96 timer før den ankommer til et specificeret kvadrat. Figur 4.1 De todimensionelle baner der beskriver den atmosfæriske bevægelse af et luftvolumen (Alcamo et al. 1990).
Jordens kapacitet til at kompensere for afsætning af syrer beskrives ved den kritiske syre belastning. For hver enkelt kvadrat i RAINS nettet er der estimeret funktioner for den kritiske belastning ved forsuring af skovjord, hede, græsjord (eng/mark), tørvejord (tørvemoser) og ferskvand. Desuden er der beregnet kumulative distributionskurver for sårbarheden af alle økosystemer i hvert kvadrat (for nogle kvadrater er der registreret over 30.000 økosystemer). RAINS-modellen beregner den stedafhængige karakteriseringsfaktor for et land ved at se på effekten af en fastsat, men marginal emission af stoffet fra dette land (f.eks. 1 ton NOX) i tillæg til den samlede aktuelle emission fra alle lande. Påvirkningen fra den resulterende forøgede afsætning er det yderligere areal af økosystem, som bliver eksponeret over sin kritiske forsurende belastning. For hvert kvadrat beregnes dette udfra den kumulative fordelingskurve over ubeskyttede økosystemer i kvadraterne. Påvirkningerne af alle kvadraterne i afsætningsområdet adderes og udtrykkes som det totale areal af økosystemer, som bliver ubeskyttede, dvs. overskrider deres kritiske belastning, på grund af emissionen. En mere detaljeret beskrivelse af RAINS modellen og af anvendelsen af den til beregning af stedafhængige karakteriseringsfaktorer kan ses i Potting og Hauschild, 2005. Anvendelsen af UMIP2003s ikke-stedafhængige forsuringsfaktorer er i grunden ikke forskellig fra UMIP97 faktorerne, der heller ikke er stedafhængige (se næste afsnit). Anvendelsen af de stedafhængige forsuringsfaktorer er også ligetil (se Afsnit 4.6). Typiske kortlægninger af livscyklus indeholder allerede de yderligere data som er nødvendige til stedafhængig karakterisering, nemlig oplysninger om i hvilken geografisk region emissionen finder sted. Anvendelsen af stedafhængige karakteriseringsfaktorer for forsuring øger opløsningen med en faktor tusinde mellem højest og laveste score mens usikkerhederne i stort omfang udlignes i forsuringsfaktorerne på grund af de store arealer af økosystemer de dækker. Afhængigheden af recipientens tilstand og baggrundsbelastning betyder, at potentialet for forsuring må forventes at variere med det samlede emissionsniveau og dermed også i tid. For at tillade vurdering af denne variation er karakteriseringsfaktorerne også beregnet for år 2010 som vist i Anneks 4.1. Standard karakteriseringsfaktorerne for UMIP2003 er beregnet på baggrund af emissionerne i 1990, men faktorerne for 2010 tillader en tidsmæssig differentiering for de emissioner i produktsystemet som vil finde sted i fremtiden (f.eks. fra de sene stadier af brugsfasen for langtlivede produkter eller fra bortskaffelsesfasen). Sammenlignet med den stedligt 48 Stedafhængig variation i miljøvurderingen i LCA - UMIP2003 metoden bestemte variation mellem lande, er den tidsmæssige variation indenfor lande, bestemt på denne måde, mindre betydende. Hvad udtrykker påvirkningerne Til sammenligning udtrykkes forsuringspotentialet i UMIP97 som SO2-ækvivalenter, dvs. som den emission af SO2, der vil medføre den samme potentielle frigivelse af protoner i miljøet (g SO2-ækv/f.u.). 4.5 Ikke-stedafhængig karakteriseringDe ikke-stedafhængige forsuringsfaktorer er udarbejdet som den europæiske middelværdi af de 15 EU-lande i EU15 plus Schweiz og Norge, vægtet i forhold til de nationale emissioner i Tabel 4.1. Den ikke-stedafhængige forsuringspåvirkning fra et produkt kan beregnes fra den følgende ligning:
Hvor: sg-EP(ac) = Den ikke-stedafhængige forsuringspåvirkning, eller areal af økosystem som bliver ubeskyttet som resultat af emissionen fra produktsystemet (i 0.01 m²/f.u.). sg-CF(ac)s = Den ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktor for forsuring fra Tabel 4.1. Denne faktor relaterer den akkumulerede emission af stof (s) til forsuringspåvirkningen på det ikke-stedafhængige afsætningsområde (i 0.01 m²/g). Es = Emissionen af stof (s) (i g/f.u). Den stedligt bestemte variation, som potentielt skjules i den ikke-stedafhængige forsuringspåvirkning, kan estimeres ud fra standardafvigelserne i Tabel 4.1 for hvert enkelt stof. Tabel 4.1: Karakteriseringsfak torer for ikke-stedafhængig, og for stedafhængig karakterisering (i 0.01 m² ubeskyttet økosystem/g)
*Fosfat vil normalt bindes i jordmatricen og fosforsyre vil derfor ikke bidrage til forsuring 4.6 Stedafhængig karakteriseringForsuringspåvirkningen fra et produktsystem er ofte bestemt af en eller få processer. I de anvendelser af LCA, hvor det ønskes at lave en stedafhængig vurdering kan man derfor, for at undgå unødvendigt arbejde, starte med at beregne den ikke-stedafhængige forsuringspåvirkning som beskrevet i foregående afsnit. Den ikke-stedafhængige forsuringspåvirkning kan derefter anvendes til at bestemme hvilke processer, der dominerer forsuringspåvirkningen (trin 1) og derefter at justere den ikke-stedafhængige fosuringspåvirkning for disse processer med de relevante stedafhængige forsuringsfaktorer (trin 2 og 3). Denne procedure kan ses som en følsomhedsanalyse-baseret reduktion af de usikkerheder i den ikke-stedafhængige påvirkning, som skyldes at der ikke foretages en stedafhængig karakterisering. Trin 1 Trin 2
Hvor: sd-EP(ac)p = Den stedafhængige forsuringspåvirkning, eller areal af økosystem som bliver ubeskyttet som resultat af emissionen fra den udvalgte proces (p) (i m²/f.u.). sd- CF(ac)s,i = Den stedafhængige karakteriseringsfaktor for forsuring fra Anneks 4.1 (default 1990 faktorer), som relaterer emissionen af stoffet (s) i land eller region (i), hvor den udvalgte proces (p) finder sted, til stoffets forsuringspåvirkning på afsætningsarealet (i m²/g). Emissioner fra ubestemte regioner eller fra ikke-europæiske regioner kan som en første tilgang repræsenteres af ikke-stedafhængige faktorer for stoffet. Es,p = Emissionen af stoffet (s) fra den udvalgte proces (p) (i g/f.u). Hvilken faktor, som skal anvendes, er bestemt af det geografiske område, hvor emissionen finder sted. Påvirkningen af emissioner fra ukendte men sandsynligvis europæiske regioner bør beregnes med ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktorer. Informationen om den stedlige variation i disse faktorer (se Tabel 4.1) bør tages i betragtning i det næste trin. Som en første tilgang kan også emissionerne fra ikke-europæiske regioner beregnes med de ikke-stedafhængige faktorer fra Tabel 4.1. Standardafvigelserne i Tabel 4.1 giver et interval for den potentielle stedlige variation ved anvendelse af den ikke-stedafhængige faktor indenfor Europa. Med den variation i emissioner og følsomheder som findes indenfor Europa, antages det, at den ikke-stedafhængige faktor også vil ligge indenfor dette interval for de fleste andre regioner i verden. I fortolkningen kan der anvendes ekspertskøn til at vurdere om faktoren for emissioner fra processer i ikke-europæiske regioner ligger i den høje eller i den lave ende af intervallet. Trin 3 4.7 NormaliseringUMIP2003 personækvivalenten for forsuring er 2,2 • 103 m²/person/år. I overensstemmelse med UMIP97 metodegrundlaget er normaliseringsreferencen for forsuring baseret på de aktuelle emissionsniveauer i 1990 (se Hauschild and Wenzel 1998d og Stranddorf et al., 2005). Når UMIP2003 karakteriseringsfaktorerne for forsuring anvendes på disse emissionsniveauer fås et total areal af ubeskyttet økosystem i Europa på 82 • 106 ha eller 82 • 1010 m². Personækvivalenten beregnes som den gennemsnitlige europæiske påvirkning per person, under antagelse af en samlet europæisk befolkning på 3,70 • 108 personer. 4.8 FortolkningUMIP2003 forsuringspåvirkningspotentialerne er forbedret på to områder i forhold til påvirkningspotentialer beregnet med UMIP97 karakteriseringsfaktorer; den miljømæssige relevans er øget, og der kan tages hensyn til stedlige variationer i recipientens følsomhed. Miljømæssig relevans Da UMIP97-påvirkningerne er defineret så tidligt i årsagskæden, udelukker de i princippet ikke nogen skader forårsaget af protoner, f.eks. skader på menneskeskabte materialer. I UMIP2003 karakteriseringsfaktorerne er skader på naturlige økosystemer valgt som det mest følsomme slutpunkt (og det slutpunkt, som nuværende regulering fokuserer på), og skader på menneskeskabte materialer medtages derfor ikke specifikt i disse faktorer (selvom de vil være delvist repræsenteret). Hvis det skulle være et ønske specifikt at beregne forsuringsskader på menneskeskabte materialer må de beregnes separat f.eks. ved anvendelse af UMIP97 faktorer. Stedlig variation 4.9 EksempelKarakteriseringen udføres ved anvendelse af UMIP2003 faktorer på den kortlægning af livscyklus som blev præsenteret i Afsnit 1.6. Ikke-stedafhængig karakterisering Tabel 4.2 Ikke-stedafhængige forsuringspåvirkninger for en støtteklods lavet af plastic eller zink. Udtrykt som arealet af ubeskyttet økosystem (UES) per funktionel enhed.
Når ikke-stedafhængige faktorer anvendes ses det, at zink støtteklodsen forårsager den største forsuringspåvirkning. Den potentielle stedlige variation er imidlertid så stor (som det fremgår af den stedligt bestemte standardafvigelse), at konklusionen er meget usikker. Med henblik på at reducere den stedligt bestemte usikkerhed og styrke konklusionen, udføres derfor en stedafhængig karakterisering for de processer, som bidrager mest til den ikke-stedafhængige forsuringspåvirkning. Stedafhængig karakterisering I beregningen af den stedafhængige påvirkning fra disse nøgleprocesser anvendes de relevante faktorer fra Anneks 4.1. Resultaterne er vist i Tabel 4.3. Tabel 4.3 Stedafhængig forsuringspåvirkning for nøgleprocesser fra begge produktsystemer.
Den ikke-stedafhængige påvirkning fra nøgleprocesser trækkes fra de originale ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 4.2, og den stedafhængige påvirkning fra nøgleprocesserne som er beregnet i Tabel 4.3 lægges til. De således rettede forsuringspåvirkninger kan ses i Tabel 4.4 og forskellen til de oprindelige ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 4.2 er vist i Figur 4.2. Tabel 4.4 Forsuringspåvirkninger fra de to produktsystemer beregnet med stedafhængig karakterisering af emissioner fra nøgleprocesser.
Omkring 95% af denne påvirkning beregnes ved anvendelse af stedafhængige karakteriseringsfaktorer for både den zink-baserede og den plastic-baserede komponent. Selvom der blev lavet stedafhængig karakterisering for alle de resterende processer i produktsystemet, er deres andele i totalen og i standardafvigelsen så beskedne, at resultaterne ikke kan ændres betydeligt. Det stedligt betingede potentiale for variation af påvirkningen er stort set fjernet. Som det kan ses i Figur 4.2 betyder inkludering af sted-differentiering, hvor der tages hensyn til hvilket land emissionerne foregår i, at dominansen mellem de to systemer vendes rundt. Når den største del af den stedlige variation i spredningsmønstre og følsomheder af de eksponerede miljøer fjernes bliver forsuringspåvirkningen fra plastickomponenten større end forsuringspåvirkningen fra zinkkomponenten. Figur 4.2 Ikke-stedafhængige og stedafhængige forsuringspåvirkninger fra de to produktsystemer. For de stedafhængige påvirkninger er stedafhængige karakteriseringsfaktorer kun anvendt for nøgleprocesserne som beskrevet ovenfor. 
Anneks 4.1: Stedafhængige karakteriseringsfaktorer for forsuring
(*) Middelværdien og standardafvigelsen relaterer til E15+Norge+Schweiz og er for nitrogen og svovl vægtet med de nationale emissioner fra disse lande. 5 Terrestrisk eutrofiering
Baggrundsinformation til dette kapitel kan findes i:
5.1 IntroduktionNæringssalte er essentielle for levende organismers (re-)produktion/vækst og eksistens i akvatiske og terrestriske økosystemer. Berigelse af økosystemer med næringssalte, hvilket er den direkte betydning af begrebet “eutrofiering”, er derfor ikke skadelig før et kritisk niveau (kritisk belastning) overskrides. Hvert økosystem og hver art i økosystemet er i optimal vækst ved deres eget specifikke niveau af næringssalte. Tilgængelige næringssalte, som er i overskud i forhold til optimum eller den kritiske belastning for et givent økosystem, medfører en forandring af artssammensætningen og dermed en uønsket ændring i økosystemet. 5.2 KlassificeringNitrogen er normalt det begrænsende næringsstof for biologisk vækst i terrestriske økosystemer. I princippet vil de fleste stoffer, som indeholder nitrogen derfor bidrage til terrestrisk eutrofiering. I praksis vil der dog ikke findes stoffer, der skal klassificeres som terrestrisk eutrofierende, udover dem, som ses i Tabel 5.1. Atmosfærisk afsætning udgør den væsentligste menneskeskabte tilførsel af nitrogen (og andre næringsstoffer) for naturlige jorde Frit nitrogen (N2) bidrager ikke til miljøpåvirkningskategorien terrestrisk eutrofiering, selvom det er tilgængeligt for nogle bakterier og alger. Da størstedelen af atmosfæren allerede består af frit nitrogen, vil emissioner af N2 ikke have yderligere gødningseffekt. I praksis, er det kun luftbårne emissioner, som bidrager til eutrofiering af naturlige terrestriske økosystemer. 5.3 UMIP97 karakteriseringsfaktorerKarakteriseringsfaktorer for eutrofiering baseres typisk på Redfield forholdet. Redfield forholdet refererer til den typiske sammensætning af akvatisk phytoplankton: C106H263O110N16P. Typiske eutrofieringsfaktorer skelner i dag ikke mellem akvatiske og terrestriske systemer og modellerer begge eutrofieringsfaktorer som om det drejer sig om påvirkninger af akvatiske systemer. Dette er også tilfældet for UMIP97-faktorerne, som er opført i Tabel 23.6 i Wenzel et al. (1997). Kun Lindfors et al. (1995) vurderer påvirkningen af terrestriske systemer specifikt ved at summere nitrogenemisionerne til luft for sig. De nuværende metoder til karakterisering af terrestrisk eutrofiering indebærer yderligere det problem, at de ignorerer den store stedlige variation i spredningsmønstre og i økosystemers følsomheder indenfor afsætningsområdet. Disse problemer diskuteres i Afsnit 4.3 i forbindelse med forsuring. 5.4 UMIP2003 karakteriseringsfaktorerIndtil nu er der ikke blevet udviklet karakteriseringsfaktorer specifikt for terrestrisk eutrofiering. I denne sammenhæng er RAINS[2]-modellen blevet anvendt til at udvikle terrestriske eutrofieringsfaktorer. Der er udviklet både ikke-stedafhængige faktorer (se Tabel 5.1) og stedafhængige faktorer for 44 europæiske regioner (se Anneks 5.1 til dette kapitel). De stedafhængige faktorer udtrykker den eutrofierende påvirkning i afsætningsområdet som funktion af den region hvor emissionen finder sted. Principperne bag RAINS-modellen og anvendelsen af den til at beregne stedafhængige karakteriseringsfaktorer er beskrevet i Afsnit 4.4. Anvendelsen af de ikke-stedafhængige UMIP2003 faktorer for terrestrisk eutrofiering er grundlæggende den samme som for de ligeledes ikke-stedafhængige UMIP97 faktorer (Afsnit 5.5). Anvendelse af stedafhængige faktorer for terrestrisk eutrofiering er også meget ligetil (se Afsnit 5.6). Typiske kortlægninger af livscyklus indeholder allerede de stedlige data, som er nødvendige til den stedafhængige karakterisering, nemlig oplysninger om i hvilken geografisk region, emissionen finder sted. Anvendelsen af stedafhængige terrestriske eutrofieringsfaktorer giver en forskel på en faktor tusinde mellem de mest følsomme og mindst følsomme emissionssituationer, mens de usikkerheder, der ligger i RAINS-modellen i stort omfang udlignes i eutrofieringsfaktorerne på grund af de store arealer af økosystemer de dækker. Det skal imidlertid nævnes, at de kritiske belastninger for terrestrisk eutrofiering er mere usikre end dem for forsuring. Afhængigheden af recipientens tilstand og baggrundsbelastning betyder, at potentialet for terrestrisk eutrofiering må forventes at variere i forhold til det samlede emissionsniveau og derfor også i tid. For at tillade vurdering af denne variation er karakteriseringsfaktorerne også beregnet for år 2010 som vist i Anneks 5.1. Standard karakteriseringsfaktorerne for UMIP2003 er beregnet på baggrund af emissionerne i 1990, men faktorerne for 2010 tillader en tidsmæssig differentiering for de emissioner i produktsystemet som vil finde sted i fremtiden (f.eks. fra de sene stadier af brugsfasen for langlivede produkter eller fra bortskaffelsesfasen). Sammenlignet med den stedligt bestemte variation mellem lande, er den tidsmæssige variation indenfor lande, bestemt på denne måde, mindre betydende. Hvad udtrykker påvirkningerne Til sammenligning aggregerer UMIP97s næringssaltbelastningspotentiale det terrestriske og det akvatiske eutrofieringspotentiale. Det udtrykkes som et separat N-potentiale og et P-potentiale, som simpelthen afspejler indholdet af de to næringsstoffer i emissionen. I UMIP97 kan der også aggregeres til et NO3-- potentiale, som afspejler den mængde NO3-, som ville medføre en tilsvarende potentiel eutrofiering i akvatiske systemer, som er begrænset af det relevante næringsstof (dvs. i aggregeringen antages N-emissioner at blive emitteret til N-begrænsede akvatiske systemer og P-emissioner til P- begrænsede systemer). 5.5 Ikke-stedafhængig karakteriseringDe ikke-stedafhængige terrestriske eutrofieringsfaktorer i Tabel 5.1 er beregnet som den europæiske middelværdi for de 15 EU-medlemslande i EU15 samt Schweiz og Norge, vægtet med de nationale emissioner. Tabel 5.1: Karakteriseringsfaktorer for ikke-stedafhængig og for stedafhængig karakterisering (i
Den ikke-stedafhængige terrestriske eutrofieringspåvirkning fra et produkt kan beregnes fra den følgende ligning:
Hvor: sg-EP(te) = Den ikke-stedafhængige terrestriske eutrofieringspåvirkning, eller areal af økosystem som bliver ubeskyttet som resultat af emissionen fra produktsystemet (i 0.01 m²/f.u.). sg-CF(te)s = Den ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktor for terrestrisk eutrofiering fra Tabel 5.1. Denne faktor relaterer den akkumulerede emission af stof (s) til den terrestriske eutrofieringspåvirkning på det ikke-stedafhængige afsætningsområde (i 0.01 m²/g). Es = Emissionen af stof (s) (i g/f.u). Den stedligt bestemte variation, som potentielt skjules i den ikke-stedafhængige terrestriske eutrofieringspåvirkning, kan estimeres ud fra standardafvigelserne i Tabel 5.1 for hvert enkelt stof. 5.6 Stedafhængig karakteriseringDen terrestriske eutrofieringspåvirkning fra et produkt er ofte bestemt af en eller få processer. I de anvendelser af LCA, hvor det ønskes at lave en stedafhængig vurdering kan man derfor, for at undgå unødvendigt arbejde, starte med at beregne den ikke-stedafhængige terrestriske eutrofieringspåvirkning som beskrevet i foregående afsnit. Den ikke-stedafhængige terrestriske eutrofieringspåvirkning kan derefter anvendes til at bestemme hvilke processer, der dominerer den terrestriske eutrofieringspåvirkning (trin 1). Derefter kan den ikke-stedafhængige terrestriske eutrofieringspåvirkning for disse processer justeres med de relevante stedafhængige terrestriske eutrofieringsfaktorer (trin 2 og 3). Denne procedure kan ses som en følsomhedsanalyse-baseret reduktion af de usikkerheder i den ikke-stedafhængige påvirkning, som skyldes at der ikke foretages en stedafhængig karakterisering. Trin 1 Trin 2
Hvor: sd-EP(te)p = Den stedafhængige terrestriske eutrofieringspåvirkning, eller areal af økosystem som bliver ubeskyttet som resultat af emissionen fra den udvalgte proces (p) (i m²/f.u.). sd-CF(te)s,i = Den stedafhængige karakteriseringsfaktor for terrestrisk eutrofiering fra Anneks 5.1 (default 1990 faktorer), som relaterer emissionen af stoffet (s) i land eller region (i), hvor den udvalgte proces (p) finder sted, til stoffets terrestriske eutrofieringspåvirkning på afsætningsarealet (i m²/g). Emissioner fra ubestemte regioner eller fra ikkeeuropæiske regioner kan som en første tilgang repræsenteres af ikke-stedafhængige faktorer for stoffet. Es,p = Emissionen af stoffet (s) fra den udvalgte proces (p) (i g/f.u). Hvilken faktor, som skal anvendes, er bestemt af det geografiske område, hvor emissionen finder sted. Påvirkningen fra emissioner fra ubestemte men sandsynligvis europæiske regioner beregnes med ikke-stedafhængige faktorer for terrestrisk eutrofieringspåvirkning. Informationen om den stedlige variation i disse faktorer (se Tabel 5.1) bør tages i betragtning i det næste trin. Som en første tilgang kan emissionerne fra ikke-europæiske regioner også beregnes med de ikke-stedafhængige faktorer fra Tabel 5.1. Standardafvigelserne i Tabel 5.1 giver et interval for den potentielle stedlige variation ved anvendelse af den ikke-stedafhængige faktor inden for Europa. Med den variation i emissioner og følsomheder som findes indenfor Europa, kan det antages, at den ikke-stedafhængige faktor også vil ligge indenfor dette interval for de fleste andre regioner i verden. I fortolkningen kan der anvendes ekspertskøn til at vurdere om faktoren for emissioner fra processer i ikke-europæisk regioner ligger i den høje eller i den lave ende af intervallet. Trin 3 5.7 NormaliseringUMIP2003 person ækvivalenten for terrestrisk eutrofiering er 2,1·103 m²/person/år. Tilgangen i UMIP97 er, at normaliseringsreferencen for eutrofiering blev baseret på de aktuelle emissionsniveauer i 1990 (se Hauschild and Wenzel 1998 og Stranddorf et al., 2005). Når UMIP2003 karakteriseringsfaktorerne for terrestrisk eutrofiering anvendes på disse emissionsniveauer fås et total areal af ubeskyttet økosystem i Europa på 77 • 106 ha eller 77 • 1010 m². Personækvivalenten beregnes som den gennemsnitlige europæiske påvirkning per person, under antagelse af en samlet europæisk befolkning på 3,70 • 108 personer. 5.8 FortolkningUMIP2003 potentialerne for terrestrisk eutrofieringspåvirkning er forbedret på to områder i forhold til påvirkningspotentialer beregnet med UMIP97 karakteriseringsfaktorer; den miljømæssige relevans øges, og der kan tages hensyn til stedlige variationer i recipientens følsomhed. Miljømæssig relevans I sammenligning omfatter UMIP97 faktorerne kun potentialet for udledning af næringsstoffer, og eutrofiering af terrestriske systemer inkluderes kun ved anvendelse af akvatiske eutrofieringsfaktorer, selvom der er vigtige forskelle mellem de to typer næringssaltbelastning. Stedlig variation 5.9 EksempelKarakteriseringen udføres ved anvendelse af UMIP2003 faktorer på den kortlægning af livscyklus som blev præsenteret i Afsnit 1.6. Ikke-stedafhængig karakterisering Tabel 5.2 Ikke-stedafhængige terrestriske eutrofieringspåvirkninger for en støtteklods lavet af plastic eller zink. Udtrykt som arealet af ubeskyttet økosystem (UES) per funktionel enhed.
Stedafhængig karakterisering I beregningen af den stedafhængige påvirkning fra disse nøgleprocesser anvendes de relevante faktorer fra Anneks 5.1. Resultaterne er vist i Tabel Tabel 5.3 Stedafhængig terrestriske eutrofieringspåvirkning for nøgleprocesser fra begge produktsystemer
Den ikke-stedafhængige påvirkning fra nøgleprocesser trækkes fra de originale ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 5.2 og den stedafhængige påvirkning fra nøgleprocesserne som er beregnet i Tabel 5.3 lægges til. De således rettede terrestriske eutrofieringspåvirkninger kan ses i Tabel 5.4 og forskellen til de oprindelige ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 5.2 er illustreret i Figur 5.1. Tabel 5.4 Terrestriske eutrofieringspåvirkninger fra hvert produktsystem beregnet med stedafhængig karakterisering af emissioner fra nøgleprocesser.
Den stedafhængige karakterisering har næsten ingen indflydelse på størrelsen af den terrestriske eutrofieringspåvirkning. Zinkkomponenten har den største påvirkning i begge tilfælde. Omkring 99% af denne påvirkning beregnes med stedafhængige karakteriseringsfaktorer for den zink-baserede komponent mens den stedafhængige beregning udgør omkring 75% af plastickomponentens påvirkning. Selvom der blev lavet stedafhængig karakterisering for alle de resterende processer i produktsystemet, er deres andele i totalen og i standardafvigelsen så beskedne, at resultaterne ikke kan ændres betydeligt. Det stedligt betingede potentiale for variation af påvirkningen er stort set fjernet. For plastickomponenten kan det måske være nødvendigt at inkludere en eller to processer mere for at opnå den ønskede robusthed i resultaterne, men dette ville sandsynligvis ikke ændre ved zinkkomponentens dominans. Anneks 5.1: Stedafhængige karakteriseringsfaktorer for terrestrisk eutrofiering
(*) Middelværdien og standardvariationen relaterer til E15+Norge+Schweiz og er vægtet med de nationale emissioner fra disse lande. 6 Akvatisk eutrofiering
Baggrundsinformation for dette kapitel kan findes i:
6.1 IntroduktionEutrofiering betyder egentlig “at blive rig på næringsstoffer”. Den eutrofierende påvirkning, som den typisk er karakteriseret i livscyklusvurdering vedrører implicit eutrofiering i akvatiske økosystemer. Dette er betinget af udformningen af påvirkningen, som indenfor livscyklusvurdering normalt tager sit udgangspunkt i sammensætningen af den akvatiske biomasse. (Wenzel et al. 1997, Heijungs et al. 1992, Lindfors et al. 1995). Akvatisk eutrofiering belyses i dette kapitel mens metoderne til vurdering af terrestrisk eutrofiering findes i kapitel 5. 6.2 KlassificeringDe næringsstoffer, som normalt er begrænsende for biologisk vækst i akvatiske systemer er nitrogen og fosfor. For at et stof skal kunne bidrage til den akvatiske eutrofiering, skal det altså indeholde nitrogen eller fosfor i en biologisk tilgængelig form. I praksis omfatter Tabel 6.1 alle de emissioner, som i opgørelsen kan klassificeres som akvatisk eutrofierende. Fri nitrogen (N2) betragtes ikke som en bidragsyder til akvatisk eutrofiering, selvom det er tilgængeligt for visse bakterier og alger. Dette skyldes at emissionen af N2 ikke har yderligere eutrofierende effekt i forhold til de store mængder fri nitrogen, der i forvejen findes i atmosfæren. Akvatisk eutrofiering kan opstå som følge af emissioner til luft, vand og jord. 6.3 UMIP97 karakteriseringsfaktorerDe aktuelt eksisterende karakteriseringsfaktorer for eutrofiering tillader summering af bidrag fra nitrogen og fosfor baseret på Redfield forholdet, som refererer til den typiske sammensætning af akvatisk phytoplankton: C106H263O110N16P. Disse faktorer skelner i de fleste tilfælde ikke mellem akvatiske og terrestriske systemer og modellerer dem begge som om der var tale om påvirkninger på akvatiske systemer. Også i UMIP97, anvendes terrestrisk og akvatisk eutrofiering som én påvirkningskategori kaldet næringssaltbelastning. UMIP97 faktorerne fra Wenzel et al. (1997) er vist i Tabel 6.1. Tabel 6.1. Karakteriseringsfaktorer for eutrofiering fra Wenzel et al. (1997)
Der er flere problemer med karakteriseringsfaktorerne baseret på Redfield forholdet. Således tager disse faktorer ikke hensyn til:
6.4 UMIP2003 karakteriseringsfaktorerHidtil er typiske karakteriseringsfaktorer for akvatisk eutrofiering baseret på den teoretisk maximale mængde biomasse som kan produceres fra et stof. Som det er beskrevet i det tidligere afsnit, er det maximale potentiale for biomasse vækst et dårligt mål for næringssaltbelastningen fra emissioner til akvatiske økosystemer. I denne sammenhæng er CARMEN modellen[3] anvendt til at opstille eksponeringsfaktorer for akvatisk eutrofiering, hvilket overvinder nogle af de identificerede problemer (de, der relaterer til næringsstoffernes skæbne). Faktorerne, som er beregnet ved hjælp af CARMEN modellen, udtrykker den andel af næringssaltemissionen fra landbrugsjord eller spildevandsanlæg, som vil eksponere søer og vandløb eller havmiljøet; dvs. faktorerne relaterer emissioner af næringsstoffer, til den næringssaltbelastning af vandløb, søer eller havmiljø, som de giver anledning til. CARMEN modellen (version 1.0) beregner ændringen i næringssaltbelastningen i grundvand, ferskvandsrecipienter (flodafvanding) og kystområder ud fra ændringen i tilførsel af næringsstoffer. De næringsstoftilførsler, der modelleres af CARMEN er atmosfærisk deponering af kvælstof på jord og i kystområder, fosfor og kvælstoftilførsel til landbrugsjord, og fosfor- og kvælstofudledninger fra kommunale rensningsanlæg. (se Figur 6.1). Figur 6.1 De væsentligste kilder for kvælstof (fuldt optrukne pile) og fosfor (stiplede pile) til jord, grundvand, overfladevand og kystområder som modelleres i CARMEN modellen (Beusen ikke publiceret).
CARMEN modellerer transporten af næringssalte til overfladevand fra landbrugsdrift, gennem udsivning af grundvand og afløb af overfladevand, og gennem atmosfærisk deponering, med en høj rumlig opløsning, baseret på 124320 gitter-elementer af hver 10x10 minutter (groft regnet 100-250 km², afhængigt af den geografiske position (længde- og breddegraden) for det enkelte gitter-element. Kvælstof- og fosforkilderne bliver allokeret til hvert gitterelement på baggrund af anvendelsen af landområdet i det givne gitterelement (agerland, græsdyrkning, permanent dyrkning, skov, byområde, ferskvandsområder eller andet). Transporten af næringsstof via floder til havet er modelleret meget enkelt i CARMEN under forudsætning af faste fjernelseshastigheder for N og P fra ferskvandssystemerne. Vandstrømningen er den væsentligste transportmekanisme for næringsstofferne fra jord til overfladevand. Strømningsvejene, som modelleres, er grundvandsreservoirafvanding (kvælstof), overfladeafstrømning (kvælstof) eller overfladisk jorderosion (fosfor) efterfulgt af flodtransport til kystområder. De nationale eutrofieringsfaktorer beregnes ved at forøge den totale mængde af enten kvælstof eller fosfor fra en givet kildekategori i et land (andre emissioner for alle lande og andre kildekategorier forbliver uændrede). Den resulterende forøgelse af påvirkningen summeres over alle flod-oplande og have for at finde frem til faktorer, som udtrykker hvor stor en andel af emissionen der bidrager til næringssalt belastning i henholdsvis ferskvandsområder og havmiljø (udtrykt i kg per kg udledt). For hver kildekategori udregnes ændringen i næringsstofmængderne med en stedlig opløsning på 101 flodafvandinger og 32 kystområder. Desuden medtager beregningerne for kystområderne også den atmosfæriske afsætning som en kvælstofkilde. CARMEN modellen tager ikke hensyn til sammenhænge mellem emissionsland og afsætning i kystområder for atmosfæriske emissioner. På dette område suppleres modellen derfor med nationale data for de enkelte europæiske lande for den andel af luftbårne kvælstofemissioner som ender i europæiske have. En yderligere detaljeret beskrivelse af CARMEN modellen og den anvendelse til beregning af stedafhængige karakteriseringsfaktorer kan findes i Potting et al., 2005a. Ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer for Europa er givet i Tabel 6.2, og Appendiks 6.1 indeholder stedafhængige eksponeringsfaktorer for 32 europæiske regioner, hvori kvælstof og fosfor emissioner fra udledningslandet relateres til deres næringssaltbelastning af ferskvandsområder og havmiljø. Ferskvandsområderne omfatter: søer, åer, floder og afvandingsoplande, mens havmiljø omfatter kystområder, brakvand og åbent hav. De stedafhængige eutrofieringsfaktorer udtrykker hvor stor en andel af det udledte næringsstof der bidrager til eutrofiering af europæiske ferskvandsmiljøer og kystområder. CARMEN modellen omfatter ikke en vurdering af effekterne, dvs. om det udledte næringsstof i praksis resulterer i forøget biomasse produktion og hvilken effekt dette måtte have på vandets økologiske kvalitet. De beregnede faktorer repræsenterer således de højest mulige bidrag til biomassevækst (den værst tænkelige realistiske situation forstået på den måde, at fjernelse af næringsstoffer før de når vandmiljøet er taget i betragtning). Sammenlignet med de UMIP2003 faktorer, som er udviklet for terrestrisk eutrofiering og forsuring, dækker de således en kortere del af årsagskæden og bør betragtes som skæbne- eller eksponeringsfaktorer frem for, at de udtrykker en økologisk effekt i form af eutrofiering eller biomassevækst. Denne nyeste integrerede vurderingsmodellering af akvatisk eutrofiering tillader ikke en sådan effektvurdering. Eftersom de er eksponeringsfaktorer, erstatter UMIP2003 faktorerne ikke UMIP97 faktorerne, som repræsenterer det forholdsvise indhold af næringsstof i forskellige forbindelser. I stedet skal de anvendes i kombination med UMIP97 faktorerne for separat karakterisering af kvælstofforbindelser og fosforforbindelser. I de tempererede og subtropiske regioner i Europa er ferskvandsområdernes vækst typisk fosfor begrænsede, men væksten i havområder er kvælstofbegrænsede (i troperne kan det være omvendt). Under hensyntagen til denne forskel behandles ferskvandsområder og havmiljø som to under-kategorier under den nye miljøpåvirkningskategori, akvatisk eutrofiering (næringssaltbelastning). Anvendelse af UMIP2003 ikke-stedafhængige - og UMIP2003 stedafhængige eksponeringsfaktorer sammen med UMIP97 faktorerne er ligetil (se sektion 6.5 og 6.6). De typiske livscyklusopgørelser omfatter i forvejen den eneste yderligere og nødvendige information, som er krævet for stedafhængig vurdering, nemlig den geografiske region hvori emissionen finder sted. Anvendelsen af stedafhængige eksponeringsfaktorer tilføjer imidlertid kun en begrænset yderligere opløsning svarende til maksimalt en faktor 7 i forskel mellem højeste og laveste vurdering. Den begrænsede forskel på de højeste og de laveste stedafhængige eksponeringsfaktorer retfærdiggør en vis skepsis overfor anvendelsen af stedafhængig vurdering, eftersom modelleringen i sig selv medfører en vis usikkerhed i stedfaktorerne. Den væsentligste anvendelse af stedafhængige eksponeringsfaktorer for akvatisk næringssaltbelastning er i forbindelse med følsomhedsanalyse. Hvad udtrykker påvirkningerne? 6.5 Korrekte opgørelsesdataDet er almindelig praksis indenfor livscyklusvurdering at betragte overfladejord på landbrugsmarker som en del af teknosfæren. Opgørelsen for næringsstofemissioner i landbruget henfører derfor normalt til
den mængde næringsstof, som der er mulighed for kan forlade de øverste jordlag efter planternes optag af næringsstof og binding af dem. I tilfælde, hvor dette tal ikke er kendt, stiller Anneks 6.3 faktorer til
rådighed for estimering af den kombinerede udvaskning og afløb af næringsstoffer fra landbrugsjord såfremt den tilførte mængde gødning er kendt (dvs. før planterne har optaget næringsstofferne og de er
bundet i jorden). 6.6 Ikke-stedafhængig karakteriseringDet begrænsede interval mellem højeste og laveste stedafhængige eksponeringsfaktorer, som kan findes i Anneks 6.1, betyder at der kun er et lille incitament til at foretage en fuld stedafhængig vurdering af eksponeringen for denne påvirkningskategori, idet betydningen for resultatet som regel vil være begrænset. Der er imidlertid stadigvæk god grund til at foretage ikke-stedafhængig karakterisering under anvendelse af de nye ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer i Tabel 6.2 i kombination med UMIP97 faktorerne, som beskrevet i det følgende. Proceduren er den samme for begge underkategorier: Ferskvandområder og havmiljø. Den ikke-stedafhængige akvatiske eutrofierende påvirkning i ferskvandsområder og havmiljø hidrørende fra et produktsystem kan udregnes ved hjælp af følgende formel:
Hvor: sg-EP(ae) = Den ikke-stedafhængige akvatiske eutrofieringspåvirkning hidrørende fra en emission til ferskvandsområder eller havmiljø (i enten N-ækvivalenter eller P-ækvivalenter). sg-AEEFs = Den ikke-stedafhængige eksponeringsfaktor fra Tabel 6.2, som relaterer emissionen af stoffer for den givne kildekategori (f.eks. land) til den eutrofierende påvirkning af ferskvandsområder eller havmiljø. CF(ne)s = Karakteriseringsfaktoren fra Tabel 6.1, som understøtter aggregeringen med andre stoffer, som tilhører den samme gruppe (kvælstof- eller fosforforbindelser). Es = Emissionen af stoffet (s) (i g/f.u) Tabel 6.2. Eksponeringsfaktorer for ikke-stedafhængig karakterisering, og for stedafhængig karakterisering af eutrofiering i ferskvandsområder og havmiljø.
*Disse faktorer vedrører næringsstofemissioner efter planternes næringsstofoptagelse Standardafvigelsen, som er givet for hvert stof i Tabel 6.2, repræsenterer den stedligt bestemte variation som ligger skjult i de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer. 6.7 Stedafhængig karakteriseringIdet intervallet mellem den højeste og den laveste stedafhængige eksponeringsfaktor i Anneks 6.1. er ret begrænset, er motivationen, som tidligere nævnt, for at foretage en fuld vurdering med stedafhængige eksponeringsfaktorer for akvatisk eutrofiering, begrænset. I stedet kan man betragte de stedafhængige faktorer som en information til brug i en følsomhedsanalyse og muligvis også for reduktion af den potentielle stedlige variation i den ikke-stedafhængige påvirkning. Til brug for stedafhængig karakterisering er der udviklet en tretrinsprocedure. Den akvatisk eutrofierende påvirkning hidrørende fra et givet produkt er som regel bestemt af en enkelt eller ganske få processer. Disse identificeres ved en udregning af den ikke-stedafhængige påvirkning, som beskrevet i afsnit 6.6 (trin 1), og, hvis det er ønsket, kan den ikke-stedafhængige påvirkning justeres med de relevante stedafhængige faktorer (trin 2 og 3). Trin 1 Trin 2
Hvor: sd-EP(ae)p = Den stedafhængige akvatiske eutrofieringspåvirkning hidrørende fra emissionerne fra processen (p) til ferskvandsområder eller havmiljøer. sd-AEEFs,i = Den stedafhængige eksponeringsfaktor i Anneks 6.1 som relaterer emissionen af stoffer for den relevante kildekategori i land eller region (i), hvor proces (p) finder sted, med den eutrofierende påvirkning i ferskvandsområder eller havmiljø. Emissioner fra en ukendt region eller fra ikke europæiske regioner kan som en første tilnærmelse repræsenteres ved de ikke-stedafhængige faktorer. CF(ne)s = Karakteriseringsfaktoren fra Tabel 6.1 som understøtter aggregeringen med andre stoffer, som tilhører samme gruppe (kvælstof- eller fosforforbindelser) Es,p = Emissionen af stoffet (s) fra den valgte proces (p) (i g/f.u). Eksponeringsfaktorerne i Anneks 6.1 for spildevand dækker situationer, hvor landet, hvorfra emissionerne kommer, er kendt. På samme måde som ved fordelingen af spildevandsemissioner mellem ferskvandsområder og havmiljø, afspejler eksponeringsfaktorerne i Anneks 6.1 gennemsnitssituationen for det givne land. Såfremt det vides på forhånd, at en emission af næringsstof udelukkende går til ferskvandområder, bliver faktoren for kvælstof 0,7 og for fosfor 1,0 i stedet for den værdi der findes i Anneks 6.1. Såfremt emissionen går udelukkende til havmiljøet, bliver faktoren for ferskvandområder 0 for såvel kvælstof som for fosfor. De relevante faktorer bestemmes af den geografiske region, hvor emissionen forekommer. Som en første tilnærmelse kan emissioner fra en ikke-europæisk eller ukendt region karakteriseres ved hjælp af de ikke-stedafhængige faktorer fra Tabel 6.2. Standard afvigelserne for disse faktorer i Tabel 6.2 giver et interval for stedlig variation, som er indeholdt i de ikke-stedafhængige faktorer indenfor Europa. I betragtning af størrelsen af variationen i emissioner og følsomheder indenfor Europa, forventes den stedafhængige faktor at ligge indenfor dette interval for de fleste regioner - også i resten af verden. Ekspertvurdering er muligvis nødvendig for at kunne afgøre om faktoren for emissionerne fra processerne i ikke-europæiske regioner skal findes i den øvre eller nedre del af intervallet. Trin 3 6.8 NormaliseringUMIP2003 personækvivalenterne for akvatisk eutrofiering er, under brug af UMIP2003 eksponeringsfaktorerne 12 kg N-ækv./person/år og 0,41 kg P- ækv./person/år eller i aggregeret form 58 kg NO3--ækv./person/år. I overensstemmelse med UMIP97 baseres normaliseringsreferencen for akvatisk eutrofiering på den påvirkning, der svarer til de aktuelle emissionsniveauer for 1995 (se Hauschild og Wenzel 1998d og Stranddorf et al., 2005). Inddrages UMIP2003 eksponeringsfaktorerne for akvatisk eutrofiering i beregningerne sammen med karakteriseringsfaktorerne fra UMIP97, bliver den totale påvirkning fra de europæiske emissioner 4467 kt N-ækv./år og 151 kt P-ækv./år eller i aggregeret form 21467 kt NO3--ækv/år. Personækvivalenten beregnes som en gennemsnitlig europæisk påvirkning per person for en europæisk befolkning på 3,70 • 108 personer. Beregningen af normaliseringsreferencen er dokumenteret i Anneks 6.4. 6.9 FortolkningI betragtning af den begrænsede forskel der er mellem de højeste og de laveste stedafhængige eksponeringsfaktorer, vil den overvejende interesse for de stedafhængige eksponeringsfaktorer ligge i deres anvendelse til at repræsentere denne del af den stedlige variation i en følsomhedsanalyse. Eksponeringsfaktorerne udtrykker den andel af emissionerne, som vil bidrage til eutrofiering af henholdsvis ferskvandsområder og havmiljø (i kg per kg frigivet). Kombineret med UMIP97 eller tilsvarende karakteriseringsfaktorer for akvatisk eutrofiering antyder eksponeringsfaktorerne den mængde phytoplankton, som maksimalt kan blive produceret ud fra næringsstofemissionen. Sammenlignet med de faktorer, som under UMIP2003 er udviklet for terrestrisk eutrofiering og forsuring, repræsenterer faktorerne for akvatisk eutrofiering en mindre del af årsagskæden, og de må derfor betragtes som skæbne eller eksponeringsfaktorer frem for faktorer der udtrykker den økologiske effekt i form af eutrofiering og biomassevækst. Ferskvandsområder er typisk begrænsede af fosfor, mens havmiljøer for det meste er begrænsede af kvælstof. Dette bør afspejles i fortolkningen af den vurderede næringssaltbelastning. Den nyeste integrerede vurderingsmodellering af akvatisk eutrofiering tillader ikke en nærmere vurdering af den økologiske effekt. Anneks 6.2 indeholder et overblik over den økologiske kvalitet af floder i et antal lande. Dette overblik kan anvendes til en kvalitativ vurdering. I Potting et al., 2005a er de stedafhængige eksponeringsfaktorer også indenfor landene stedligt bestemt for mere end 101 flod oplande og 42 havmiljøer. Denne information kan, om ønsket, anvendes til en kvalitativ effektvurdering i fortolkningen. 6.10 EksempelUnder anvendelse af UMIP2003 faktorerne foretages karakterisering for den opgørelse, som er præsenteret i Afsnit 1.6. Ikke-stedafhængig karakterisering Tabel 6.3. Ikke-stedafhængige akvatiske eutrofieringspåvirkninger udtrykt som N- og P- ækvivalenter for en støtteklods fremstillet i plastic eller zink.
Derfor foretages en stedafhængig karakterisering for de processer, som bidrager mest til den ikke-stedafhængige akvatiske næringssalt-belastning med N i bestræbelserne på at reducere den stedligt bestemte usikkerhed og styrke konklusionen. Stedafhængig karakterisering Til beregning af de stedafhængige påvirkninger fra disse nøgle-processer, anvendes de relevante stedafhængige faktorer fra Anneks 6.1. Resultaterne er vist i Tabel 6.4. Tabel 6.4. Stedafhængige akvatiske eutrofieringspåvirkninger for nøgle processer fra begge produktsystemer.
De ikke-stedafhængige påvirkninger fra nøgleprocesserne trækkes fra de oprindelige ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 6.3, og de stedafhængige påvirkninger i Tabel 6.4 lægges til. De således korrigerede akvatiske eutrofieringspåvirkninger vises i Tabel 6.5, og afvigelsen fra de originale ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 6.3. vises i Figur 6.2. Tabel 6.5. Akvatiske eutrofieringspåvirkninger vist som N-ækvivalenter fra begge produktsystemer med stedafhængig karakterisering af emissionerne fra nøgleprocesserne.
Stedafhængig karakterisering reducerer størrelsen af den akvatiske eutrofiering med N en smule og reducerer dominansen af zink komponenten. For den zinkbaserede komponent er omkring 99% af denne påvirkning nu beregnet under anvendelse af stedafhængige karakteriseringsfaktorer, mens den stedafhængige andel for plastickomponenten er omkring 75%. Selvom stedafhængig karakterisering var udført for alle de øvrige processer i produktsystemet, er det ikke sandsynligt at resultatet ville være meget anderledes på grund af deres begrænsede andel af det totale, samt standard afvigelsen. Det stedligt betingede potentiale for variation af påvirkningen er i stor udstrækning blevet annulleret for begge komponenter. Figur 6.2 Ikke-stedafhængige og stedafhængige akvatiske eutrofieringspåvirkninger med N fra de to produktsystemer. For de stedafhængige påvirkninger, er de stedafhængige eksponeringsfaktorer kun anvendt for nøgleprocesserne som beskrevet i det forrige.
Anneks 6.1: Stedafhængige eksponeringsfaktorer for eutrofiering i ferskvandsområder og havmiljø
Flodstrækninger af god kvalitet har næringsfattigt vand, lavt indhold af organisk stof, mætning med opløst ilt, rig invertebrat fauna, og passende gydesteder for laksefisk. Flodstrækninger med moderat organisk forurening næringssaltindhold, gode iltforhold, rig flora og fauna og stor fiskebestand er klassificeret som rimelige. Flodstrækninger med dårlig kvalitet har kraftig organisk forurening, normalt lave iltkoncentrationer, lokalt forekommende anaerobe sedimenter, forekomster af større mængder af organismer, som er upåvirkede af iltfattige forhold, små eller ingen fiskebestande og periodisk fiskedød. Floder med elendig kvalitet vand har ekstreme mængder af organisk forurening, lange perioder med meget lavt iltindhold eller ligefrem iltsvind, anaerobe sedimenter, kraftig tilførsel af toksiske stoffer, ingen fisk (Kristensen og Hansen 1994). Det bør nævnes, at opgørelsen i tabellen er baseret på meget forskellige antal floder og flodstationer i hvert land, og at klassifikationen er baseret på hvert enkelt lands egne målinger, som indbyrdes ikke er blevet kalibreret i forhold til hinanden.
Faktorerne anvendes til bedømmelse af kombinationen af udvaskning og afstrømning af næringsstoffer fra overfladelandbrugsjord til overfladevand efter planternes optag og binding (eksponeringsfaktorerne i Tabel 6.1 gælder for denne slags opgørelsesdata). Skal anvendes i tilfælde hvor opgørelsens information vedrører mængderne af næringsstoffer, som er tilført snarere end emissionen fra jord.
Anneks 6.4: Normaliseringsreference for akvatisk eutrofiering En fælles europæisk normaliseringsreference for akvatisk eutrofiering er udregnet på baggrund af nationale emissionsopgørelser for en række europæiske lande - tilvejebragt af Larsen, 2005, under anvendelse af UMIP2003 eksponeringsfaktorer og UMIP97 karakteriseringsfaktorer i henhold til ligning 6.2 for stedafhængig akvatisk eutrofiering:
Følgende antagelser gælder:
Beregningen af normaliseringsreferencen for den akvatiske eutrofiering er vist i tabellen nedenfor. Normaliseringsreferencen er beregnet ved at dividere de totale EU-15 påvirkninger for 1994 med det totale befolkningstal i EU15 landende i 1994:
7 Fotokemisk ozondannelse
Baggrundsinformation for dette kapitel kan findes i: Kapitel 3 i “Environmental assessment of products. Volume 2: Scientific background” af Hauschild og Wenzel (1998a). Kapitel 6 i “Background for spatial differentiation in life cycle impact assessment – EDIP 2003 methodology” af Potting og Hauschild (2005). 7.1 IntroduktionNår opløsningsmidler og andre let-fordampelige organiske forbindelser sendes ud i atmosfæren, bliver de fleste af dem nedbrudt indenfor få dage eller uger. Under indvirken af sollys reagerer kvælstofoxider (NOX) og letfordampelige organiske forbindelser (VOC'er) og danner ozon. Nitrogenoxiderne forbruges ikke under denne reaktion, men optræder som en slags katalysator. Afhængigt af VOC'ernes art vil reaktionerne foregå over nogle timer eller dage. Da processerne igangsættes af sollys, kaldes de `fotokemisk ozondannelse'. Processerne foregår i troposfæren, som er den lavereliggende del af atmosfæren, hvor de udgør den væsentligste kilde til ozondannelsen. Den dannede ozon er en ustabil gas, men ikke desto mindre har den en halveringstid på et par uger i troposfæren. Dette betyder imidlertid også, at den dannede ozon i troposfæren ikke kan stige op i stratosfæren og der afhjælpe den udtynding af ozonlaget som finder sted. Den dannede ozon spredes vidt omkring i troposfæren, hvilket betyder, at den ozon, som måles på en bestemt lokalitet, sagtens kan være dannet ud fra VOC eller NOX emissioner hundredvis af kilometer væk. Ozonkoncentrationen i troposfæren stiger med omkring 1% per år over det meste af den nordlige halvkugle, hvor størstedelen af VOC og NOX emissionerne forekommer. Over den sydlige halvkugle er ozon koncentrationen i troposfæren praktisk talt konstant. På grund af ozons store reaktivitet angribes organiske stoffer i planter og dyr eller materialer, som er udsat for luftens påvirkning. Dette fører til et forøget antal tilfælde af mennesker, som lider af luftvejsproblemer i perioder, hvor der forekommer fotokemisk smog i byer, og den til stadighed stigende ozonkoncentration er årsag til lavere udbytte på landbrugsjord. I Denmark er dette tab skønnet til at udgøre omkring 10% af den totale landbrugsproduktion fra dyrkning på marker. 7.2 KlassificeringDe stoffer, som bidrager til fotokemisk ozondannelse er:
Let-fordampelige organiske forbindelser Kvælstofoxider Carbonmonoxid Methan 7.3 UMIP97 karakteriseringsfaktorerDe fleste gængse livscyklusvurderingsmetoder benytter fotokemisk ozonskabelsespotentialer POCPs [6], til at karakterisere den fotokemiske ozondannelse fra VOC'er. POCP faktorerne, som anvendes i UMIP97 udtrykker potentialet for dannelse af ozon over de første 4-9 dage efter emissionen, ved troposfæriske standardkoncentrationer af hydroxyl radikaler og NOX under normale atmosfæriske forhold. POCP faktorerne kan findes i Tabel 23.3 og 23.4 i Wenzel et al. 1997. Ozondannelses potentialet for et stof udtrykkes i forhold til potentialet for ethylen (C2H4), som bruges som referencestof. Som det er diskuteret i Hauschild og Wenzel, 1998e, er ozondannelse stærkt afhængig af de lokale forhold som eksempelvis den samtidige tilstedeværelse af andre VOC'er og NOX, samt solstrålingens intensitet, alle faktorer der varierer stærkt fra lokalitet til lokalitet. Dette er årsagen til at en foreløbig stedlig differentiering blev introduceret for denne påvirkningskategori i UMIP97 gennem en skelnen mellem emissioner der forekommer i regioner med lavt henholdsvis højt baggrundsniveau for NOX. Definitionen af POCP faktorerne udelukker muligheden for at repræsentere bidraget fra NOX til fotokemisk ozondannelse. Dette betyder, at der kun er taget hensyn til bidraget fra VOC'er. Som det allerede er nævnt i dokumentationen af UMIP97, er dette ret uheldigt, da NOX i visse tilfælde kan være den væsentligste bidragyder ved dannelsen af fotokemisk ozon. Ikke desto mindre er bidraget fra NOX ikke omfattet, ved anvendelse af UMIP97 metoden. 7.4 UMIP2003 karakteriseringsfaktorerDen manglende mulighed for at fremstille den stedlige variation i ozondannelsen på en tilfredsstillende måde er den vigtigste baggrund for udviklingen af nye stedafhængige karakteriseringsfaktorer, som tillader en meget højere grad af stedlig differentiering, hvilket afslører temmelig store forskelle, som udlignes i UMIP97 fremgangsmåden. Desuden indeholder UMIP2003 faktorerne følgende fortrin i forhold til POCP fremgangsmåden, som er anvendt i UMIP97:
UMIP2003 karakteriseringsfaktorerne for fotokemisk ozondannelse er udviklet under anvendelse af RAINS modellen, som også blev brugt til udvikling af karakteriseringsfaktorer for forsuring og terrestrisk eutrofiering. Metoden omfatter ikke-stedafhængige faktorer (se Tabel 7.1), såvel som stedafhængige faktorer for 41 europæiske lande eller regioner (se Anneks 7.1 til dette kapitel). Baseret på information om udledningsregionen eller landet relaterer de fotokemiske ozondannelsesfaktorer en emission til de resulterende påvirkninger af vegetation og mennesker indenfor de områder, hvor den dannede ozon afsættes. Principperne i RAINS modellen er beskrevet i Afsnit 4.4. Den var oprindelig udviklet til modellering af forsuring (N- og S-forbindelser) og luftbåren eutrofiering (N-forbindelser), men den er tiltænkt at skulle støtte udviklingen af økonomisk forsvarlige europæiske bekæmpelsesstrategier for forskellige slags luftforurening og er derfor for nylig blevet udvidet til at omfatte forløberne for fotokemisk ozondannelse (NOX og VOC'er). Til brug for modellering af ozondannelse, anvender RAINS en meta-model, som er blevet udledt statistisk fra en teknisk model af de stærkt komplekse reaktionsskemaer bag dannelsen af ozon og andre fotooxidanter. Sådanne komplekse modeller bruges til beregning af POCP'er, som anvendes som karakteriseringsfaktorer i UMIP97, men de kan ikke anvendes i en integreret vurderingsmodel, hvor indbyrdes kilde-modtager forhold også skal modelleres tilstrækkeligt. I stedet, bygger RAINS på en beregningsmæssigt effektiv, `forenklet' model for ozondannelse, som optræder som en meta-model, der bygger på den komplekse tekniske model, under anvendelse af statistiske regressionsmetoder for sammenfatning af hvorledes en mere kompleks model opfører sig. Ozondannelsen er påvirket af tilstedeværelsen af andre VOC'er, og denne bestemmes af det emissionsmønster, der gælder for de europæiske lande. Faktorerne vil derfor kunne variere over tid og i bestræbelserne på at blotlægge den tidsmæssige variation, er de udregnet for de registrerede eller projekterede emissioner i tre referenceår 1990, 1995 og 2010. Faktorerne, som er baseret på 1995 emissionerne er valgt som standard UMIP2003 karakteriseringsfaktorer, men faktorerne for de andre år kan findes i Hauschild et al., 2005 så man har mulighed for at checke den tidsmæssige følsomhed af faktorerne og, om ønsket, give mulighed for at foretage en tidsmæssig differentiering for de emissioner, som i produktsystemet finder sted i fremtiden (f.eks. for den sidste del af brugsfasen for produkter med lang levetid eller for bortskaffelsesfasen). De ikke-stedafhængige faktorer udviser kun begrænset tidsmæssig variation, men for nogle lande kan ændringerne i de stedafhængige faktorer over tid være betragtelige for eksponering af mennesker. Ozondannelsen påvirkes også af de meteorologiske forhold som kan vise udsving fra år til år. For at begrænse effekten af årlige variationer for de meteorologiske forhold, er karakteriseringsfaktorerne for hvert af emissionsårene 1990, 1995 og 2010 udledt som gennemsnittet af fem forskellige beregninger under anvendelse af meteorologiske oplysninger for årene 1989, 1990, 1992, 1993 og 1994. På grund af methans lange levetid, er dets bidrag til regional ozon skabelse temmelig lav. Dette er begrundelsen for at udelukke det fra RAINS modellen, som er blevet tilpasset for beregning af UMIP2003 karakteriseringsfaktorer. I stedet foreslås det at basere karakteriseringsfaktorerne for methan på de ikke-stedafhængige faktorer, udviklet for VOC'er og korrigere for det faktum, at på grund af den lange levetid for methan, vil en stor del af den dannede ozon eksponere havområder og således ikke bidrage til eksponering af vegetation og mennesker. Der foreslås en korrektionsfaktor på 0,5. Menneskers og økosystemers sundhedstilstand er de LCA beskyttelsesområder, som kan påvirkes af fotokemisk ozondannelse. Mennesker og vegetation udviser klare forskelle i deres følsomhed og tærskelværdier overfor ozon eksponering, og eksponeringen af mennesker og vegetation er derfor modelleret hver for sig. Ozonbetingede skader på materialer er ikke klart modelleret men de antages at være afspejlet i eksponeringen af mennesker idet den geografiske fordeling af menneskeskabte materialer vil følge fordelingen af mennesker. Som en del af den nye metode for karakterisering af fotokemisk ozondannelse er miljøpåvirkningskategorien således opdelt i to underkategorier, som repræsenterer eksponeringen af mennesker og materialer samt eksponeringen af vegetation, over de respektive tærskelværdier. For hver af disse to underkategorier udregnes et miljøpåvirkningspotentiale. Påvirkningspotentialet for vegetations eksponering udtrykkes som AOT40, produktet af det areal af vegetationen, som er eksponeret over tærskelværdien for kroniske effekter, 40 ppb (m²), den årlige varighed i timer for eksponeringen over tærskelværdien og overskridelsen af tærskelværdien (koncentrationen i ppb). Enheden for påvirkningspotentialet for vegetation er i m²·ppm·hours. Påvirkningspotentialet for eksponering af mennesker er udtrykt som AOT60, produktet af antallet af personer, som er eksponeret over tærskelværdien for kroniske effekter, 60 ppb (pers.), den årlige varighed af eksponeringen over tærskelværdien i timer og hvor meget tærskelværdien for koncentrationen er overskredet (ppb). Enheden for påvirkningspotentialet for eksponering af mennesker er pers·ppm·timer. Hvad udtrykker påvirkningerne Der er ikke fastsat nogen tærskelværdi for kronisk eksponering af mennesker overfor ozon. I stedet er tærskelværdien på 60 ppb valgt som det langsigtede miljømæssige mål for EU's ozon strategi foreslået af World Health Organisation, WHO. Enheden for human eksponering er pers·ppm·hours. Til sammenligning udtrykkes det fotokemiske ozondannelsespotentiale i henhold til UMIP97, som en ækvivalent emission af C2H4, dvs. den ethylenemission som ville føre til den samme potentielle dannelse af ozon i miljøet. 7.5 Ikke -stedafhængig karakteriseringDe ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktorer er udregnet som emissionsvægtede europæiske gennemsnit af de stedafhængige (nationale) karakteriseringsfaktorer. De ikke-stedafhængige fotokemiske ozondannelsespåvirkninger hidrørende fra et produkt kan udregnes i henhold til følgende formler:
Hvor: sg EP(po,veg) er den ikke-stedafhængige fotokemiske ozondannelses påvirkning på vegetation udtrykt som det eksponerede areal over tærskelværdien (i m²·ppm·timer/f.u.) sg EP(po,hum) er den ikke-stedafhængige fotokemiske ozondannelses påvirkning af menneskers helbred udtrykt som personer eksponeret over tærskelværdien (i pers·ppm·timer/f.u.) sg CF (po,veg)VOC er den ikke-stedafhængige fotokemiske ozondannelsesfaktor fra Tabel 7.1, som relaterer emissionen af VOC'er eller CO til påvirkningen af vegetationen i det berørte område (i m²·ppm·timer/g). sg CF(po,veg)NOx er den ikke-stedafhængige fotokemiske ozondannelsesfaktor fra Tabel 7.1, som relaterer emissionen af NOX til påvirkningen af vegetationen i det berørte område (i m²·ppm·timer/g). sg CF(po,hum)VOC er den ikke-stedafhængige fotokemiske ozondannelsesfaktor fra Tabel 7.1, som relaterer emissionen af NOX til påvirkningen af menneskers helbred i det berørte område (in pers·ppm·timer/g). sg CF(po,hum)NOx er den ikke-stedafhængige fotokemiske ozondannelsesfaktor fra Tabel 7.1, som relaterer emissionen af NOX til påvirkningen af menneskers helbred i det berørte område (in pers·ppm·timer/g). sg CF(po,veg)CH4 er den ikke-stedafhængige fotokemiske ozondannelsesfactor fra Tabel 7.1, som sammenkæder emissionen af CH4 med påvirkningen af vegetationen i det berørte område (i m²·ppm·timer/g). sg CF(po,hum)CH4 er den ikke-stedafhængige fotokemiske ozondannelsesfactor fra Tabel 7.1, som sammenkæder emissionen af CH4 med påvirkningen af menneskers helbred i det berørte område (in pers·ppm·timer/g). η er en stofspecifik effektivitetsfaktor fra Anneks 7.2, som udtrykker ozondanelsespotentialet for den enkelte let-fordampelige organiske forbindelse (VOC) eller CO (s) relativt til ozondannelsespotentialet for den europæiske gennemsnits-VOC (dimensionsløs størrelse) Ei er emissionen af NOX, CH4 eller enkelt eller kildespecificeret VOC eller CO (s) i henhold til index (i g/f.u.) For hver af de to underkategorier er proceduren for beregning af det ikke-stedafhængige påvirkningspotentiale:
Tabel 7.1. Faktorer for ikke-stedafhængig karakterisering af fotokemiske ozondannelsespåvirkninger på vegetation og mennesker
Den stedligt bestemte variation, som potentielt ligger gemt i de ikke-stedafhængige fotokemiske ozon påvirkninger, kan skønnes ud fra standardafvigelsen, som er givet i Tabel 7.1 for hvert stof eller stofgruppe. 7.6 Stedafhængig karakteriseringPåvirkningen fra den fotokemiske ozondannelse fra et produkt domineres ofte af ganske få processer. For at undgå unødvendigt arbejde, kan man således begynde med at udregne påvirkningerne fra produktets ikke-stedafhængige fotokemiske ozondannelse som beskrevet i det forrige afsnit, også i situationer, hvor der skal foretages stedafhængige vurderinger. På baggrund af den ikke-stedafhængige påvirkning, kan man således identificere (trin 1) de processer, der har de dominerende bidrag, og deres ikke-stedafhængige påvirkning kan derefter blive justeret med de relevante stedafhængige karakteriseringsfaktorer (trin 2 og 3) under anvendelse af proceduren, der er beskrevet nedenfor. Denne procedure kan ses som en følsomhedsanalyse-baseret reduktion af de usikkerheder i den ikke-stedafhængige påvirkning, der skyldes at man undlader stedafhængig karakterisering. Trin 1 Trin 2
Hvor: sd EP(po,veg)p er den stedafhængige fotokemiske ozondannelsespåvirkning fra den valgte proces (p), på vegetation, udtrykt som areal eksponeret over tærskelværdien (i m²·ppm·timer/f.u.) sd EP(po,hum)p er den stedafhængige fotokemiske ozondannelsespåvirkning fra den valgte proces (p), på menneskers sundhed udtrykt som personer der er eksponeret over tærskelværdien (i pers·ppm·timer/f.u.) sd CF(po,veg)NOx,i er den stedafhængige fotokemiske ozondannelsesfaktor fra Anneks 7.1, som relaterer emissionen af NOX fra land eller region (i), hvor udvalgte processer (p) finder sted, til påvirkningerne på vegetationen i det berørte område (i m²·ppm·timer/g). sd CF(po,veg)VOC,i er den stedafhængige fotokemiske ozondannelsesfaktor fra Anneks 7.1, som relaterer emissionen af VOC'er eller CO fra land eller region (i), hvor udvalgte processer (p) finder sted, til påvirkningerne på vegetationen i det berørte område (i m²·ppm·timer/g). sg CF(po,veg)CH4 er den stedafhængige fotokemiske ozondannelsesfaktor for CH4 fra Anneks 7.1, som relaterer emissionen af CH4 til påvirkningerne på vegetationen i det berørte område (i m²·ppm·timer/g). sd CF(po,hum)NOx,i er den stedafhængige fotokemiske ozondannelsesfaktor fra Anneks 7.1, som relaterer emissionen af NOX fra land eller region (i), hvor udvalgte processer (p) finder sted, til påvirkningerne på menneskers helbred i det berørte område (i pers·ppm·timer/g). sd CF(po,hum)VOC,p er den stedafhængige fotokemiske ozondannelsesfaktor fra Anneks 7.1, som relaterer emissionen af VOC'er eller CO fra land eller region (i), hvor udvalgte processer(p) finder sted, til påvirkningerne på menneskers helbred i det berørte område (i pers·ppm·timer/g). sg CF(po,hum)CH4 er den ikke-stedafhængige fotokemiske ozondanelsesfaktor fra Tabel 7.1 som relaterer emissionen af CH4 til påvirkningen på menneskers helbred i det berørte område (i pers·ppm·timer/g). η er en stofspecifik effektivitetsfaktor fra Anneks 7.2, som udtrykker ozondannelsespotentialet for den individuelle let-fordampelige organiske forbindelse (VOC) eller CO (s) relativt til ozondannelsespotentialet for den europæiske gennemsnits-VOC (dimensionsløs størrelse). Ep,i er emissionen af NOX, CHs eller enkelt eller kildespecificeret VOC eller CO (s), i henhold til index, fra proces (p) (i g/f.u.). For begge underkategorier, er proceduren til beregning af stedafhængige påvirkningspotentialer: For hver proces:
Som en første tilnærmelse, kan emissionerne fra en ikke-europæisk eller ukendt region beregnes ved hjælp af de ikke-stedafhængige faktorer fra Tabel Trin 3 7.7 NormaliseringUMIP2003 person-ækvivalenterne for fotokemisk ozondannelse er: Påvirkning på vegetation: 1.4 • 105 m2 • ppm • timer/person/år Påvirkning på menneskers
helbred og materialer: 10 pers • ppm • timer/person/år På grund af manglende nationale europæiske skøn for emissionerne af CO og CH4, er disse ikke inkluderet i normaliseringsreferencerne. Baseret på data indsamlet for Europa og Danmark for UMIP97 normaliseringsreferencerne, forventes disse ikke at bidrage mere end 5% tilsammen. 7.8 FortolkningUMIP2003 påvirkningspotentialerne for fotokemisk ozondannelse er forbedret på to områder, sammenlignet med de påvirkningspotentialer, der er udregnet med UMIP97 karakteriseringsfaktorer; den miljømæssige relevans er forøget og en del af den stedlige variation i følsomheden af det modtagende miljø er nu inddraget i vurderingen. Miljømæssig relevans Hertil kommer, at bidraget fra NOX nu er inkluderet i påvirkningspotentialerne. Vigtigheden af denne nyskabelse afhænger - for et specifikt produktsystem - af mængderne af NOX og VOC'er, som emitteres. Ud fra beregningen af normaliseringsreferencerne, vides det at NOX på europæisk plan bidrager omkring dobbelt så meget som VOC til fotokemisk ozondannelse, og i gennemsnit er karakteriseringsfaktoren for NOX mere end tre gange så stor som karakteriseringsfaktoren for VOC. Stedlig variation 7.9 EksempelUnder anvendelse af UMIP 2003 faktorer foretages en karakterisering for opgørelsen vist i afsnit 1.6. Ikke-stedafhængig karakterisering Tabel 7.2. Ikke-stedafhængige fotokemisk ozon påvirkninger af vegetation for en støtteblok fremstillet af plastic eller zink (gennemsnit og standardafvigelse beskriver den stedlige variation)
Tabel 7.3. Ikke-stedafhængige fotokemisk ozonpåvirkninger af menneskers helbred fra en støtteblok lavet af plastic eller zink (gennemsnit og standardafvigelse beskriver den stedlige variation)
Anvendes ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktorer, finder man at de største påvirkninger skyldes zink støtteblokken for begge underkategorier. I begge tilfælde er påvirkningerne 2-3 gange større for zinkblokken end for plasticblokken. Imidlertid er den stedlige variation så stor (som det ses af den stedligt bestemte standardafvigelse), at konklusionen er meget usikker. Derfor foretages en stedafhængig karakterisering for de processer der bidrager mest til de ikke-stedafhængige påvirkninger, for at reducere den stedligt bestemte usikkerhed og styrke konklusionen. Stedafhængig karakterisering I beregningen af de stedafhængige påvirkninger for disse nøgleprocesser, anvendes de relevante faktorer i Anneks 7.1 (fotokemisk ozondannelse). Resultaterne er vist i Tabel 7.4. De ikke-stedafhængige påvirkninger fra nøgleprocesserne trækkes fra de originale ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 7.2 og 7.3, og de stedafhængige påvirkninger fra nøgleprocesserne beregnet i Tabel 7.4 lægges til. De således korrigerede fotokemiske ozonpåvirkninger kan findes i Tabel 7.5, og forskellene til de oprindelige ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 7.2 er vist i figur 7.1. Tabel 7.5. Fotokemisk ozonpåvirkning fra hvert produkt system beregnet med stedafhængig karakterisering af nøgleproces emissioner
For den fotokemiske ozondannelsespåvirkning på vegetation gælder det, at mere end 99% af påvirkningerne fra zink-emnet i Tabel 7.5 indeholder den stedlige information. Selvom den stedafhængige karakterisering blev foretaget for alle øvrige processer i produktsystemet, ville resultatet ikke ændres i betydeligt omfang, når deres begrænsede andel i totalen og standardafvigelsen tages i betragtning. Den stedligt betingede usikkerhed på påvirkningen er i stor udstrækning blevet sløjfet. For plasticemnet er tallet 85% for påvirkning på vegetation og for påvirkning på menneskers helbred er det så lavt som 60%. Dette betyder, at for plastic-emnet er der stadigvæk mulighed for at værdien for påvirkning på menneskers helbred vil ændres hvis der foretages yderligere stedlig karakterisering. Der må således inkluderes flere nøgleprocesser for at man kan eliminere den stedligt bestemte usikkerhed i konklusionen. Figur 7.1 Ikke-stedafhængige og stedafhængige fotokemiske ozonpåvirkninger på vegetation og menneskers helbred, for de to produktsystemer. I udregningen af de stedafhængige påvirkninger, er de stedafhængige karakteriseringsfaktorer kun benyttet for nøgleprocesserne som beskrevet i det forrige.
Figur 7.1 opsummerer forskellene mellem de ikke-stedafhængige og de stedafhængige påvirkninger. Anneks 7.1: Karakteriseringsfaktorer for stedafhængig fotokemisk ozondannelse Faktorer for stedafhængig karakterisering af fotokemisk ozondannelses påvirkning på vegetation og menneskers helbred.
Anneks 7.2: Effektivitetsfaktorer for individuelle VOC'er og kildespecificerede VOC'er. Den dimensionsløse effektivitetsfaktor repræsenterer effektiviteten af individuelle VOC'er i forhold til den europæiske gennemsnits-VOC med hensyn til at bidrage til ozondannelse. Den fremkommer som kvotienten mellem de respektive POCP-faktorer for 4- 9 dage i høj-NOX områder (UMIP97 karakteriseringsfaktorerne for høj-NOX-områder).
Anneks 7.2: Effektivitetsfaktorer for individuelle VOC'er og kildespecificerede VOC'er.
8 Human toksicitet
Baggrundsinformation for dette kapitel kan findes i:
8.1 IntroduktionNæsten alle stoffer er i princippet giftige for mennesker. Det er blot den dosis, som er bestemt af eksponeringen, der afgør om stoffet udøver sit humantoksiske potentiale. Der er tre veje for eksponering af mennesker med miljøforurenende stoffer: (1) inhalation sammen med luft, (2) indtagelse med fødevarer og vand (og til tider også jord), og (3) gennemtrængning af hud efter kontakt med luft (til tider også jord og vand) eller forurenede overflader. Eksponeringen af mennesker med miljøforurenende stoffer forekommer normalt på mere end en måde samtidig (fler-vejseksponering), men ofte dominerer en eksponeringsvej over de andre. Eksponering gennem inhalation skyldes som regel emissioner til luft. Eksponering gennem indtagelse via spiserøret skyldes normalt omfordeling mellem forskellige delmiljøer og fødekæden. Indtagelsen af fødevarer dominerer eksponeringen ved indtagelse gennem spiserøret, men i en række tilfælde resulterer emissioner til jord og vand også i direkte eksponering ved indtagelse af jord gennem spiserøret (pica, urene grønsager) og vand (som drikkevand). Typisk fokuserer karakterisering af human toksicitet på inhalation og indtagelse gennem spiserøret. Metoden som præsenteres i dette kapitel fokuserer på inhalation da dette er den eksponeringsvej hvor stedlig differentiering forventes at have størst relevans. 8.2 KlassificeringTil klassificeringen af stoffer, som bidrager til human toksicitet, er der udviklet et screenings-værktøj som en del af UMIP97, baseret på de stof karakteristika som disponerer et stof for at kunne være giftigt i miljøet (Wenzel et al, 1997). Det anbefales at anvende dette værktøj i samspil med nogle af de eksisterende lister over prioriterede forurenende stoffer som f.eks. listen over uønskede stoffer, samt effekt-listen fra den danske Miljøstyrelse (2000a og b). 8.3 UMIP97 karakteriseringsfaktorerKarakterisering af human toksicitet kan baseres på vidt forskellige typer modellering. Aktuelt kan karakteriseringsfaktorer groft inddeles i faktorer baseret på en multimedie-, fuldstændig skæbne-modellering, og faktorer baseret på delvis skæbne-modellering. UMIP97 karakteriseringsfaktorer er typiske for den sidstnævnte gruppe. Strategien bag skæbnemodelleringen i UMIP97 metoden har været at identificere de egenskaber som er væsentlige for stoffets potentiale for human toksicitet og derefter kombinere disse på en gennemskuelig måde i, et udtryk for karakteriseringsfaktorerne. Dette foretrækkes frem for at basere det på tilpasning af en af de eksisterende multimedie modeller som er udviklet og anvendt til andre formål, nemlig fælles risikovurdering af kemikalier, og som generelt har lav gennemskuelighed. UMIP97 faktorerne bibeholdes i de nye karakteriseringsfaktorer ved karakterisering af ikke-stedafhængig humantoksisk påvirkning. Karakterisering af human toksicitet er kompleks på grund af det store antal stoffer som kan bidrage, og de forskellige gensidigt påvirkende miljøprocesser, der fører til eksponering. Selvom stedlig differentiering kan spille en rolle i alle processerne, er dette ikke blevet undersøgt for eksponering gennem indtagelse gennem spiserøret. Det blev fundet vigtigere for inhalation af eksponeringer, der direkte kommer fra emissioner til luft, da eksponeringen for disse vides at være stærkt påvirkede af stedlig variation:
Som følge heraf, er det ikke hele den emitterede mængde der bidrager til en skadelig human eksponering. Den endelige humane eksponering afhænger af den geografiske lokalitet, hvor emissionen frigives. 8.4 UMIP2003 faktorer for human toksicitetUMIP2003 ikke-stedafhængige faktorer kan ikke stå i stedet for UMIP97 karakteriseringsfaktorerne. Derimod bør de betragtes som eksponeringsfaktorer, der
skal anvendes i kombination med UMIP97 faktorerne, som er bevaret til karakterisering af den ikke-stedafhængige påvirkning af human toksicitet. UMIP97 karakteriseringsfaktorerne kan findes i Anneks 8.1 til 8.3.
Størrelsen af den variation i de stedafhængige eksponeringsfaktorer, som kan findes ved at variere disse parametre, giver et indblik i den potentielle variation, der ligger skjult i det ikke-stedafhængige humane toksicitetspåvirkningspotentiale. Den akkumulerede forøgelse af eksponeringen er beregnet for et stof med lang levetid (benzen, opholdstid omkring en uge) og et stof med kort levetid (hydrogenchlorid, opholdstid omkring 7 timer). Disse to stoffer er udvalgt på grund af deres opholdstider og dermed den akkumulerede forøgelse af eksponeringen. For emissioner af de fleste stoffer vil dette ligge mellem hydrogenchlorid og benzen. Styrken af kilden holdes på et gram pr. sekund kontinuert, men indflydelsen af emissionens frigivelsespunkt undersøges (1m, 25m og 150m). Den akkumulerede humane eksponeringsstigning fra en emission er produktet af koncentrationsstigningen og befolkningstætheden integreret over hele overfladen. Den stedafhængige eksponeringsfaktor består af to dele, en som kvantificerer eksponeringen tæt på kilden (0-10 km), og en som kvantificerer eksponeringen over længere afstande fra kilden (>10km). Koncentrationer lokalt ved kilden estimeres ved hjælp af EUtrend modellen[8], mens WMI modellen[9] anvendes til estimering af koncentrationsforøgelser over længere afstande. EUTREND modellen beskriver blandingen af røgfanen med den omgivende luft efter at et stof er frigivet fra kilden. Indenfor få hundrede meter forårsager røgfanen normalt en koncentrationsstigning i jordhøjde. Vindhastighederne er i udstrakt grad bestemmende for hvor hurtigt røgfanen fortyndes, hvor emissionshøjden også har indflydelse på hvor hurtigt røgfanen når ned til jordoverfladen. EUTREND modellerer den resulterende koncentrationsstigning ved jordniveau ved hjælp af en Gauss-tilnærmelse for røgfanen under anvendelse af regionsafhængige atmosfæriske betingelser. Beregningerne udføres for tre forskellige emissionshøjder og for kilder, der er lokaliseret i forskellige klimaer:
EUTREND resultaterne viser en begrænset forskel for den lokale akkumulerede eksponering mellem kystklimaet og det nordeuropæiske klima på den ene side og det syd- og centraleuropæiske klima på den anden side. Kildehøjdens indflydelse på lokalt akkumuleret eksponering er også mere moderat end forventet, men ikke desto mindre betydelig for høje kilder. Den klimatiske region bliver mere afgørende ved lavere emissionshøjder på grund af den betydelige forskel i vindhastigheder mellem regionerne. Lave vindhastigheder resulterer i langsommere fortynding og efterfølgende højere koncentrationer ved jordniveau end ved høje vindhastigheder. Desuden følges lave vindhastigheder af moderate blandingshøjder for røgfanen. Vindhastigheder i de syd- og centraleuropæiske klimatiske regioner er i gennemsnit lavere end i de nævnte kystklima og nordlige klimatiske regioner. I længere afstande fra kilden, opnår røgfanen en lodret fordeling i atmosfærens blandingslag. Endimensionel modellering (Trajektorie- eller endimensional Lagrange-modellering) er en ofte anvendt måde at modellere koncentrationsstigninger som skyldes stof transport og fjernelse over lange afstande. ”Wind rose Model Interpreter” (WMI) er blevet tilpasset vores formål fra den integrerede ”EcoSense”-vurderingsmodel (Krewitt et al. 1997). For et hvert modtagepunkt modellerer den strømningen ind i netmaske-cellen (modtagepunktet), kommende udefra, idet der skelnes mellem de 24 sektorer i vind-rosen, således at der fra hver sektor udenfor cellen - ender en retlinet ”projektil-bane” i modtagepunktet. Man finder frem til koncentrationerne i modtage-punktet ved at tage gennemsnittet af spredningsresultaterne fra disse projektil-bane bidrag, passende vægtede med hyppigheden af vinde indenfor hver 15o-sektion i vindrosen.WMI støtter modellering af stofskæbne langs disse “projektilbaner”, baseret på regionsafhængige atmosfæriske forhold (1990 årlige statistik, gennemsnit). I det aktuelle tilfælde er den blevet benyttet til at opstille en enkeltlagsmodel med en horisontal opløsning på 150·150 km² i EMEP7 nettet, forudsættende konstant gennemsnitlig blandingshøjde. WMI resultaterne viser at mens høje vindhastigheder forårsager lavere koncentrationer og dermed nedsætter den humane eksponering tæt på kilden, forøger de afstandene over hvilke et stof transporteres. Transport over længere afstand resulterer i at flere mennesker bliver eksponerede, men ved en lavere koncentration. Den direkte netto-effekt af høje vindhastigheder på akkumuleret eksponering er derfor normalt lille. Der tages også hensyn til stedlig variationsmulighed for nedfald i modellen. Mens våd deponering er af mindre betydning for benzen, fjernes hydrogenchlorid fra atmosfæren ved hvert regnskyl, grundet dets store affinitet til vand. Nedfald varierer stærkt over nettet fra 2000-3200 mm·år-1 i en netmaske ved den norske kyst omkring Bergen til under 200 mm·år-1 i Sahara ørkenen, dele af Tyrkiet, Sydøstrusland og Kazakhstan. Grundet stoffets længere atmosfæriske levetid, er den akkumulerede eksponering for benzen mindre afhængig af lokale end af regionale befolkningstætheder. Model-området (Europa) er faktisk for lille til at spore benzenkoncentrationer over deres fulde opholdstid. Omkring 40% af den emitterede benzen i Central Europa og omkring 60% af den emitterede benzen i Nordeuropa er genstand for transport udenfor modellens netmasker. Der er lavet en ekstrapolation for at dække eksponeringen, som foregår uden for det europæiske net (se Potting et al., 2005b). Stedligt differentierede europæiske befolkningstæthedsdata fra Tobler et al. (1995; se Anneks 8.4) benyttes i modellerne til at estimere eksponeringen, som udtrykkes som produktet af koncentrationsforøgelsen og den befolkningsmængde der er eksponeret for den (pers·µg/m3/g emitteret). De stedafhængige faktorer for regional human eksponering viser en forskel mellem det område der har de højeste tal (sydøstlige Holland) og de laveste værdier (i nogle meget sparsomt befolkede områder i det allernordligste Europa) på mindre end en faktor 20 for det langlivede benzen, men næsten en faktor 100 for det kortlivede hydrogenchlorid. Mens usikkerhederne i modelleringen, der ligger til grund for disse faktorer er acceptable, er den stedafhængige variation af påvirkningspotentialet således betragteligt på det regionale plan. De stedafhængige faktorer for lokal human eksponering (0-10 km) viser at eksponeringen tæt på kilden er mindre end en faktor 2 højere fra en frigivelseshøjde på 1 m end fra en frigivelseshøjde på 25 m. Eksponeringen fra en frigivelseshøjde på 25 m er en faktor 6 til 10 højere end eksponeringen fra en frigivelseshøjde på 150 m. I sammenligning med den regionale situation er disse forskelle moderate. Anvendelse af UMIP2003 eksponeringsfaktorerne til evaluering af den stedafhængige variation i human toksicitetspåvirkning ved inhalation er simpel men den kræver yderligere information (se Sektion 8.6) vedrørende emissionshøjden og den geografiske lokalitet, hvor emissionen finder sted. Typiske livscyklusopgørelser tilvejebringer allerede data omkring den region hvor en emission er frigivet, men normalt er der ingen information om højden, hvorfra en emission frigives og om hvorvidt emissionen er frigivet i nærheden af bebyggede områder. De to sidstnævnte forhold er vigtige for eksponering tæt på kilden. Selvom den geografiske region, hvor emissioner frigives, ofte er kendt, er denne information ikke altid tilgængelig, og i visse tilfælde er det også at foretrække, at se bort fra stedafhængig karakterisering. Det begrænsede spring der er mellem de højeste og de laveste stedafhængige faktorer for lokal eksponering retfærdiggør ydermere hvis man er tilbageholdende med at anvende disse. Sammen med det faktum, at eksponeringsfaktorerne kun er udregnet for to modelstoffer betyder dette, at hovedinteressen for de udviklede stedafhængige, lokale og regionale eksponeringsfaktorer vil ligge i følsomhedsanalysen til hjælp for kvantificeringen af den mulige stedlige variation, der ligger skjult i de ikke-stedafhængige påvirkningspotentialer. Hvad udtrykker påvirkningerne? Til sammenligning udtrykker UMIP97 faktorerne rumfanget af det delmiljø (luft, vand, jord) som kan blive forurenet op til den humane reference koncentration eller - dosis, niveauet hvor der ikke forventes nogen effekter selv ved livslang eksponering (m3/g). 8.5 Ikke-stedafhængig karakterisering, alle eksponeringsvejeDer er udviklet faktorer til bedømmelse af eksponeringen via inhalation for hydrogenchlorid (atmosfærisk opholdstid for stoffet omkring 1 dag) og benzen (atmosfærisk opholdstid omkring 1 uge eller mere). Det er hensigten at disse to stoffer skal repræsentere spredningsmønsteret for henholdsvis forurenende stoffer med kort atmosfærisk levetid og forurenende stoffer med forholdsvis lang levetid. Det ikke-stedafhængige påvirkningspotentiale for human toksicitet for eksponering via luft er beregnet under anvendelsen af de ikke-stedafhængige (europæisk gennemsnit) eksponeringsfaktorer i Tabel 8.1 i kombination med UMIP97 karakteriseringsfaktorerne for human toksicitet via luft fra Wenzel et al. (1997) i henhold til følgende ligning:
Hvor: sg-EP(hta) = Den ikke-stedafhængige humane toksicitetspåvirkning fra produktet (dimensionsløs) gennem indåndingseksponering for atmosfæriske emissioner. sg-HEFregional, s = Den ikke-stedafhængige eksponeringsfaktor faktor (person·µg/m3) fra Tabel 8.1, som relaterer emissionen af stof (s) (repræsenteret ved HCl eller benzen) til eksponeringen på det regionale niveau. sg-HEFlocal, s = Den ikke-stedafhængige eksponeringsfaktor (person·µg/m3) fra Tabel 8.1, som relaterer emissionen af stof (s) (repræsenteret ved HCl eller benzen) til eksponeringen på det lokale niveau CF(hta)s = UMIP97 karakteriseringsfaktoren for human toksicitet (i m3/g) fra Anneks 8.1, som relaterer emissionen af et stof (s) til luft til human toksicitets påvirkningen for eksponering via luft E(a)s = Emissionen af stof (s) til luft (i g pr funktionel enhed). UMIP97 karakteriseringsfaktorerne for human toksicitet via luft kan findes i Anneks 8.1. Tabel 8.1. Faktorer for vurdering af ikke-stedafhængig og stedafhængig human eksponering (i person·µg/m3 per gram emitteret)
*Udledningshøjden 25m benyttes som standard For eksponering gennem inhalation, kan den potentielle stedlige variation af eksponeringen og den resulterende humane toksicitetspåvirkning skønnes ud fra standard afvigelsen i de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer i Tabel 8.1. 8.6 Stedafhængig karakteriseringDen humane toksicitetspåvirkning fra et givet produkt domineres i mange tilfælde af en eller få processer. Selv i tilfælde, hvor en stedafhængig vurdering er at foretrække er det derfor tilrådeligt at begynde
med beregningen af den ikke-stedafhængige påvirkning, som beskrevet i det forrige afsnit. Denne ikke-stedafhængige påvirkning kan anvendes til at udvælge de processer, der har de dominerende bidrag
(trin 1), og efterfølgende til at vurdere den aktuelle stedlige variation i bidragene fra disse processer under anvendelse af de relevante stedafhængige faktorer (trin 2 og Trin 1 Trin 2
Hvor: sd-EP(hta)p = Den stedafhængige humane toksicitetspåvirkning (dimensionsløs) fra proces (p) gennem inhalationseksponering for luftbårne emissioner. sd-HEFregional(h)s,i = Den stedafhængige eksponeringsfaktor (person·µg/m3), som relaterer emissionen af stoffet (s), (repræsenteret ved HCl eller benzen) udsendt i højden (h) i land eller region (i) (hvor processen (p) finder sted) til eksponering på det regionale niveau. De stedafhængige faktorer for regional eksponering kan findes i Anneks 8.5 for hydrogenchlorid og Anneks 8.6 for benzen. sd-HEFlokal(h)s,i = Den stedafhængige eksponeringsfaktor (person·µg/m3), som relaterer emissionen af stof (s) (repræsenteret ved HCl eller benzen) udsendt i højden (h) i land eller region (i) (hvor processen (p) finder sted) til eksponeringen på det lokale niveau. De stedafhængige faktorer for lokal eksponering kan bestemmes ved hjælp af Anneks 8.7 PDi = Den lokale befolkningstæthed i land eller region (i) hvor processen (p) finder sted. Den lokale befolkningstæthed kan skønnes ud fra Anneks CF(hta)s = UMIP97 faktoren for human toksicitet (i m3/g) fra Anneks 8.1, som relaterer emissionen af stof E(a)s,p = Emissionen til luft af stof (s) fra proces (p) (i gram per funktionel enhed). Den geografiske region i hvilken emissionerne finder sted, bestemmer den relevante regionale eller lokale faktor for kilden. Påvirkningen fra emissioner fra ukendte, men formodentlig europæiske regioner kan udregnes ved hjælp af de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer (se forrige afsnit). Informationen omkring den potentielle stedlige variation i disse faktorer (se Tabel 8.1) bør inddrages i det følgende trin. Som en første tilnærmelse, kan emissionerne fra en ikke-europæisk eller ukendt region også udregnes ved hjælp af de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer i det forrige afsnit. Standardafvigelserne for de ikke-stedafhængige faktorer i Tabel 8.1 viser omfanget af deres stedlige variation indenfor Europa. Kendes størrelsen af variationen i emissioner og følsomheder inden for Europa, forventes den stedafhængige faktor at ligge inden for dette område for de fleste regioner også i resten af verden. Ekspertvurderinger skal muligvis bruges til at forstå eller fortolke om faktoren for emissioner fra processer i ikke-europæiske regioner skal ligge i den nedre eller øvre del af skalaen. Trin 3 8.7 NormaliseringUMIP2003 person ækvivalenten for human toksicitet gennem luft, idet UMIP2003 eksponeringsfaktoren benyttes, er 1.7·108 år-1 I overensstemmelse med UMIP97 tilgangen er normaliseringsreferencen for human toksicitet via luft baseret på den påvirkning som skyldes det aktuelle emissionsniveau for 1994 (se Hauschild og Wenzel 1998f og Stranddorf et al., 2005). Anvendes UMIP2003 eksponeringsfaktorerne for human toksicitet gennem luft sammen med karakteriseringsfaktorerne fra UMIP97, er den totale påvirkning fra emissionerne i et repræsentativt udsnit af europæiske lande, for hvilke relevante luftemissionsdata findes, 4.4·1016. Personækvivalenten udregnes som en europæisk gennemsnitspåvirkning pr. person under forudsætning af en samlet befolkning på 2,55·108 personer i disse lande. Beregningen af normaliseringsreferencen er dokumenteret i Anneks 8.8. 8.8 Fortolkning af resultaterneI betragtning af de begrænsede forskelle, der er mellem de højeste og laveste stedafhængige eksponeringsfaktorer, og i erkendelse af det faktum, at eksponeringsfaktorer kun er blevet udregnet for to modelstoffer, ligger hovedinteressen for de tilvejebragte stedafhængige eksponeringsfaktorer i deres anvendelse til at repræsentere denne del af den stedlige variation i en følsomhedsanalyse og således medvirke til at kvantificere den mulige stedlige variation, som ligger skjult i de ikke-stedafhængige påvirkningspotentialer. Eksponeringsfaktorerne relaterer emissioner af toksisk stof til forøgelse af den humane eksponering. Kombineret med UMIP97 eller lignende ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktorer for human toksicitet, indikerer eksponeringsfaktorerne forøgelsen af den humantoksiske påvirkning fra emissionen. Den totale, humane eksponering for det givne stof er ukendt, idet de samlede emissioner fra processen er ukendte (opgørelsen vedrører den funktionelle enhed), hvilket også gælder de miljømæssige baggrundskoncentrationer for et givet stof. Sammenlignet med faktorerne for terrestrisk eutrofiering og forsuring, dækker faktorerne for human toksicitet således en mindre del af årsagskæden. Det nuværende, niveau for integreret vurderingsmodellering af human toksicitet tillader ikke en nærmere vurdering af den toksiske effekt. Til hjælp for fortolkning af eksponeringsskønnene, gives en oversigt over et udvalg af typiske situationer, hvor baggrundskoncentrationerne er tæt på, eller over ikke-effekt-niveauerne for en række vigtige luftforurenende stoffer (se Anneks 8.9). Denne oversigt tilvejebringer information til hjælp for evaluering af om det er sandsynligt at ikke-effekt-niveauerne bliver overskredet af emissionen fra en given proces. En sådan evaluering må være grov, i betragtning af det begrænsede datagrundlag der er tilgængeligt for baggrundskoncentrationer. Ikke desto mindre er det et første skridt i en fortolkning til identificering af de processer, for hvilke koncentrationsstigningerne overskrider ikke-effekt-niveauerne. 8.9 EksempelUnder anvendelse af UMIP2003 faktorerne, udføres en karakterisering af opgørelsen, som blev præsenteret i Afsnit 1.6. Ikke stedafhængig karakterisering Anvendes ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer, har zink-støtteblokken det største human toksicitetspåvirkningspotentiale. For begge støtteblokke er SO2, NOX og bly vigtige bidragydere, mens også cadmium emissionen bidrager betragteligt for zink delen. Imidlertid er den potentielle stedlige variation så stor (som det fremgår af den stedligt bestemte standardafvigelse) at konklusionen muligvis ændres hvis den stedlige variation skulle inddrages. Derfor udføres en stedafhængig karakterisering for disse processer som bidrager mest til de ikke-stedafhængige påvirkninger i bestræbelserne på at reducere den stedligt bestemte usikkerhed og styrke konklusionen. Stedafhængig karakterisering Til beregningen af de stedafhængige påvirkninger for disse nøgleprocesser, findes de relevante stedafhængige regionale eksponeringsfaktorer fra kortene i Anneks 8.5 og Anneks 8.6. Midtpunktet i de givne intervaller anvendes De lokale eksponeringsfaktorer findes i Anneks 8.7 dækkende et område op til 10 km afstand. Befolkningstætheden i lokalområdet antages at være som i landdistrikt (100 personer/km²). Resultaterne af den stedafhængige karakterisering vises i Tabel 8.3. Tabel 8.3. Stedafhængige påvirkningspotentialer for human toksicitet via luft for nøgleprocesserne i hvert af produktsystemerne.
Eksponeringsfaktorer for HCl og benzen blev brugt til at repræsentere stoffer af kort henholdsvis lang opholdstid i atmosfæren. Til bestemmelse af robustheden af resultaterne overfor valget af modelstof (HCl eller benzen) i beregningen i Tabel 8.3, bestemmes den nedre og øvre binding med hensyn til opholdstid for stoffet. Beregningen af de stedafhængige påvirkninger gentages under anvendelse af HCl faktorerne for alle emissioner (minimumsværdi) og benzenfaktorerne for alle emissioner (maksimumsværdi) (beregning ikke vist). For alle tre beregninger, fratrækkes de ikke-stedafhængige påvirkninger fra nøgleprocesserne fra de originale ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 8.2 og de stedafhængige påvirkninger (i Tabel 8.3 for overslagsberegningen) lægges til. Den således korrigerede humane toksicitetspåvirkning gennem luft findes i Tabel 8.4 og forskellen til den originale ikke-stedafhængige påvirkning i Tabel 8.2 er illustreret i Figur 8.1. Tabel 8.4. Human toksicitetspåvirkning via luft fra hvert af produktsystemerne med stedafhængig karakterisering af nøgleprocesemissioner, bedste estimat (under anvendelse af eksponeringsfaktorer for HCl og benzen, afhængigt af hvilken der er mest egnet), minimumsværdi (eksponeringsfaktor er for HCl for alle emissioner) og maksimumsværdi (eksponeringsfaktor er for benzen for alle emissioner).
Stedafhængig karakterisering reducerer størrelsen af den humantoksiske påvirkning via luft for begge komponenter men forøger dominansen af zinkkomponenten. For den zink-baserede komponent er omkring 75% af denne påvirkning beregnet med brug af stedafhængige karakteriseringsfaktorer, mens den stedafhængige andel for den plasticbaserede komponent er omkring 85%. Selvom stedafhængig karakterisering blev lavet for alle de resterende processer i produktsystemet, ville resultatet ikke ændres signifikant, deres begrænsede andel samt standardafvigelsen taget i betragtning. Størstedelen af det stedligt betingede potentiale for variation af påvirkningen er blevet ophævet for begge komponenter. Minimums- og maksimumsværdierne i Tabel 8.4 viser også, at dominansen af zinkkomponenten i denne påvirkningskategori er relativt ufølsom for opholdstiden af det involverede stof. Emissionsstedet er vigtigere end stoffets atmosfæriske opholdstid indenfor de grænser, der udstikkes af de undersøgte modelstoffer HCl og benzen. Figur 8.1 Ikke-stedafhængig og stedafhængig humantoksisk påvirkning via luft for de to produktsystemer. For de sted-afhængige påvirkninger, er der kun anvendt stedafhængige eksponeringsfaktorer for nøgleprocesserne som beskrevet ovenfor.
Anneks 8.1: UMP97 karakteriseringsfaktorer for human toksicitet for emissioner til luft (Wenzel et al., 1997)
Anneks 8.2: UMIP97 karakteriseringsfaktorer for human toksicitet for emissioner til vand (Wenzel et al., 1997)
Anneks 8.3: UMIP97 karakteriseringsfaktorer for human toksicitet for emissioner til jord (Wenzel et al., 1997)
Anneks 8.4: Stedligt differentierede befolkningstætheder for Europa (Tobler et al. 1995). Overslag over befolkningstætheder for 1994 fra Tobler et al (1995). Lokaliteter i den nordlige centrale og sydlige del af Europa samt maritime steder er indikeret med kapitæler.
Anneks 8.5: Regional eksponering for hydrogenchlorid Den regionale eksponering (i person·µg·m-3) over det totale recipientområde (fra 10km til flere hundrede eller tusind kilometer), der forårsages af udledningen af et gram hydrogenchlorid gas i en højde af 25m i kildenetmasken. Den gennemsnitlige eksponering er 2.460 person·µg·m-3 pr. emitteret gram, og standardafvigelsen er 1600 person·µg·m-3 (begge vægtede for befolkningstæthed). Eksponeringen der forårsages af en tilsvarende emission frigivet i en højde af 150 m kan findes ved at gange med en faktor 1,30 (standard afvigelse 0,02). Eksponeringen der forårsages af en frigivelse i 1 meters højde kan findes ved at gange med en faktor 0,89 (standardafvigelse 0,04). De store kapitæler i figuren indikerer punkterne, for hvilke den lokale eksponering i Anneks 8.7 er blevet beregnet.
Anneks 8.6: Regional eksponering for benzen Den regionale eksponering (i person·µg·m-3) over det totale afsætningsområde (fra 10 km til flere hundrede eller tusinder af kilometer) der forårsages af udledningen af et gram benzen i en højde af 25m i kildenetmasken. Gennemsnitseksponeringen er 50,000 person·µg·m-3 pr gram emitteret, og standard afvigelsen er 33.000 person·µg·m-3 (begge vægtede for befolkningstæthed). Eksponeringsstigningen er ekstrapoleret udenfor det europæiske net for at omfatte transportdistancer op til det niveau hvor al benzen fjernes fra atmosfæren (se Potting et al., 2005b). Højden af frigivelsespunktet påvirker knapt nok den endelige eksponering grundet den lange levetid for benzen, og derfor er der ikke foretaget beregninger for andre frigivelseshøjder. De store kapitæler i figuren indikerer punkterne for hvilke lokal eksponeringen i Anneks 8.7 er blevet beregnet.
Anneks 8.7: Lokal eksponering for hydrogenchlorid og benzen Tabellen viser eksponeringen fra en emission af et gram benzen og hydrogenchlorid lokalt ved en kilde (0-10km) og frigivet i forskellige højder (1 m, 25 m og 150 m) og i forskellige klimatiske regioner i Europa. Desuden vises eksponeringerne ved kortere afstande fra kilden (=0,5 km, 5 km og 10 km). Eksponeringerne er udtrykt som en forholdsmæssig del af den akkumulerede benzen eksponering i en afstand af 10km (20·20 km²) forårsaget af en frigivelse i 25 meters højde i Sydeuropa (69.7 person·µg·m-3). Befolkningstætheden er i alle tilfælde en person·km-2. De lokaliteter, som er valgt til at repræsentere de fire Europæiske regioner i tabellen er indikeret på kortene i Anneks 8.5 og 8.6.
Anneks 8.8: UMIP 2003 normaliseringsreference for human toksicitet via luft Baseret på nationale emissionsopgørelser for en række europæiske lande, foretaget af Christensen. 2005a, er der beregnet en europæisk normaliseringsreference for human toksicitet gennem luft under anvendelse af UMIP2003 eksponeringsfaktorerne og UMIP97 karakteriseringsfaktorerne i henhold til Ligning 8.2 for stedafhængig human toksicitetspåvirkning.
Der er gjort en række antagelser: 2. For alle stoffer i den nationale emissionsopgørelse er det blevet vurderet, hvorvidt den atmosfæriske opholdstid er bedst repræsenteret ved anvendelse af hydrogenchlorid eller benzen som modelstof. 3. Den regionale stedafhængige eksponeringsfaktor (sd-HEFregional(h)s,i) er antaget konstant for hele emissions-landet, og bestemt som midtpunktet i det interval, der dækker den største del af landet på kortene i Anneks 8.5 og Anneks 8.6 (for hydrogenchlorid lignende, henholdsvis benzen-lignende stoffer). 4. For næsten alle stoffer i de nationale emissionsopgørelser, er det antaget at emissionskilderne er industrielle, og at emissionshøjden er 25 meter. En undtagelse er emissioner af NOX og PM10, hvor transportprocesser formodes at være den væsentligste bidragyder, hvorfor en emissionshøjde på 1 m er mest relevant her. For HCl lignende emissioner skal eksponeringsfaktorerne som er vist i Anneks 8.5 ganges med en faktor 0,89. For benzen-lignende stoffer er eksponeringen kun i ringe grad påvirket af emissionshøjden. Den antagne emissionshøjdes indflydelse på normaliseringsreferencen er moderat. 5. Den ikke-stedafhængige lokale eksponeringsfaktor (sg-HEFlocal(h)s,i) bestemmes fra Anneks 8.7 hvor den er vist i tabellen for benzen-lignende og HCl lignende stoffer som en funktion af europæisk region og emissionshøjde. Den stedafhængige lokale eksponeringsfaktor findes ved at gange med befolkningstætheden (PDi) i omgivelserne omkring emissionspunktet. I mangel på sådan specifik information for de individuelle emissioner som ligger bag de nationale opgørelser over emissioner, er anvendt de gennemsnitlige befolkningstætheder i de respektive lande (varierende fra 20 personer/km² i Norge til 456 personer/km² i Holland). Specielt for stoffer med kort levetid som HCl-lignende stoffer, kan dette være en betragtelig fejlkilde. Den totale påvirkning for Europa såvel som for de 11 individuelle lande er beregnet i tabellen nedenfor, og personækvivalenten er beregnet ud fra størrelsen af befolkningen i de 11 lande. Klik her for at se tabellerne.
Anneks 8.9: Typiske situationer hvor baggrunds koncentrationer er nær eller over ikke-effekt-niveauet for udvalgte luftforureninger Informationen kan benyttes til et første skridt i fortolkningen til at hjælpe med at bedømme om det er sandsynligt at ikke-effekt-niveauer overskrides af emissionerne fra en given proces.
Anneks 8.9: Typiske situationer hvor baggrunds koncentrationer er nær eller over ikke-effekt-niveauet for udvalgte luftforureninger
Anneks 8.9: Typiske situationer hvor baggrunds koncentrationer er nær eller over ikke-effekt-niveauet for udvalgte luftforureninger
≠ Bør anvendes med forsigtighed. Er udledt af TDI under forudsætning af : 64 kg kropsvægt, indånding af 22 m3 pr dag og den samme biotilgængelighed/optag via eksponering gennem mund og inhalation.
Specielt kan der sættes spørgsmål ved den sidste antagelse. 9 Økotoksicitet
Baggrundsinformation for dette kapitel kan findes i:
9.1 IntroduktionKemiske emissioner bidrager til økotoksicitet hvis de påvirker funktionen og strukturen af økosystemer gennem toksiske effekter på organismer som lever i dem. Økotoksicitet involverer mange forskellige toksicitetsmekanismer, og sammenlignet med de øvrige miljøpåvirkninger som indgår i livscyklusvurderinger, har økotoksicitet karakteren af at være en sammensat kategori, som omfatter alle stoffer, der har en direkte effekt på økosystemets 'velbefindende'. På denne baggrund bliver listen over stoffer, som klassificeres som økotoksiske meget mere omfattende end de tilsvarende lister for øvrige miljøpåvirkninger (med undtagelse af human toksicitet, som er af tilsvarende karakter), og den vil omfatte mange forskellige typer af stoffer med vidt forskellig kemisk karakter. For at et stof kan betragtes som økotoksisk, skal det være toksisk overfor nogle af de naturlige organismer, men toksicitet er et relativt begreb, og i følge den gamle Schweiziske læge Paracelsus, er alle stoffer giftige (toksiske), hvis den indtagne dosis er tilstrækkelig stor. Foruden stoffets toksicitet, er egenskaber som persistens (lav nedbrydelighed i miljøet), og evne til at bioakkumulere eller blive transporteret til følsomme dele af miljøet, derfor bestemmende for hvilke stoffer der kan kaldes økotoksiske. Sammen med den direkte toksicitet, er disse egenskaber af afgørende betydning for om dosen er tilstrækkeligt stor til, at der kan opstå toksisk effekt. 9.2 KlassificeringTil klassificering af stoffer der bidrager til økotoksicitet, er der udviklet et screeningsværktøj, som en del af UMIP97 baseret på stoffets karakteristika som beskrevet ovenfor. Det anbefales, at man anvender dette værktøj sammen med nogle af de eksisterende lister over væsentligste forurenende stoffer, som f.eks. ”Listen over Uønskede Stoffer” og ”Effektlisten” (Miljøstyrelsen, 2000a og b). 9.3 UMIP97 karakteriseringsfaktorerUMIP97 metoden (Wenzel et al., 1997, Hauschild et al., 1998) er en simplificeret version af det, som senere er blevet benævnt en modulær tilgang til økotoksicitetsvurdering. I stedet for at basere karakteriseringen på tilpasning af en af de eksisterende multimedie-modeller, som er udviklet og brugt til fælles risikovurdering af kemikalier, er tilgangen i UMIP97 metoden at identificere de egenskaber, som er vigtige for stoffets potentielle bidrag til økotoksicitet og siden hen inkludere disse på en gennemskuelig og relevant måde i udtrykket for karakteriseringsfaktoren. Økotoksiciteten modelleres for akvatiske økosystemer (akut og kronisk), i terrestriske økosystemer (kronisk eksponering) og i spildevandsbehandlingsanlæg. For hvert slutpunkt, anvendes en simpel skæbne-modellering, baseret på en modulær tilgang, hvor omfordelingen mellem de miljørelaterede rum og potentialet for biologisk nedbrydning er repræsenteret som separate faktorer. Karakteriseringsfaktoren for kronisk økotoksicitet i delmiljø (n) fra en emission af stoffet (j) til delmiljø (m) bestemmes som:
.... hvor omfordelingsfaktoren, fmn udtrykker hvilken andel af emissionen, efter omfordeling fra det oprindelige delmiljø (m), der når frem til det endelige delmiljø (n), hvor den økotoksiske påvirkning bliver modelleret. BIO repræsenterer potentialet for bionedbrydelighed, som det er bestemt fra standard tests for umiddelbar og inherent bionedbrydelighed. Toksiciteten er udtrykt som den reciprokke nul-effekt-koncentration (PNEC) for økosystemerne i delmiljøet (n). Som det er beskrevet i introduktionen til denne vejledning, er UMIP97 metoden forberedt til at omfatte den stedlige differentiering for alle de ikkeglobale påvirkningskategorier gennem sted-faktorer SF beregnet til modifikation af ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktorer. For økotoksicitetsvurdering bliver udtrykket:
Det ikke-stedafhængige påvirkningspotentiale i UMIP97 skal forstås som den største påvirkning, som kan forventes fra emissionen, og sted-faktoren skal ses som den stedligt bestemte mulighed for at den fulde påvirkning vil forekomme, dvs. SF varierer mellem 0 og 1. UMIP dataformatet giver mulighed for at inkludere stedlige aspekter i karakteriseringen, og Wenzel og medforfattere giver vejledning omkring kvantificering og anvendelse af SF uden at gøre sted-faktorerne reelt operationelle. (Wenzel et al., 1997). UMIP metoden for økotoksicitetsvurdering involverer også andre muligheder for stedlig differentiering. For den del af de luftbårne emissioner, der aflejres, er omfordelingsfaktoren, fmn sat til “a”, når (n) er det vandige miljø, og 1-a, når (n) er det terrestriske miljø. UMIP97 tillader, at ”a” vælges ud fra de betingelser der er i regionen, hvor emissionen finder sted. For danske betingelser, foreslås a=0,5, mens en global standardværdi er sat til a=0,2. Desuden er det i UMIP97 foreslået at inkludere den stedlige information i form af initial fortyndings data for vandbårne emissioner, som teknisk information i vægtningen af det potentielle bidrag til akut akvatisk økotoksicitet, for at afspejle forskellene i fortyndingspotentialet (og siden hen muligheden for akutte effekter), for forskellige typer af akvatiske recipienter. 9.4 UMIP2003 faktorer for økotoksicitetUMIP2003 faktorerne erstatter ikke UMIP97 karakteriseringsfaktorerne. I stedet for skal de betragtes som en slags eksponeringsfaktorer, der skal benyttes i kombination med UMIP97 faktorerne som bibeholdes til karakterisering af de ikke-stedafhængige påvirkninger på økotoksicitet fra emissioner. Dette betyder, at de dele af skæbne- og effektfaktorerne, som ikke er stedligt differentierede bibeholdes som de oprindeligt var defineret i UMIP97. For at kunne inkludere den stedlige variation, er det forsøgt at gøre sted-faktoren fra UMIP97 operationel. Idet der ikke er fundet nogen integreret vurderingsmodel, som kan tilpasses stedlig differentiering i modelleringen af stoffers skæbne i miljøet, er den simplificerede modulære tilgang som anvendes i UMIP97, i stedet blevet udvidet til at gå ind i området for eksponeringsvurdering. Baseret på en analyse af årsagskæden for økotoksicitet, er de væsentligste stedafhængige karakteristika, som influerer på den miljømæssige skæbne eller økotoksiske effekt fra stoffer, identificeret og mulighederne for at inkludere dem i karakteriseringen af økotoksicitet er blevet afprøvet. Der er udviklet en struktur for medregning af den stedlige variation indenfor omgivelsernes gennemsnitlige temperatur (bionedbrydning), hyppigheden af naturlige økosystemer i jord og vand (mål-systemer) og sorptions- og bundfældelsesbetingelserne i ferskvands- og saltvandssystemer (fjernelse). Strukturen er gjort operationel for fire europæiske regioner: Nord, Øst, Vest og Syd. Eksponeringsfaktorer for økotoksicitet SFemis som repræsenterer den stedafhængige variation af de parametre, der indgår i emissions-delen af årsagskæden. SFbio som repræsenterer den stedlige variation af bionedbrydeligheden og andre omdannelsesparametre i skæbne-delen af årsagskæden. SFsed som repræsenterer den stedlige variation af sorptions- og bundfældelsesparametrene i skæbne-delen af årsagskæden (kun relevant for akvatisk økotoksicitet).
Eksponeringsfaktorer beregnes for økotoksicitet i vand og jord i Anneks 9.4. 9.5 Ikke-stedafhængig karakteriseringSom de ikke-stedafhængige eksponeringsfaktorer for økotoksicitet benyttes gennemsnitsværdierne fra Tabel 9.1 (for akvatisk økotoksicitet) og 9.2 (for terrestrisk økotoksicitet). De ikke-stedafhængige økotoksiske påvirkningspotentialer beregnes under brug af disse faktorer i samspil med de relevante UMIP97 karakteriseringsfaktorer for økotoksicitet fra Wenzel et al. (1997), i henhold til det følgende udtryk:
Hvor: sg-EEFs = Den ikke-stedafhængige eksponeringsfaktor (dimensionsløs), som relaterer emissionen af stoffet (s) til eksponeringen, sg-EEFwc = 1,3 for organiske stoffer og 0,91 for metaller, og sg-EEFwc = 0,33, bestemt som de gennemsnitlige værdier for de europæiske regioner i Tabel 9.1 og 9.2. CF(etm,n)s = UMIP97 karakteriseringsfaktor for økotoksicitet (i m3/g) fra Anneks 9.1, 9.2 eller 9.3, som relaterer emissionen af stof (s) til delmiljø (m) til påvirkningen i delmiljø (n) E(m)s = Emissionen af stof (s) til delmiljø (m) (i g/f.u.) 9.6 Stedafhængig karakteriseringEksponeringsfaktorerne repræsenterer alvorligheden af eksponeringen på samme måde som de faktorer, der er udviklet for påvirkningskategorierne human toksicitet og akvatisk eutrofiering. Givet det begrænsede spænd mellem de højeste og laveste værdier af den stedafhængige eksponeringsfaktor for organiske stoffer i Tabel 9.1, og givet at betragtelige model- og parameterusikkerheder er forbundet med de eksponeringsfaktorer, der er udviklet for økotoksicitet, gælder det, at de yderligere usikkerheder sagtens kan overstige variationen der er ligger i disse eksponerings faktorer. På denne baggrund er der kun begrænset motivation for at udføre en fuldstændig stedafhængig eksponeringsvurdering for økotoksicitet i jord eller vand. I stedet, må de stedafhængige faktorer betragtes som en information til brug i følsomhedsanalysen og muligvis også for begrænsning af den potentielle stedlige variation i den ikke-stedafhængige påvirkning. Vejledningen anbefaler at de anvendes i følsomhedsanalysen til at hjælpe med at kvantificere den mulige stedlige variation, som ligger til grund for de ikke-stedafhængige påvirkningspotentialer. For emission af metaller til vand, er situationen en smule anderledes. Her har det modtagende miljø stærk indflydelse på tabet gennem aflejring for de mest adsorberende metaller, på den måde at forstå at emissionerne til floder og søer har en meget lavere eksponeringsfaktor på grund af aflejringen i søer. Denne afvigelse fra det generelle mønster for eksponeringsfaktorerne ændrer ikke på den overordnede anbefaling at økotoksicitets-eksponeringsfaktorerne kun benyttes i følsomhedsanalyse-sammenhæng og ikke i en rutinemæssig stedafhængig karakterisering. Økotoksicitetspåvirkningen fra et givet produkt er i mange tilfælde domineret af en enkelt eller få processer. Selv i sammenhænge, hvor en stedafhængig vurdering foretrækkes, anbefales det at begynde med en beregning af den ikke-stedafhængige påvirkning af et produkt, som beskrevet i forrige afsnit. Denne ikke-stedafhængige påvirkning kan benyttes til at vælge de processer, der har de dominerende bidrag (trin 1), og dernæst til bedømmelse af den aktuelle stedlige variation i bidraget fra disse processer under anvendelse af de relevante stedafhængige faktorer (trin 2 og 3). Trin 1 Trin 2
Hvor: sd-EP(etn)p = Den stedafhængige økotoksicitetspåvirkning i delmiljø (n) fra proces (p) EEF(etn)s,i = Den stedafhængige eksponeringsfaktor (dimensionsløs) , som relaterer emissionen af stof (s) i situation (i), som er relevant for proces (p) (beskrevet ved hjælp af geografisk region og lokalitet i den hydrologiske cyklus), til eksponeringen på det regionale niveau. Den stedafhængige eksponeringsfaktor findes i Anneks 9.4 i Tabel 9.9 for organiske stoffer og i Tabel 9.10 for metaller. CF(etm,n)s = UMIP97 karakteriseringsfaktoren for økotoksicitet (i m3/g) fra Anneks 9.1, 9.2 eller 9.3 som relaterer emissionen af stof (s) til delmiljø (m) til påvirkningen i delmiljø. E(m)s = Emissionen af stof (s) til delmiljø (m) (i g/f.u.). De bestemmende parametre er regionen hvor emissionen foregår (Nord-, Vest-, Øst- og Sydeuropa) og recipienttypen for emissioner til vand (flod eller sø, flodmunding, hav, influerende SFsed) og et antal stofkarakteristika (bionedbrydelighed, lipophilicitet og flygtighed). For de emissioner af organisk stof eller metaller der går til luft, antages det at den del, der ender i vand hovedsagelige aflejres i havet og derfor vælges EEFwc for havet (i Tabel 9.9 eller Tabel 9.10) for luftbårne emissioner. Trin 3 9.7 FortolkningFor eksponeringsfaktorerne som er tabelleret i Anneks 9.4, er variationen (min og max værdi) vist i Tabel 9.1 for akvatisk og terrestrisk økotoksicitet af organiske stoffer og i Tabel 9.2 for metaller. For organiske stoffer gælder det, at den største variation, som kan blive introduceret ved at anvende disse faktorer stedafhængig karakterisering af akvatisk økotoksicitet, er en faktor 28 (1.95:0.07 mellem værdien for et ikke bio-nedbrydeligt stof emitteret direkte til havet i Nordeuropa og et stærkt lipophilt stof emitteret til en flod i Vesteuropa). Tabel 9.1. Variation (min-max værdi), gennemsnit og medianer af eksponeringsfaktorer for organiske stoffer.
For stoffer som har mindre lipophilicitet (logKow<4) er den største variation en faktor 6.5, som gælder mellem de samme to situationer. For terrestrisk økotoksicitet, er den største variationsfaktor 3.7 (0.65:0.18 mellem værdien for emission af et vilkårligt stof til jord i Nordeuropa og i Sydeuropa). Variationen mellem højeste og laveste eksponeringsfaktor er således ret begrænset, selv for ekstremt lipophile stoffer. Således forventes den udviklede eksponeringsfaktor kun at repræsentere en mindre del af den faktiske, stedligt bestemte variation i stoffers skæbne og den resulterende eksponering af økosystemer overfor kemikalier indenfor Europa idet:
Tabel 9.2. Variation (min-max værdi), gennemsnit og medianer for eksponeringsfaktor er for metaller.
For metaller, er billedet i Tabel 9.2 en del anderledes end det som gælder for organiske stoffer i Tabel 9.1, hovedsagelig på grund af forekomsten af ekstremt lave eksponeringsfaktorer for de stærkt adsorberende metaller, specielt bly of tin når disse emitteres til ferskvandssystemer (flod, sø), hvor deres fjernelse gennem adsorption og aflejring er effektiv. For øvrige metaller er mønsteret mage til mønsteret for organiske stoffer. Samlet set vurderes det, at betragtelige usikkerheder er tilknyttet de eksponeringsfaktorer som er udviklet for økotoksicitet, og at disse usikkerheder sagtens kan overstige variationen der ligger i disse faktorer. På denne baggrund, anbefaler forfatterne ikke at anvende de udviklede eksponeringsfaktorer i et forsøg på at udføre stedlig karakterisering af økotoksicitet i LCIA. Desuden mangler de emissionsdata, der ligger til grund for beregning af europæiske normaliseringsreferencer den stedlige differentiering for de fleste stoffer (Stranddorf et al., 2005), og derfor har det ikke været muligt at beregne UMIP2003 normaliseringsreferencer for en eneste af de økotoksiske underkategorier. I øjeblikket arbejdes der på i OMNITOX-projektet under det Femte Rammeprogram under EU, at udvikle en europæisk konsensus metode for karakterisering af økotoksicitet i LCA. Denne metode inddrager en omfattende multimedie skæbnemodel med mulighed for stedlig differentiering mellem de enkelte landes niveau. Læsere med interesse i stedlig karakterisering af økotoksicitet henvises til resultaterne af dette arbejde, som vil være tilgængeligt hen mod slutningen af 2004 (www.OMNIITOX.net). 9.8 EksempelTil trods for anbefalingerne givet i afsnit 9.7, er UMIP2003 eksponeringsfaktorerne blevet brugt i en karakterisering af opgørelsen præsenteret i afsnit 1.6 for at vise deres anvendelse. Ikke-stedafhængig karakterisering Iblandt de luft- og vandbårne emissioner, eksisterer UMIP97 faktorerne kun for metaller, men disse forventes også at være de stærkeste bidragydere til økotoksicitet i vand og jord. Tabel 9.3. Ikke stedafhængige påvirkningspotentialer for kronisk økotoksicitet i vand og jord eksponering for en støtteblok fremstillet af enten plastic eller zink, udtrykt som volumen af det eksponerede rum.
Benyttes de ikke-stedafhængige UMIP97 karakteriseringsfaktorer, har zinkstøtteblokken det største kroniske økotoksicitetspåvirkningspotentiale både i vand og jord. For begge støtteblokke, er cadmium og zink emissioner til luft de vigtigste bidragydere til økotoksicitet i vand og jord mens den vandbårne zink-emission også bidrager væsentligt til økotoksicitet i vand for zinkkomponenten. For at undersøge betydningen af den potentielle stedlige variation, udføres stedafhængig karakterisering for de processer der bidrager mest til de ikke-stedafhængige påvirkninger. Stedafhængig karakterisering I beregningen af de stedafhængige påvirkninger for nøgleprocesserne for zink-komponenten, findes de relevante, stedafhængige regionale eksponeringsfaktorer i Tabel 9.10 i Anneks 9.4. Alle de vigtigste processer finder sted i det sydlige Europa. Resultaterne af den stedafhængige karakterisering vises i Tabel 9.4. Tabel 9.4. Stedafhængige påvirkningspotentialer for kronisk økotoksicitet i vand og jord for nøgleprocesser fra zink-komponentens produktsystem.
Den ikke-stedafhængige påvirkning fra disse nøgleprocesser trækkes fra de oprindelige ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 9.3, og de stedafhængige påvirkninger i Tabel 9.4 lægges til. De således korrigerede økotoksicitetspåvirkninger via luft kan findes i Tabel 9.5 og forskellen til de oprindelige, ikke-stedafhængige påvirkninger i Tabel 9.3 vises i Figur 9.1 Tabel 9.5. Kroniske økotoksicitetspåvirkninger i vand og jord fra zinkkomponent produktsystemet med stedafhængig karakterisering af nøgleprocesemissioner.
Stedafhængig karakterisering forøger størrelsen af den akvatiske økotoksicitetspåvirkning en smule og reducerer den terrestriske økotoksicitet, men det påvirker ikke den stærke dominans af zink-komponenten over plastic-komponenten. For den zink-baserede komponent er mere end 90% af denne påvirkning beregnet under anvendelse af stedafhængige karakteriseringsfaktorer. Selv hvis den stedafhængige karakterisering blev udført for alle de øvrige processer i produktsystemet, ville resultatet således næppe ændres markant. Den største del af det stedligt betingede potentiale for variation af påvirkningen er blevet ophævet. Figur 9.1 Ikke-stedafhængig og stedafhængig kronisk økotoksicitetspåvirkning i vand og jord. For de stedafhængige påvirkninger er de stedafhængige eksponeringsfaktorer kun anvendt for nøgleprocesserne som beskrevet ovenfor.
Anneks 9.1: UMIP97 karakteriserings faktorer for økotoksicitetsvurdering for emissioner til luft (Wenzel et al., 1997)
Anneks 9.2: UMIP97 karakteriseringsfaktorer for økotoksicitetsvurdering for emissioner til vand (Wenzel et al., 1997)
Anneks 9.3: UMIP97 karakteriseringsfaktorer for økotoksicitetsvurdering for emissioner til jord (Wenzel et al., 1997)
Anneks 9.4: UMIP2003 eksponeringsfaktorer for økotoksicitet i vand og jord Eksponeringsfaktorerne er beregnet ved hjælp af Ligning 9.3:
De individuelle faktorer i eksponeringsfaktoren diskuteres nedenfor, og på denne baggrund beregnes eksponeringsfaktorerne. Baggrundsinformation for beregningen af de individuelle faktorer kan findes i Tørsløv et al., 2005. Emissions komponent, SFemis I forbindelse med UMIP97, er SFemis defineret som
Hvor a er andelen, som antages at afsættes på land i beregningen af den ikke-stedafhængige UMIP97 økotoksicitetsfaktor. SFemis beregnes, baseret på andele afsat i vand og på jord, naturlige områder for de fire europæiske regioner, idet en global forudindstillet værdi på 0.2 for a er anvendt i UMIP97 karakteriseringsfaktorerne i Anneks 9.1 - 9.3. Tabel 9.6. SFemis for emissioner forekommende i forskellige regioner af Europa.
Bionedbrydnings- og transformationskomponent, SFbio Under antagelse af, at den ikke-stedafhængige skæbnemodellering (i UMIP97 eller anden LCIA metode) svarer til en gennemsnitlig middeleuropæisk situation, er SFbio faktoren bestemt som: Sydlige lande: SFbio = 0,7 Nordiske lande: SFbio = 1,3 Øst- og Vesteuropæiske lande: SFbio = 1 Sorptions- og bundfældningskomponenten, SFsed I UMIP97, er der ingen overvejelser om fjernelse på grund af sedimentation. Dette svarer til at operere med en faktor med værdien 1 (ligesom om intet potentiale for bionedbrydning er repræsenteret med en BIO faktor værdi på 1). Fjernelsen ved sedimentation afhænger af:
Disse parametre er repræsenteret i værdierne for SFsed for organiske stoffer præsenteret i Tabel 9.7 og for metaller i Tabel 9.8. Tabel 9.7. SFsed repræsenterende fjernelse ved kombineret effekt af sedimentation og bionedbrydning af hurtigt bionedbrydelige, inherent bionedbrydelige og ikke bionedbrydelige organiske stoffer med forskellig lipophilicitet for de tre emissionsscenarier: emission til flod og derfra gennem sø til flodmunding og hav, emission gennem flodmunding til hav og endelig emission direkte til hav.
I.B.: Ikke bionedbrydelig Tabel 9.8. SFsed repræsenterende fjernelse gennem deposition for forskellige metaller i de tre emissionsscenarier: emission til flod og derfra gennem sø til flodmunding og hav, emission gennem flodmunding til hav og emission direkte til hav.
Økotoksicitets-eksponeringsfaktorer, EEF Tabel 9.9. Stedafhængige eksponeringsfaktorer for kronisk akvatisk økotoksicitet (EEFwc) for organiske stoffer afhængigt af regionen for emissionen, lipophilicitet, bionedbrydelighed (letnedbrydelige, inherent nedbrydelige og ikke nedbrydelige) og emissionsstedet i den hydrologiske kæde (til flod, flodmunding eller hav)
Tabel 9.10. Stedafhængige eksponeringsfaktorer for kronisk akvatisk økotoksicitet (EEFwc) for enkeltmetaller afhængig af regionen hvor emissionen finder sted og emissionsstedet i den hydrologiske kæde (til flod, flodmunding eller hav)
For emissioner af organiske stoffer eller metaller til luft, antages det, at den del, der ender i vandmiljøet, hovedsageligt vil ende i havet og EEFwc for havet er derfor valgt for luftbårne emissioner. Tabel 9.11. Stedafhængige eksponeringsfaktorer for terrrestrisk økotoksicitet (EEFsc) af organiske stoffer og metaller afhængigt af regionen hvor emissionen finder sted.
10 Eksempel på anvendelse af stedafhængig påvirkningsvurderingEksempler i kapitlerne 4-9 har demonstreret anvendelsen af UMIP2003 ikke-stedafhængige og stedafhængige karakteriseringsfaktorer på det samme gennemgående eksempel. Eksemplet, som er introduceret i afsnit 1.6 vedrører en LCA-baseret sammenligning ved brug af zink henholdsvis plastic (polyethylen) som materiale for fremstilling af støtteblokken (et strukturelement) i en kontorstol. Figur 10.1 opsummerer forskellene mellem de ikke-stedafhængige og de stedafhængige påvirkninger for de forskellige påvirkningskategorier: Som det kan ses i Figur 10.1, påvirker medtagelsen af stedlig differentiering ud fra det land hvor emissionen sker, størrelsen af påvirkningspotentialet i større eller mindre omfang for alle påvirkningskategorier. I nogle tilfælde er de stedafhængige påvirkninger højere end de ikke-stedafhængige, og i nogle tilfælde er de mindre, men zink-komponentens dominans over plastickomponenten er forholdsvis stabil. I nogle tilfælde forstærkes den en smule (human toksicitet via luft) og i nogle tilfælde er den lidt svagere (akvatisk eutrofiering), men for to af påvirkningskategorierne vender stedafhængig karakterisering op og ned på dominansen. Dette er tilfældet for kategorierne forsuring og ozonpåvirkning på human sundhed, hvor eliminationen af dele af den stedlige variation i spredningsmønstrene og i følsomheden af det eksponerede miljø betyder at påvirkningen fra plastic-komponenten bliver større end påvirkningen fra zink-komponenten. Som det er vist i ozon eksemplet i afsnit 7.9, omfatter ozon-påvirkningen på human sundhed fra plastic-komponenten stadig et betragteligt potentiale for stedlig variation, og der kan derfor ikke drages nogen konklusioner for denne påvirkningskategori uden at udvide den stedafhængige karakterisering til at omfatte flere nøgleprocesser. Figur 10.1 Ikke-stedafhængige og stedafhængige påvirkningspotentialer for forsuring, terrestrisk eutrofiering, fotokemisk ozonpåvirkning på vegetation og human sundhed, akvatisk eutrofiering, human toksicitet gennem luft eksponering og kronisk økotoksicitet i vand og jord fra de to produktsystemer. For de stedafhængige påvirkninger, er de stedafhængige karakteriseringsfaktorer kun anvendt for nøgleprocesserne, som det er beskrevet i de respektive kapitler.
10.1 NormaliseringFor at undersøge de ovenstående resultater nærmere, normaliseres de stedafhængige påvirkninger, i Tabel 10.1 under brug af relevante stedafhængige UMIP2003 normaliserings-referencer for de forskellige påvirkningskategorier (stedafhængige normaliserings-referencer er ikke tilgængelige for økotoksicitets-kategorierne). Klik her for at se Tabel 10.1. Den normaliserede stedafhængige påvirkningsprofil er vist i Figur 10.2. Det fremgår klart af figuren, at sammenlignet med baggrundspåvirkningen fra samfundet, har de forskellige påvirkningspotentialer stort set den samme størrelse på tværs af kategorierne, med undtagelse af ozonpåvirkningen på mennesker fra plastic-komponenten, som er omkring to gange størrelsen af de andre normaliserede påvirkninger, og den human-toksiske påvirkning via luft, som er mindre end de øvrige. 10.2 FortolkningDen potentielle stedafhængige variation i karakteriseringen er stor for mange af påvirkningskategorierne, hvilket ses ud fra standardafvigelsen på de ikke-stedafhængige karakteriseringsfaktorer gennem hele eksemplet. I eksemplet vurderes de stedligt bestemte forskelle i følsomhed at være relevante for de beslutninger, der skal baseres på resultaterne af LCA'en. Derfor må den stedafhængige variation betragtes som en usikkerhed på konklusionen. Denne usikkerhed er så stor, at det ikke muligt at konkludere dominansen for en af de to støtteblokke med hensyn til nogen af de undersøgte påvirkningskategorier, ud fra den ikke-stedafhængige påvirkningsvurdering. Figur 10.2 Normaliserede påvirkningspotentialer for de to produktsystemer. Størstedelen af den stedlige variation i spredning og eksponering er blevet udelukket fra påvirkningerne med undtagelse af ozonpåvirkningen på mennesker.
En stedafhængig karakterisering fjerner den største del af denne usikkerhed for alle påvirkningskategorier med undtagelse af fotokemisk ozonpåvirkning på human sundhed for plastic komponenten. Sammenlignet med den ikke-stedafhængige karakterisering, vendes dominansen for to af påvirkningerne - forsuring og ozon påvirkning på humansundhed. De normaliserede stedafhængige påvirkningspotentialer i Figur 10.2 viser en afvejning hvor zink-komponenten er bedre hvad angår forsuring og ozonpåvirkning på human sundhed mens plastickomponenten har den laveste påvirkning i de øvrige kategorier. En vægtning er nødvendig for at kunne afgøre hvilket alternative der er at foretrække ud fra et miljøperspektiv. Hvis ozonpåvirkningen på human sundhed viser sig at være afgørende skal der udføres en stedafhængig karakterisering for flere af nøgleprocesserne i plastickomponentens produktsystem. Vægtningen er ikke omfattet af denne vejledning, men det bør nævnes, at for at man kan anvende de forud fastsatte UMIP97-vægtningsfaktorer (som er baseret på politiske reduktionsmål), skal de to underkategorier for påvirkningspotentialerne for fotokemisk ozon-dannelse aggregeres til et påvirkningspotentiale for fotokemisk ozondannelse. I følge UMIP97 metoden gøres dette ved at tage gennemsnittet af det normaliserede påvirkningspotentiale for underkategorierne. Det samme gør sig gældende for underkategorierne for eutrofiering. 11 ReferencerAlbritton, D.L. and Meira Filho, L.G. (eds.): Climate Change 2001: The scientific basis. ISBN: 0521014956, Earthprint Ltd. U.K., 2001. Alcamo, J., R. Shaw and L. Hordijk (eds.). The RAINS model of acidification. Science and strategies in Europe. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, the Netherlands, 1990. Beusen, A: User manual of CARMEN1 (Draft). National Institute of Public Health and Environmental Protection (RIVM), Bilthoven, the Netherlands, not published. Christensen, F.M.: Human toxicity. Chapter 9 in Stranddorf, H., Hoffmann, L. and Schmidt, A.: Update of selected impact categories, normalisaton and weighting in LCA. Environmental project no. 995, the Danish Environmental Protection Agency, Copenhagen, 2005. Danish EPA: List of undesirable substances. Environmental Review no. 15, Danish Environmental Protection Agency, Copenhagen, 2000a. Danish EPA: The effect list. Environmental Review no. 6 (in Danish), Danish Environmental Protection Agency, Copenhagen, 2000b. Hauschild, M. (ed.): Background of the environmental assessment of products (in Danish), 670 pp. ISBN 87-7810-543-9, Ministry of Environment and Energy and Confederation of Danish Industries, Copenhagen, 1996. Hauschild, M. and Wenzel, H.: Acidification as a criterion in the environmental assessment of products. In Hauschild, M.Z. and Wenzel, H.: Environmental assessment of products. Vol. 2 - Scientific background, 565 pp. Chapman & Hall, United Kingdom, ISBN 0412 80810 2, Kluwer Academic Publishers, Hingham, MA. USA., 1998c. Hauschild, M. and Wenzel, H.: Global warming as a criterion in the environmental assessment of products. In Hauschild, M.Z. and Wenzel, H.: Environmental assessment of products. Vol. 2 - Scientific background, 565 pp. Chapman & Hall, United Kingdom, ISBN 0412 80810 2, Kluwer Academic Publishers, Hingham, MA. USA., 1998b. Hauschild, M. and Wenzel, H.: Nutrient enrichment as a criterion in the environmental assessment of products. In Hauschild, M.Z. and Wenzel, H.: Environmental assessment of products. Vol. 2 - Scientific background, 565 pp. Chapman & Hall, United Kingdom, ISBN 0412 80810 2, Kluwer Academic Publishers, Hingham, MA. USA., 1998d. Hauschild, M. and Wenzel, H.: Photochemical ozone formation as criterion in environmental assessment of products. Chapter 3 of Hauschild, M. and Wenzel, H.: Environmental assessment of products. Vol. 2 - Scientific background, Chapman & Hall, United Kingdom, Kluwer Academic Publishers, ISBN 0412 80810 2, Hingham, MA., USA., 1998e. Hauschild, M., Bastrup-Birk, A., Hertel, O., Schöpp, W., and Potting, J.: Photochemical ozone formation. Chapter 6 in Potting, J. and Hauschild, M. (eds.): Background for spatial differentiation in life - cycle impact assessment – the EDIP2003 methodology. Environmental Project no. 996. Danish Environmental Protection Agency, Copenhagen, 2005. Hauschild, M., Olsen, S.I. and Wenzel, H.: Human toxicity as criterion the environmental assessment of products. In Hauschild, M.Z. and Wenzel, H.: Environmental assessment of products. Vol. 2 - Scientific background, 565 pp. Chapman & Hall, United Kingdom, ISBN 0412 80810 2, Kluwer Academic Publishers, Hingham, MA. USA., 1998f. Hauschild, M., Wenzel, H., Damborg, A. and Tørsløv, J.: Ecotoxicity as criterion in environmental assessment of products. Chapter 6 of Hauschild, Hauschild, M.Z. and Wenzel, H.: Environmental assessment of products. Vol. 2 - Scientific background, 565 pp. Chapman & Hall, United Kingdom, ISBN 0412 80810 2, Kluwer Academic Publishers, Hingham, MA. USA., 1998a. Heijungs, R., J. Guinée, g. Huppes, R.M. Lankreijer, H.A. Udo de Haes, A. Wegener Sleeswijk, A.M.M. Ansems, P.G. Eggels, R. Van Duin en H.P. de Goede. Environmental life cycle assessment of products. Guide and background (ISBN 90-5191-064-9). Centre of Environmental Science of Leiden University, Leiden, the Netherlands, 1992 ISO 14042: Environmental management – Life cycle assessment - Life cycle impact assessment. International Organisation for Standardisation, 1999. Krewitt, W., P. Mayerhofer, R. Friedrich, A. Trukenmüller, T. Heck, A. Greßmann, F. Raptis, F. Kaspar, J. Sachau, K. Rennings, J. Diekmann, B. Praetorius. ExternE – Externalities of energy. National implementation in Germany (EUR 18271). Directorate-General XII for Science, Research and Development of the European Commission, 1997. Kristensen, P. and H. O. Hansen: European rivers and lakes. Assessment of their environmental state. EEA environmental monographs 1, European Environmental Agency, Copenhagen, 1994. Larsen, J.: Nutrient enrichment. Chapter 8 in Stranddorf, H., Hoffmann, L. and Schmidt, A.: Update of selected impact categories, normalisation and weighting in LCA. Environmental project no. 995, the Danish Environmental Protection Agency, Copenhagen, 2005. Lindfors, L-G, K. Christiansen, L. Hoffman,Y. Virtanen, V. Juntilla, O-J. Hanssen, A. Rønning, T. Ekval and G. Finnveden.: Nordic Guidelines on life cycle assessment (Nord 1995; 20). Nordic Council of Ministers, Copenhagen, 1995. Montzka, S.A., Frazer, P.J. and coauthors: Controlled substances and other source gases. Chapter 1 in: Ajavon, A.N., Albritton, D.L., Mégie, G., and Watson, R.T. (eds.): Scientific assessment of ozone depletion : 2002. World Meteorological Organisation Global Ozone Research and Monitoring Project – report no. 47, WMO Geneva, 2002. Potting, J. and Hauschild, M. (eds.): Background for spatial differentiation in life-cycle impact assessment – the EDIP2003 methodology. Environmental project no. 996, Danish Environmental Protection Agency, Copenhagen, 2005. Potting, J., Beusen, A., Øllgaard, H., Hansen, O.C., de Haan, B. and Hauschild, M.: Aquatic eutrophication. Chapter 5 in Potting, J. and Hauschild, M. (eds.): Background for spatial differentiation in life cycle impact assessment – the EDIP2003 methodology. Environmental project no. 996, Danish Environmental Protection Agency, Copenhagen, 2005a. Potting, J., Trukenmüller, A., Christensen, F.M., van Jaarsveld, H., Olsen, S.I. and Hauschild, M.: Human toxicity. Chapter 7 in Potting, J. and Hauschild, Stranddorf, H., Hoffmann, L. and Schmidt, A.: Impact categories, normalisation and weighting in LCA. Environmental News no. 78 from the Danish Environmental Protection Agency, Copenhagen, 2005. Tobler, W., U. Deichmann, J. Gottsegen and K. Maloy. The Global Demography Project (Technical Report TR-95-6 [online]). Santa Barbara (United States of America), dept. of Geography, University of California of the National Centre for Geographic Information and Analysis, 1995 [cited 11 August 1999]. Available from Internet http://www.ciesin.org/datasets/gpw/globldem.doc.html. Tørsløv, J., Hauschild, M., Rasmussen, D. and Potting, J.: Ecotoxicity. Chapter 8 in Potting, J. and Hauschild, M. (eds.): Background for spatial differentiation in life-cycle impact assessment – the EDIP2003 methodology. Environmental project no. 996, Danish Environmental Protection Agency, Copenhagen, 2005. Udo de Haes, H.A., Jolliet, O., Finnveden, G., Hauschild, M., Krewitt, W. and Müller-Wenk, R.: Best available practice regarding impact categories and category indicators in life cycle impact assessment. International Journal of Life Cycle Assessment, 4(2), 1-15, 1999 Wenzel, H., Hauschild M.Z. and Alting, L.: Environmental assessment of products. Vol. 1 - Methodology, tools, techniques and case studies, 544 pp. Chapman & Hall, United Kingdom, ISBN 0 412 80800 5, Kluwer Academic Publishers, Hingham, MA. USA., 1997. Wenzel, H., Hauschild M.Z. and Alting, L.: Environmental assessment of products. Vol. 1 - Methodology, tools, techniques and case studies, 544 pp. Chapman & Hall, United Kingdom, ISBN 0 412 80800 5, Kluwer Academic Publishers, Hingham, MA. USA., 1997. Wenzel, H., Hauschild, M. and Rasmussen, E.: Environmental assessment of products (in Danish), 335 pp. ISBN 87-7810-542-0, Ministry of Environment and Energy and Confederation of Danish Industries, Copenhagen, 1996. Fodnoter [1] RAINS er en integreret vurderingsmodel, som kombinerer information om nationale emissionsniveauer med information om atmosfærisk transport over store afstande med henblik på at estimere mønstre for deposition og at estimere koncentrationer til sammenligning med kritiske belastninger og tærskelværdier for forsuring, terrestrisk eutrofiering via luft samt troposfærisk ozondannelse. [2] RAINS er en integreret vurderingsmodel, som kombinerer information om nationale emissionsniveauer med information om atmosfærisk transport over store afstande med henblik på at estimere mønstre for deposition og at estimere koncentrationer til sammenligning med kritiske belastninger og tærskelværdier for forsuring, terrestrisk eutrofiering via luft samt troposfærisk ozondannelse [3] CARMEN er et akronym for CAuse effect Relation Model to support Environmental Negotiations. Det er en integreret vurderingsmodel til at analysere og vurdere strategier for reduktion af næringssaltbelastning i ferskvandsområder og kystområder i Europa. Modellen omfatter ikke en vurdering af økologiske effekter, men beregner ændringerne i næringsstofbelastninger i grundvand, ferskvand (flodafvanding) og nære kystområder ud fra ændringerne i næringsstofemissioner og tilførslerne (dvs. årsagerne). [4] VOC betyder Volatile Organic Compound [5] NMVOC betyder Non Methane Volatile Organic Compounds [6] POCP betyder Photochemical Ozone Creation Potential [7] Ordet “eksponering” bruges i resten af kapitlet synonymt med “stigning i akkumuleret eksponering” fra Kapitel 6 i Potting and Hauschild (2004). [8] The EUTREND model follows a Gaussian plume approach to calculate concentration spatially resolved over the European grid. A specific strength of EUTREND is its capacity to accurately model the local dimension of emission dispersion by using 1990 meteorology (annual statistics mean). [9] The Wind rose Model Interpreter (WMI) is part of the integrated assessment model EcoSense. WMI follows trajectory modelling based on region dependent atmospheric conditions (1990 annual statistics mean).
|
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
