Miljøprofiler for aluminium i et livscyklusperspektiv
Indholdsfortegnelse2 Miljøbelastninger i aluminiums livscyklus 3. Miljøprofiler for udvalgte aluminiumprodukter Bilag 1: Normaliseringsreferencer og vægtningsfaktorer. Bilag 2: Aluminiums råvarefase. Ressourceforbrug og emissioner (excl. elforbrug). Bilag 3: Aluminiums råvarefase. Effektpotentialer og ressourceforbrug (incl. elforbrug). Bilag 4: Fem el-scenarier til aluminiums råvarefase Bilag 6: Valsning og ekstrudering. Bilag 7: Aluminiums bortskaffelsesfase. Bilag 8: Effekten af ændringer i antagelser vedrørende lødighedstab. Bilag 9: Aluminiumbakke og PET-bakke. Bilag 10: Aluminiummaster til pilehenvisningsskilt. Bilag 11: Stålbøjle til pilehenvisningsskilt. Bilag 13: Sundhedsmæssige effekter af aluminium. Bilag 14: Økologisk råderum for brug af aluminium Miljøprofiler for aluminium i et livscyklusperspektiv
1. IndledningFormål Formålet med denne rapport er udfra den eksisterende viden om aluminium, at beskrive de mest betydende miljøpåvirkninger i råvare-, produktions-, brugs- og bortskaffelsesfaserne eksemplificeret ved 3 anvendelser af aluminium. Opgørelsen af aluminiums miljømæssige udvekslinger i råvare-, produktions-, brugs- og bortskaffelsesfaser vil kunne benyttes i forbindelse med andre LCA-studier af aluminiumholdige produkter. Opgørelsen og vurderingen kan understøtte de valg og krav, som brugere af aluminium måtte gøre gældende overfor andre led i kæden fra udvinding af aluminium til bortskaffelsen af aluminiumholdige produkter. Målgruppe Målgruppen for dette arbejde er primært Miljøstyrelsen samt brugere og producenter af aluminium, som ønsker at inddrage livscyklusbetragtninger i deres produktudvikling. Baggrund Dette arbejde er en del af et større projekt, hvor der for aluminium er udført et forprojekt og et hovedprojekt. Forprojektet "Materialestrømsanalyse for aluminium - et forprojekt " blev afrapporteret i september 1995 og er ikke publiceret. Nærværende hovedprojekt , der er udarbejdet af COWI og DTI Miljø omfatter følgende områder:
Forprojektet blev afrapporteret i september 1995 og er ikke publiceret. UMIP-metoden Opstilling af miljøprofiler er gennemført efter principperne i UMIP-metoden /1,2/. Normalisering og vægtning Ved vurdering af resultaterne anvendes der normaliseringsreferencer og vægtningsfaktorer fra "Miljøvurdering af produkter" /1/. I enkelte tilfælde, hvor der er sket væsentlige ændringer fra den danske udgave af "Miljøvurdering af produkter" til Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj , vil der blive henvist til værktøjet i fald dette benyttes. I gennemgangen forudsættes det, at læseren er bekendt med de grundlæggende principper i metoden. Normaliserede og vægtede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer fremgår for alle beregningerne af bilagene, men i rapporten vil der ofte kun blive vist vægtede potentialer, idet konklusionerne, der kan drages ud fra henholdsvis normaliserede og vægtede miljøprofiler, ofte vil være næsten ens. Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj Data for de undersøgte processer er i høj grad hentet fra enhedsprocesdatabasen, som er udviklet i tilknytning til Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj fra juni 1998 /3/. Værktøjet er også benyttet til terminering af udvekslinger og beregning af miljøeffektpotentialer. Værktøjet er anvendt kombineret med EXCEL regneark, hvor normaliseringer og vægtninger er foretaget i regneark. Vurderingsparametre Det er valgt at vurdere aluminium på følgende vurderingsparametre:
Arbejdsmiljø er ikke anvendt som vurderingsparameter; dels fordi det er vanskeligt at lave generelle opgørelser vedrørende arbejdsmiljøforhold, der varierer meget fra land til land, dels fordi det inden for rammerne af projektet ikke har været muligt at få tilstrækkeligt præcise data. Det skal understreges, at denne frasortering af påvirkningerne af arbejdsmiljøet ikke betyder, at disse påvirkninger vurderes som uvæsentlige. Eksempler Med baggrund i miljøprofilerne af aluminium i råvare-, brugs- og bortskaffelsesfaserne er der opstillet miljøprofiler for aluminium til følgende anvendelser, som kan opfattes som eksempler på vigtige nuværende eller potentielle anvendelser for aluminium:
Til de tre anvendelser er der ligeledes foretaget en sammenligning med mulige alternativer. Sammenligningerne har karakter af overordnede screeninger baseret på delvist kvantitative og kvalitative overvejelser på udvalgte parametre. Styregruppe Til projektet har der været tilknyttet en styregruppe bestående af følgende personer:
Denne gruppe har undervejs i det samlede projekt kommenteret den overordnede fremdrift af alle delprojekterne, hvoraf nærværende LCA-arbejde som nævnt er et blandt flere. Arbejdsgruppe Projektet er gennemført af en arbejdsgruppe bestående af Sven Havelund, Carsten Lassen og Erik Hansen, COWI, samt Christian Kofod og Jørgen Larsen, DTI Miljø.
2. Miljøbelastninger i aluminiums livscyklus2.1 Vurderingsmetoden Aluminiums livscyklus Aluminiums livscyklus, med den faseopdeling som anvendes i den følgende gennemgang, er illustreret i nedenstående figur: Se her Mellem alle kasserne, som repræsenterer processer, vil materialerne typisk blive transporteret, således at pilene i praksis vil repræsentere transportprocesser. Der vil også kunne være transportprocesser inden for enkelte af kasserne, idet eksempelvis "produktion af halvfabrikata" kan indeholde en række forarbejdningsprocesser, som udføres ved forskellige virksomheder. Princippet i opgørelserne af udvekslinger i et materiales livscyklus er at alle materialestrømme "føres til jord", dvs. man følger alle strømme fra de udvindes til de deponeres som affald. De terminale processer, dvs. processer på grænsefladen mellem den betragtede livscyklus og jord er på figuren og på de øvrige figurer i rapporten markeret med . I dette kapitel vil der blive fokuseret på generelle miljøbelastninger i følgende faser af aluminiums livscyklus:
Produktion af færdigvarer er ikke omfattet af den følgende generelle gennemgang, da udvekslinger i denne fase oftest vil være helt produktspecifikke. Udvekslingerne knyttet til de enkelte processer bliver senere i rapporten anvendt i en række eksempler på anvendelser af aluminium. 2.1 Vurderingsmetoden Ved en livscyklusvurdering efter UMIP-metoden er det en ydelse (funktionel enhed), som har en vis varighed, der er i centrum. Det vil sige vurderingen har som sit objekt ikke en aluminiumprofil, men fx. ydelsen "at holde 1 m2 glas i et drivhus på plads i et år". Denne ydelse kan som én mulighed kan blandt flere leveres med brug af aluminiumprofiler. Udvekslingerne knyttet til de enkelte processer og senere i rapporten udvekslingerne knyttet til "en funktionel enhed" vil blive vurderet med udgangspunktet i UMIP-metoden, som er beskrevet i "Miljøvurdering af produkter". Det vil i gennemgangen blive forudsat, at læseren er bekendt med de grundlæggende principper i metoden. På grundlag af opgørelsen af de samlede udvekslinger knyttet til en funktionel enhed beregnes miljøeffektpotentialer for en række miljøeffekter. Miljøeffekter Vurderingen af miljøeffekter vil omfatte følgende effektkategorier:
Som det fremgår, anvendes der i UMIP-metoden aggregerede effektkategorier for toksicitet, som kan være lidt forvirrende; eksempelvis regnes humantoksicitet via vand ikke med i den aggregerede effektkategori "humantoksicitet", men i stedet under kategorien "persistent toksicitet". Opgørelserne omfatter, på grund af manglende data, ikke akut økotoksicitet i renseanlæg. Effektkategorien "økotoksicitet" er således beregnet alene på grundlag af data for akut økotoksicitet i vand. Normalisering Ud fra en simpel oplistning af de beregnede effektpotentialer er det vanskeligt at vurdere alvorligheden af det enkelte produkts forskellige effekter i forhold til hinanden. Hvad er mest alvorlig, at produktet giver meget drivhuseffekt, eller at det giver megen næringssaltbelastning? Der er i UMIP-metoden to teknikker til at lave denne indbyrdes sammenligning af effekter, nemlig "normalisering" og "vægtning". UMIP-metodens vurderingsværktøjer er baseret på begrebet "personekvivalent" (PE), altså forbrug og miljøbelastning pr. gennemsnitsperson pr. år i samfundet eller verden. Ved beregningen af de normaliserede effektpotentialer sammenlignes produktets effektpotentiale pr år. for en given miljøeffekt med samfundets årlige totale effektpotentiale for samme effekttype ("normaliseringsreferen-cen"). Dette gøres for hver af de vurderede effekttyper, hvorefter de forskellige normaliserede effektpotentialer fra det vurderede produkts livscyklus kan sammenlignes direkte, fordi de hver især repræsenterer produktets andel af samfundets totale "belastning" med de givne effekter. Normaliseringsreferencen er i UMIP-metoden (som anvendes her) beregnet ved, at man har beregnet samfundets totale belastning pr. år med effekttypen og divideret denne med antal borgere i samfundet. Herved får man et tal for den gennemsnitlige borgers aktuelle belastning med den givne effekttype, angivet som "belastning"/person/år. Når den betragtede ydelses belastning pr. år divideres med normaliseringsreferencen fås et udtryk for belastningen i "personækvivalenter", betegnet PE. Ressourceforbruget normaliseres på lignende måde ved at relatere forbruget til det gennemsnitlige forbrug i verden. I dette arbejde er der for ressourcer benyttet normaliseringsreferencer for 1990 baseret på et gennemsnitsforbrug i verden, hvilket på figurer og i tabeller indikeres ved at angive enheden som PEW90. Ved normalisering af miljøeffektpotentialer er der taget udgangspunkt i globale (for globale effekter) og danske (øvrige effekter) normaliseringsreferencer fra 1990 indikeret med enheden PEWDK90. Vægtning Ved vægtningen ganges hver enkelt af de normaliserede effektpotentialer med en politisk baseret vægtningsfaktor, der indenfor hver af kategorierne miljø og ressourceforbrug udtrykker vigtigheden i forhold til de andre effekttyper. Vægtningen af de beregnede effekter udføres forskelligt for miljøeffekter (incl. deponering af affald) og for ressourceforbrug. Derfor kan alvorligheden af drivhuseffekten forårsaget af et produkt ikke direkte sammenlignes med alvorligheden af forbruget af olie i samme produkts livscyklus, når der regnes med vægtede effektpotentialer. Dette synes også rimeligt, idet der er tale om to fundamentalt forskellige effekttyper. Miljøeffekter vægtes i forhold til en målsætning for år 2000 og angives derfor PEMWDK2000 (M for målsat), mens ressourceforbruget vægtes i forhold til de globale reservernes størrelse i 1990 og angives PRW90 (PR for personreserver). De anvendte vægtningsfaktorer og normaliseringsreferencer fremgår af bilag 1. Miljøprofiler af enkelte processer I første del af rapporten vil udvekslingerne knyttet til enkelte dele af aluminiums livscyklus blive gennemgået. For at kunne tegne miljøprofiler af enkelte processer, er det her valgt at foretage en normalisering og vægtning af miljøeffekter og ressourceforbrug knyttet til enkelte processer. Da vurderingen ikke foretages på et produkts ydelse af en vis varighed, men på en proces, vil de normaliserede effektpotentialer have enheden PE*år. Begrænsninger Ved etablering af effektkategorierne i UMIP-metoden er der foretaget en række valg. Arealfaktoren eller beslaglagt areal, der fx knytter sig til vandkraft (oversvømmet areal), minedrift samt lossepladser og specialdepoter, er således ikke medtaget. Strålingsrisikoen, der er forbundet med atomkraft, er heller ikke medtaget. UMIP's effektkategorier siger heller ikke noget om, hvordan udvindingen af brændsler, metaller og mineraler samt skovdriften foregår. Det ville være hensigtsmæssigt at kunne sige noget om, hvordan planter og dyr bliver påvirket. Opstår der uoprettelige skader, eller vender tingene tilbage til tilstanden, før udvindingen startede? Effektkategorierne omfattende affald er ikke egentlige miljøeffekter. Når de er medtaget som sådan, skyldes det, at man for tiden ikke er i stand til at relatere udledningerne fra forskellige typer af deponier til de produkter, der er placeret i deponierne. Derfor kan man endnu ikke tage disse udledninger med i en miljøvurdering af produkter. Arbejdsmiljø Arbejdsmiljø er ikke omfattet af vurderingerne, idet de relevante processer foregår spredt over ca. 40 lande /4/ på hele kloden med meget forskellige arbejdsmiljøkulturer. Der kan derfor være betydelige lokale arbejdsmiljøeffekter, som ikke slår ud i dette projekts beregninger. Eksempler på dette kunne være tilstedeværelsen af PAH (især benzo(a)pyren), carbonylsulfid (COS) og fluorider i arbejdsmiljøet. Dette projekts kvalitative og kvantitative vurdering af emissionerne af PAH og fluorider (kommer i de følgende) peger i retning af, at disse emissioner repræsenterer en betydelig potentiel belastning af det omgivende miljø. 2.2 Råvarefasen 2.2.1 Målsætning I dette kapitel skal aluminiums relevante udvekslinger med omgivelserne i råvarefasen opgøres, således at der skabes et fundament for de senere eksempler og andre LCA-studier af produkter, der indeholder aluminium. Inden den egentlige opgørelse af miljøeffekter og ressourceforbrug vil vi kort gennemgå ressourcemæssige aspekter af aluminiumforbruget, og diskutere i hvilken grad aluminium må betragtes som en begrænset ressource. 2.2.2 Aluminium som begrænset ressource Aluminium er efter silicium det hyppigst forekommende metal på Jorden, idet 8-9% af jordskorpen består af aluminium. Den naturlige forekomst vil oftest være som aluminiumsoxid Al2O3, som sammen med siliciumoxider udgør hovedbestanddelene af en række mineraler; herunder lermineraler. Brydning af bauxit Aluminium fremstilles næsten udelukkende ud fra bauxit, som indeholder 40 til 60% Al2O3 /5/. Dog anvendes i det tidligere Sovjetunionen råstoffet nefelin (Na, K, AlSiO2), men det aluminium, som importeres til Danmark, er alene produceret på basis af bauxit. Det svenske mineral andalusit har med sit aluminiumindhold på 25-30% aluminium ind til midten af dette århundrede været en betydende kilde til aluminium. Udvindingen af aluminium fra dette mineral er dog p.t. teknisk set mere vanskelig end udvindingen fra bauxit /6/. Bauxit er et forvitringsprodukt, der blandt andet indeholder aluminiumoxid, aluminiumhydroxid, jernoxider, andre oxider og silikater. De største bauxitforekomster findes i tropiske og subtropiske egne af Australien, Sydamerika og Afrika. Disse udnyttes næsten udelukkende som åbne miner. De største producentlande er Australien, Guinea, Jamaica og Brasilien. Reserver og ressourcer af bauxit Verdens bauxitreserver er aktuelt opgjort til 23 mia. tons, mens de potentielle ressourcer af USA's Geologiske Undersøgelser anslås til mellem 55 og 75 milliarder tons /7/. Verdensproduktionen af bauxit androg i 1996 111 mio. tons. Reserverne har, som det fremgår af figur 3.1, været stigende siden 1945 på trods af udvinding. Regnes med uændret forbrug pr. år svarer de potentielle ressourcer til mellem 500 og 700 års forbrug. Hvis der i stedet regnes med en årlig stigning i forbruget på 1% rækker ressourcerne til 170-200 år og regnes med en årlig stigning på 2% rækker ressourcerne 125-140 år. Ved en vurdering af ressourcerne er det således af stor betydning, hvilke stigningstakter der regnes med. I perioden 1977 til 1992 steg verdensproduktionen af bauxit fra 73 mio. tons til 103 mio. tons, svarende til en årlig stigningsrate på 2,3% /8/.
Figur .1 Udviklingen i bauxitreserver 1945-1995 (efter /9/) Andre ressourcer Det er imidlertid muligt at udvinde aluminium af andre mineraler end bauxit. I opgørelserne fra USA's Geologiske Undersøgelser betegnes de subøkonomiske aluminiumsressourcer som praktisk taget uudtømmelige /7/. Subøkonomiske aluminiumsressourcer omfatter bl.a. mineralerne anorthisit, alunit, olieskifer og affald fra kulfremstilling. Da alternativerne har et lavere indhold af Al2O3 end bauxit, må det forventes at en udtømning af bauxitressourcerne vil betyde, at der i forbindelse med fremstilling af Al2O3 vil produceres større mængde affald og forbruges mere energi. Vægtningsfaktorer for ressourceforbrug Ved beregning af vægtningsfaktorer for ressourceforbrug tages der efter UMIP-metoden udgangspunkt i forsyningshorisonten for bauxit beregnet som reserverne divideret med det årlige forbrug. Aktuelt er forsyningshorisonten beregnet på denne måde ca. 210 år. Det skal bemærkes, at der ved normalisering og vægtning af ressourceforbruget således kun tages udgangspunkt i én af flere potentielle ressourcer. Forsyningshorisonten for bauxit er altså ikke identisk med forsyningshorisonten for aluminium, men da der ikke findes globale opgørelser af andre aluminiumressourcer, vil forsyningshorisonten for bauxit blive anvendt. Økologisk råderum En anden tilgang til ressourceproblematikken er at prøve at beregne et "økologisk råderum" for aluminium. Det økologiske råderum defineres som den mængde vi aktuelt kan bruge, uden at vi forhindrer andre mennesker på jorden og kommende generationer i at have et lignende forbrug. Overvejelser vedrørende det økologiske råderum for aluminium er gennemført i en anden del af dette projekt. Miljømæssige effekter af bauxitudvinding 20% af bauxitbrydningen foregår i regnskovsområder /10/. De åbne brud førte tidligere til, at store landområder - tildels omfattende regnskov - blev lagt øde for vegetation. Årligt ryddes cirka 25 km2 jordoverflade til bauxitminedrift. Af disse ligger mellem 5 og 8 km2 i regnskovsområder. I dag søger man ved minernes nedlæggelse for at genskabe det oprindelige landskab. Det vil sige, at minerne fyldes op med restprodukter fra aluminiumoxidfremstillingen, bl.a. en slags slam - kaldet "red mud", der pga. dets høje indhold af jernoxid er rødligt. Sluttelig tilplantes mineområdet derefter enten med den oprindelige vegetation eller med nyttevækster. I tropiske regnskovsområder er det vanskeligt at genskabe artsrigdommen i de genplantede områder fuldt ud /11/. I følge /10/ vil der gå mange år før den oprindelige biodiversitet/artsrigdom kan genetableres. Er vandmiljøet i mineområderne syrebelastet, kan der være risiko for mobilisering af aluminiumforbindelser, der i alle tropiske områder kan sænke biodiversiteten /33/. I de fleste lande påbyder lovgivningen producenterne at rekonstruere landskabet og sikre, at det igen kan anvendes til det oprindelige formål. I følge /10/ bliver der nogle steder genplantet nytteplanter i udvindingsområderne, hvorved området ændres til landbrugsområde. Biodiversiteten/artsrigdom-men begrænses herved. Det er dog spørgsmålet om en sådan ændring af arealanvendelsen kan tilskrives bruges af aluminium. Med den systematik, der aktuelt anvendes til livscyklusvurderinger i Danmark, er det ikke muligt at tage højde for arealbeslaglæggelsen og påvirkningen af biodiversiteten. Disse begrænsninger skal man have for øje ved vurdering af resultaterne. Når disse faktorer ikke indgår i vurderingen er det ikke udtryk for at de tillægges mindre værdi. 2.2.3 Fremstilling af aluminium fra bauxit Den følgende gennemgang af processerne fra bauxit til primær-aluminium er, hvis andet ikke er nævnt, baseret på INFALUM Aluminium Lexikon /12/. Bayer-processen Før man kan fremstille metallisk aluminium af bauxitten, må aluminium-oxiden i materialet skilles fra, da bauxittens indhold af oxider af andre metaller kan forurene aluminiummet. Oprindeligt anvendte man hertil kalk og soda, men siden århundredskiftet har man udelukkende anvendt Bayer-processen, som er opkaldt efter sin østrigske opfinder, der i slutningen af forrige århundrede patenterede metoden. Ved Bayer-processen bliver bauxitten finmalet og blandet med natriumhydroxid. Denne blanding bliver behandlet i autoklave i indtil et par timer. Alt afhængigt af bauxittens kvalitet og sammensætning er trykket her indtil 40 bar og temperaturen mellem 100 og 320 °C. Herved dannes natriumaluminat af de opløselige bauxitbestanddele, mens de ikke opløselige dele danner det såkaldte rødslam eller "red mud". Rødslammet bundfældes i store beholdere. Væskefasen filtreres for at fjerne de sidste rester af rødslam, hvorefter den klare te-farvede væske pumpes over i op til 4.500 m3 store opløsningstanke. Rensning af rødslam Rødslam består i al væsentlighed af de oxider, der oprindeligt forekom i bauxitten. Det vil sige jernoxid, som giver den røde farve, natriumoxid, calciumoxid, titanoxid og siliciumoxid. Disse oxider er hver for sig ufarlige set ud fra et økotoksikologisk synspunkt. Desuden indeholder rødslammet også små mængder natriumhydroxid, som ved deponering kan påvirke planteliv og grundvand negativt på grund af for høje pH-værdier. For at kunne anvende rødslammet til at fylde de udtømte miner, vasker man derfor i dag kemikalierne (især natriumhydroxid) ud af slammet med vand. Kemikalierne kan derefter genbruges i Bayer-processen. De tilbageblevne oxider får derefter lov til at tørre i solen, hvorefter de dækkes med jord og tilplantes med alkali- og saltresistente planter. En mindre del af oxiderne anvendes som fyldstof og ved vejbygning. Umiddelbart er der ikke den store miljømæssige forskel på oxiderne før og efter ekstraktion af Al2O3, idet ingen af oxiderne er blevet omdannet ved processen, men tilgængeligheden af oxiderne og dermed toksiciteten kan være påvirket, lige så vel som restkoncentrationer af natriumhydroxid i "red mud" ikke kan udelukkes. Restkoncentrationerne af natriumhydroxid er et potentielt miljømæssigt problem. Produktion af aluminiumoxid Den filtrerede væskefase køles ned til 60-70 °C, hvorved den bliver overmættet med aluminiumoxid. Under stadig omrøring og ved tilsætning af podningskrystaller udkrystalliseres aluminiumoxiden. Dette procestrin varer normalt fra 20 til mere end 60 timer. Aluminiumoxiden forekommer nu på hydratform. Ved behandling i ovn ved cirka 1.100 °C spaltes vandmolekylerne fra oxidhydratet, hvorefter man har aluminiumoxid som et hvidt pulver med en renhed på over 99,9% /13,12/. Fremstilling af metallisk aluminium Gennem tiderne er en række metoder til fremstilling af primær-aluminium blevet afprøvet. Af disse er tre interessante. Allerede i 1867 fik englænderen Monckton patent på aluminiumfremstilling ved karbotermisk reduktion af bauxit eller anden aluminiummalm. Metoden er aldrig blevet konkurrencedygtig, og i 1967 lukkede det franske firma Pechiney sin produktion efter denne metode efter i en 7-årig periode at have fremstillet 1.000 tons aluminium. Det er siden hen uden afgørende held forsøgt at gøre metoden konkurrencedygtig. I ASP-processen (Alcoa Smelting Process) bliver aluminium fremstillet ved elektrolyse af aluminiumchlorid. Chloridet dannes enten ud fra aluminiumoxid eller direkte ud fra bauxit. Energiforbruget er her lavere end ved blandt andre Hall-Héroult-processen, men tekniske problemer gør metoden vanskeligt anvendelig. Hall-Héroult-processen Fremstillingen af metallisk aluminium fra aluminiumoxid foregår derfor ved den tredje metode, Hall-Héroult-processen, som er en elektrolyse opkaldt efter sine to samtidige opfindere, der begge i 1886 patenterede metoden. Elektrolysecellerne består i dag af indtil 20 meter lange, 4 meter brede og 1,5 meter dybe stålkar, som er beklædt med kulstof. Kulstoffet virker som katode. I karret er desuden placeret 20 til 40 vertikalt bevægelige kulstofanoder. Den industrielle anvendelse af denne proces har således fundet sted i mere end 100 år /14/ Karret er fyldt med indtil 20 tons cirka 950 °C varm smeltet kryolit (Na3AlF6), tilsætningsstoffer og flydende aluminium. Kryolit bruges kommercielt ikke længere udbredt i den form, som tidligere blev brudt i Grønland. I stedet bruges en kunstig blanding af natrium, aluminium og calciumfluorider. De steder, hvor kryolitten stadig anvendes, har man etableret genindvindingsprocesser, der gør, at processen ikke længere forbruger kryolit /15/. I karret er desuden opløst mellem 2 og 4% aluminiumoxid, som spaltes i aluminium og ilt. For at holde koncentrationen af aluminiumoxid på sit optimale niveau, tilsættes løbende med få minutters mellemrum et par kg aluminiumoxid. Afhængigt af elektrolysecellens størrelse, tilsættes op til 4,4 tons aluminiumoxid i døgnet. Er aluminiumoxidkoncentrationen ikke optimal, er der risiko for, at den såkaldte anodeeffekt kan opstå. Ved denne effekt opstår de såkaldte CF-gasser primært CF4 og C2F6 i stedet for CO2 /15/. CF-gasserne anses at have en meget større effekt i forhold til drivhuseffekten end CO2. Det smeltede aluminium lægger sig i et lag under kryolitten, da aluminiums vægtfylde er omkring 10% større end kryolittens. I flydende form tappes aluminiummet fra elektrolysekarret og støbes til bl.a. "pressbolt" (udgangspunktet for presning af profiler), valseblokke eller barrer afhængig af, om metallet skal ekstruderes (presses), valses eller støbes om. Mellem anode og katode i elektrolysekarret er påtrykt en spænding på 4-5 Volt jævnstrøm med en strømstyrke på mellem 0,6 og 1,0 Ampere pr. cm2. Det giver en samlet strømstyrke gennem badet på indtil 300.000 Ampere. Omkring 40% af den elektriske energi tabes i badet på grund af modstand. Derved holdes temperaturen oppe på 950 °C. For at opretholde en optimal pH i badet tilsættes AlF3 /15/. Den frigivne ilt reagerer med anodens kulstof, hvorved der pr. kilogram dannet aluminium forbruges 0,42 til 0,45 kilogram anodekulstof. Selve elektrolysecellen er overdækket for på den måde at begrænse de gasformige emissioner til arbejdsmiljøet. Elektrolysen er meget energikrævende, hvorfor dette procestrin ofte er henlagt til steder, hvor store mængder billig vandkraft kan udnyttes i fx Schweiz og Norge. Omkring 60% af verdens aluminium fremstilles ved brug af vandkraft, hvilket betyder, at fremstillingen af metallisk aluminium ofte foregår meget langt fra de steder, hvor bauxittens brydes og raffineres til aluminiumoxid. Fremstilling af metallisk aluminium kan beskrives ved én overordnet reaktionsligning /16/: Ligning 1: 2Al2O3 + 3C ® 4Al + 3CO2 I praksis forbruges der således ca. 0,5 kg anodestof og 2 kg Al2O3 til produktion af 1 kg aluminium /16/. Herudover forbruges der som nævn AlF3 og elektricitet; ved produktion i Norge forbruges eksempelvis nogle gram AlF3 og 17 kWh el til produktion af 1 kg Al /17/. Aluminiums elektrokemi Aluminium er et element i gruppe III i det periodiske system og betegnes derfor som et relativt reaktivt metal. Det er meget elektropositivt og har en termodynamisk tendens til oxidation dvs. dannelse af Al2O3,, der er meget stabilt, hvilket ses af, at dannelsesenergien for Al2O3 ved 298 K er -1582 kJ/mol. Denne dannelsesenergi betyder, at der til dannelsen af metallisk aluminium via ligning 1 teoretisk skal bruges minimum 4,6 kWh/kg. Det reelle energiforbrug ligger dog på grund af bl.a. varmetab og overspænding på 12 - 17 kWh/kg. En del af energiforbruget dækkes af oxidationen og forbruget af anoden, men ca. 60% skal tilføres som elektrisk energi /5/. Emissioner Hvis Al2O3 er til stede i en for lille mængde, eller hvis temperaturen i elektrolysebadet bliver for lav, dannes carbonflourider (I følge EAA /18/ vil fordelingen typisk være 90% CF4 og 10% C2F6) i stedet for CO2. Fluoratomerne stammer fra tilsætningen af AlF3, der tilsættes elektrolysebadet for at stabilisere badets pH. De øvrige emissioner ved processen diskuteres i kapitel 2.2.5. Geografisk fordeling af produktionen Den geografiske fordeling af produktion af bauxit, Al2O3 og metallisk aluminium fremgår af tabel 2.1. Tabel 2.1 Verdens produktion af bauxit, Al2O3 og primær-aluminium i 1991 fordelt på verdensdele / 10/. Se her Noter: 1) Omfatter Polen, det tidligere Tjekkoslovakiet, Ungarn, Sammenslutningen af Uafhængige Stater og Kina. Tallet er usikkert.Man ser af tabel 2.1 det klassiske billede, hvor den primære produktion finder sted i de U-landene, og den mere teknologi-krævende bearbejdning af råvaren finder sted i de klassiske I-lande. Europa og Nordamerika tegner sig for kun 4% af bauxitudvindingen, men for henholdsvis 27% og 51% af produktionen af Al2O3 og metallisk aluminium. Modsat tegner Australien, Afrika, Syd- og Mellemamerika sig for 79% af bauxitudvindingen, men kun for henholdsvis 48% og 21% fremstillingen af Al2O3 og aluminium. Der sker altså en betydelig transport af bauxit. Denne ekstra transport af bauxit i stedet for Al2O3 repræsenterer et merforbrug af energiressourcer og der til hørende udvekslinger til jord, vand og luft. I de følgende beregninger vil transportens bidrag til de samlede miljøbelastninger ved fremstilling af primær aluminium blive illustreret. Tranport af bauxit vil formentlig også betyde, at restproduktet fra fremstilling af Al2O3, rødslam, ikke kan deponeres på samme sted, som der er blevet udvundet. Transporten af Al2O3 skyldes især, at det metalliske aluminium produceres i lande, hvor der er billig elektricitet til rådighed. 2.2.4 Afgrænsning Råvarefasen Råvarefasen i aluminiums livscyklus dækker i denne rapport udvindingen af bauxit, produktionen af aluminiumoxid, og produktionen af primær-aluminium (elektrolysen). Disse trin er uløseligt forbundet med produktion af natriumhydroxidopslemninger, anoder og katoder. Råvarefasens enkelte trin er illustreret i følgende figur:
Vurderingens objekt Objektet for vurderingen er "produktion af 1 kg primær-aluminium". Alle miljøeffekter er derfor udregnet for 1 kg primær-aluminium. Anlægsspecifikke data I dette projekt var det oprindelig planen, at indsamle anlægsspecifikke data fra aluminiumsværker, der leverer væsentlige mængder aluminium til brug eller bearbejdning i Danmark. Dette har imidlertid ikke været muligt, idet de europæiske aluminiumsproducenter i deres brancheorganisation "European Aluminium Association" (EAA) har udarbejdet en opgørelse baseret på gennemsnitlige data fra medlemsvirksomheder og disses ikke-europæiske underleverandører. Al miljøinformation fra EAA og deres medlemmer refererer til denne opgørelse, der ikke medregner emissioner fra produktionen af den anvendte elektricitet. Det er således ikke muligt at vurdere, hvilken variation der vil være mellem de enkelte anlæg med hensyn til udvekslinger med omgivelserne. En sådan vurdering kunne have bidraget til at fremme miljøarbejdet på især de mest miljøbelastende anlæg. Dette projekts opgørelse af råvarefasen er derfor en kombination af EAA's data og 6 energiscenarier, der er udvalgt efter sammensætningen af den danske import af metallisk aluminium. 2.2.5 Opgørelse og vurdering Materiale- og elektricitetsforbrug til fremstilling af 1 kg aluminiumbarrer fremgår af tabel 2.2, mens emissioner ved fremstilling af 1 kg aluminiumsbarrer excl. emissioner fra elfremstilling fremgår af tabel 2.3. Dataene bygger som nævnt på en opgørelse fra European Aluminium Association (EAA) /18/. EAA har valgt at opgøre råvarefasen via gennemsnitsværdier for de anlæg, der har bidraget til dataindsamlingen. Tabel 2.2 Materiale- og elektricitetsforbrug til produktion af 1 kg aluminiumbarrer Se her Tabel 2.3 Emissioner ved fremstilling af 1 kg aluminiumsbarrer excl. emissioner fra elfremstilling /18/. Se her Ressourceforbrug og emissioner i tilknytning til elfremstilling Som det fremgår af tabel 2.2 bruges der pr. kg aluminium i gennemsnit 0,588 kWh elektricitet til udvinding af bauxit og produktion af aluminiumoxid og 15,1 kWh til elektrolyse og støbning. For at få et samlet billede af ressourceforbrug og miljøbelastning er det nødvendigt at se på, de udvekslinger med miljøet som er knyttet til fremstillingen af elektricitet. Den danske import af råaluminium er sammensat af aluminium, som kommer fra flere forskellige lande med forskellige energiforsyninger. Det er således ikke muligt at lave en generel opgørelse af de energirelaterede ressourceforbrug og miljømæssige effekter, som produktionen af 1 kg aluminium anvendt i Danmark giver anledning til. Men det er muligt at lave en opgørelse, som vil illustrere en gennemsnitssituation. I UMIP-enhedsprocesdatabasen er et sådant gennemsnitsscenarie betegnet "aluminium-el" scenarie. I eksemplerne senere i denne rapport vil dette scenarie blive anvendt for opgørelser i råvarefasen. Sammensætningen af energikilderne til elproduktion i "aluminium-el" scenariet fremgår af tabel 2.4. I tabellen er der til sammenligning vist et gennemsnitligt EF-el scenarie (EF, 1990). EF-el scenariet anvendes senere i rapporten ved opgørelser af udvekslingerne i forbindelse med produktionsprocesser. Aluminium-el scenariet adskiller sig markant fra det gennemsnitlige EF-el scenarie ved at vandkraft udgør en meget stor andel på bekostning af atomkraft. Det bemærkes, at det for tiden diskuteres i danske og internationale LCA-kredse, om det er mere rigtigt at basere beregningerne på et rent kul-el (elektricitet produceret ud fra kul) scenarie ud fra den betragtning, at kul-el i det mindste på europæisk plan er den marginale energikilde, der vil blive anvendt til at dække stigende efterspørgsel efter el, mens fx. vandkraft er en begrænset ressource, der ikke kan øges i væsentligt omfang. I betragtning af, at kul-el ikke er et entydigt begreb (der er fx. væsentlig forskel på ren kul-el og kulbaseret kraftvarme-el) er det her valgt at fastholde de gennemsnitsscenarier, der er præsenteret i tabel 2.4. Tabel 2.4 Sammensætning af energikilder til el-produktion i "aluminium-el" og "EF-el" energiscenarier.
Drivhuseffekt Blandt stofferne, der emitteres fra produktionen af primær-aluminium, er der en række, der bidrager til drivhuseffekten. Af disse er det især CO2, som frigives fra anoderne og fra brændsler, samt CF4 + C2F6 der spiller en rolle. Selvom der kun emitteres små mængder CF4 + C2F6 får denne emission betydning, fordi drivhuseffektpotentialet over 100 år af et gram af disse forbindelser er henholdsvis 6.300 og 12.500 gange større end effekten af et gram CO2. Fordelingen mellem de to forbindelser vil i følge EAA være 90% CF4 og 10% C2F6. Der vil derfor ved beregning af effektpotentialer regnes med denne fordeling. Ozonlagsnedbrydning Ingen af de emitterede stoffer, som er angivet i tabel 2.3, regnes at bidrage til ozonlagsnedbrydning. Der foreligger ingen oplysninger om, at der skulle dannes ozonlagsnedbrydende stoffer ved aluminiumfremstilling, hvorfor effektpotentialet vurderes at være 0. Lidt senere i dette afsnit vil en eventuel emission af carbonylsulfid (COS) og dennes mulige effekt i forhold til ozonlaget blive diskuteret. Denne diskussion ændrer dog ikke ved vurderingen af, at der på nuværende tidspunkt ikke er grundlag for at tillægge aluminiumproduktionen betydning i forhold til nedbrydning af ozonlaget. Økotoksicitet og human toksicitet via miljøet Det har inden for rammerne af projektet ikke været muligt at gennemføre en samlet opgørelse og vurdering for økotoksicitet og human toksicitet via miljøet. Da det imidlertid vurderes, at emissionerne af PAH, fluorider og NOX kan bidrage til væsentlige effekter, vil der i det følgende gives en vurdering af emissionerne af disse stoffer. Emissionen af VOC vil formentlig også kunne bidrage, men det har været inden for rammerne af projektet ikke været muligt at lave en effektvurdering af VOC emissionen. VOC dækker en lang række forbindelser med forskellig toxicitet og skæbne i miljøet. VOC emissioner i forbindelse med elproduktion og andre processer af aluminiums livscyklus er ligeledes ikke vurderet. Humantoksicitet via miljøet En beregning af de normaliserede effektpotentialer for humantoksicitet af PAH-forbindelser (regnet som benzo(a)pyren) og fluorider (regnet som AlF3) er gennemført i bilag 5. På grundlag af denne beregning fås følgende toksicitetspotentialer baseret på listen i den engelske udgave af UMIP /48/ over effektfaktorer for humantoksicitet fra luft, overflade vand og jord for stoffer, der emitteres til luft, vand og jord: Tabel 2.5 Toksicitetspotentialer af emissionerne af PAH og fluorider ved produktion af 1 kg primær-aluminium.
Da UMIP's liste endnu har et begrænset omfang er beregningen gennemført ved at antage, at emissionen af PAH til luft og vand udelukkende består af benzo(a)pyren (CAS nr. 50-32-8), og at emissionen af fluorider til luft og vand kan beskrives ved CAS nr. 16984-48-8. Herved fås effektfaktorerne for humantoksicitet fra de tre delmiljøer luft, vand og jord. Der er brugt globale værdier for emissionernes fordeling mellem delmiljøerne. De primære effekter af fluorid overfor højerestående dyr og mennesker regnes at være skader på tænder og skelet /22/. Det samlede udslip af NOX på 5,8 g/kg aluminium og VOC på 0,62 g/kg aluminium giver med brug af effektfaktorer fra Miljøstyrelsens LCA værktøj anledning til et nomaliserede effektpotentialer for humantoxicitet via luft på henholdsvis 0,002 mPE*år og xx mPE*år, hvilket er væsentligt mindre end de estimerede potentialer af PAH-forbindelserne. Økotoksicitet af PAH-forbindelser Som det fremgår af tabel 2.2, er der i tilknytning til elektrolysen en emission af PAH-forbindelser til både luft og vand. Disse udslip skyldes hovedsageligt produktionen af anodemateriale, som ikke altid finder sted på samme adresse som elektrolysen. Der findes ikke nogen fælles standard for analyse og opgørelse af PAH-forbindelser. Af hensyn til en kvantitativ beregning af stofgruppernes potentielle effekt i miljøet vælges benzo(a)pyren i lighed med det foregående som markør for PAH emissionen. Da benzo(a)pyren må regnes at være i den mere toksiske del af spektret af PAH-forbindelser, vil potentialet af PAH emissionen formentlig blive overestimeret (evt. væsentligt overestimeret) ved at regne den samlede PAH emission som benzo(a)pyren. Benzo(a)pyren er på den danske liste over farlige stoffer klassificeret som kræftfremkaldende, mutagen og reproduktionsskadende, hvilket udløser en mærkning som giftig (T) med risiko-sætningerne R45-46-60-61. I følge UMIP's kvalitative vurderingsmetode for human- og økotoksicitet bliver den økotoksikologiske effektscore og den tilsvarende score for humantoksikologi for PAH-emissionen derved 32, hvilket gør, at emissionen bør betragtes som potentiel kritisk for begge områder /19/. Med hensyn til udslippet til vandmiljøet fremgår det af fx /17,22 /, at det især er sedimenter, der bliver påvirket over lange afstande fra aluminiumsanlæggene, men der er også fundet forhøjede værdier af PAH i skæl og lever fra fisk i aluminiumanlæggenes nære akvatiske omgivelser. I bilag 5 er der gennemført en kvantitativ beregning af PAH-emissionerne fra aluminiums råvarefase. Resultatet fremgår af tabel 2.6. Sammenlignet med de normaliserede potentialer for humantoksicitet via miljøet i tabel 2.5 er potentialerne for økotoksicitet af PAH-forbindelserne ca. 30 gange større. Tabel 2.6 Miljøeffektpotentialer af emissionerne af PAH ved produktion af 1 kg primær-aluminium.
Økotoksicitet af fluorider På grund af datamangel for fluoridemissionen (både CAS nr. 7784-18-1 og CAS nr. 16984-48-8) er der i dette studie ikke gennemført en kvantitativ beregning af økotoksiciteten af denne emission. Det er dog muligt med brug af UMIP's kvalitative vurderingsmodel for økotoksicitet og toksicitet overfor mennesket i miljøet /19/ at foretage en kvalitativ vurdering af emissionen. Fluoridemissionen har historisk været betragtet som et meget væsentligt lokalt miljøproblem omkring elektrolyseværkerne, og der er i de senere år gjort en betydelig indsats for at begrænse emissionerne. Norske elektrolyseanlæg har siden midten af 80'erne præsteret faldende værdier for det årlige udslip af fluorider - især fra de anlæg, der i midten af 80'erne havde de største årlige udslip /20/. Det er i dag muligt at rense luftafkastene for fluorider med rensningseffektiviteter på op imod 99%. Antages hele fluoridemissionen at bestå af AlF3 (CAS 7784-18-1), der er optaget i bilag 1 til EU-kommissionens forordning 93/793/EØF /21/, fås ved brug af UMIP's kvalitative vurderingsmodel en økotoksikologisk effektscore på 32. En effektscore på mere end 16 bør jf. UMIP betragtes som potentielt kritisk. I en rapport fra den norske aluminiumindustri /22/ konkluderes, at afsætning af fluorid fra luften er den vigtigste kilde til optagelse af toksiske koncentrationer af fluorid i planter i nærområdet omkring aluminiumsanlæg. På grund af jordens kapacitet for binding af fluorider konstateres det, at påvirkningen af overfladevand og grundvand efter 40 års belastning er begrænset. Emissionen af fluorid vurderes i samme reference ikke af give anledning til effekter i det akvatiske miljø. Carbonylsulfid EAA's opgørelse af de direkte emissioner fra aluminiumfremstillingen rummer ikke information om emissionen af carbonylsulfid (COS) fra aluminiumproduktionen. Gassen fra anoderne indeholder i følge Harnish et al 1995 /23/ COS, men der foreligger endnu kun usikre overslag over, i hvor store mængder COS emitteres. Under forudsætning af at alt COS, som dannes, emitteres til omgivelserne, anslås i /23/, at emissionen af COS vil være i størrelsen 1-7 kg pr. tons Al. Hvis disse tal er rigtige skulle der globalt fra aluminiumproduktion emitteres 0,02-0,14 Tg COS, hvilket betyder at aluminiumproduktion er blandt de væsentligste antropogene kilder til COS /23/. COS spiller en væsentlig rolle i forbindelse med dannelse af sulfat-aerosoler i stratosfæren. Aerosolerne har den modsatte effekt af drivhuseffekten, idet de reflekterer lyset fra solen. I forhold til drivhuseffekten kunne det således være relevant at tillægge emissionen af COS et negativt potentiale. Øget emission af COS har således været overvejet som en mulig foranstaltning til imødegåelse af drivhuseffekten, men aerosolerne har desværre samtidig en negativ virkning på ozonlaget, idet de kan katalysere ozonnedbrydende reaktioner /24/. Øget indhold af aerosoler i atmosfæren vil i følge modelberegninger således kunne resultere i en udtynding af ozonlaget /24/. Det vil derfor kunne være relevant at tillægge COS et potentiale i forhold til nedbrydning af ozonlaget. Der er i forbindelse med nærværende projekt ikke fundet oplysninger, der muliggør fastlæggelse af GWP-værdier (drivhuseffekt) eller ODP-værdier (ozonlagsnedbrydning) for COS. Potentialerne knyttet til emissionen af COS vil derfor ikke indgå i vurderingen. Det skal nævnes, at det samme gør sig gældende for andre processer, hvor en eventuelt emission af COS ikke er medregnet. Blandt andre vigtige kilder til COS i atmosfæren er afbrænding af kul, emissioner fra biler og affaldsforbrænding. Normaliserede ressourceforbrug og effektpotentialer De samlede normaliserede og vægtede ressourceforbrug ved produktion af 1 kg primær-aluminium beregnet ved at kombinere EAA's data med "aluminium-el" scenariet fremgår af figur 2.2 og 2.3. Beregningerne fremgår i detaljer af bilag 3. Af figur 2.2 ses det, at det normaliserede ressourceforbrug af bauxit er næsten 100 gange større end det normaliserede forbrug af de øvrige ressourcer. Normaliseringsfaktorerne for opdæmmet vand og kalksten er ikke angivet i "Miljøvurdering af produkter" og er beregnet i tilknytning til dette projekt. Da der ikke findes globale opgørelser af forbrug og reserver af kalk, er normaliseringsfaktoren for kalk fastsat på et meget usikkert grundlag. Selve processen tegner sig for det store ressourceforbrug af bauxit og kalk, mens forbruget af energiressourcerne er knyttet til produktion af el. Transportprocesserne bidrager kun væsentligt til forbruget af olie og er i forhold til det samlede ressourceforbrug ubetydeligt. Selv om bauxit og aluminiumoxid transporteres over store afstande, har det altså kun marginal indflydelse på det samlede ressourceforbrug ved produktion af primær-aluminium. De normaliserede ressourceforbrug fortæller, hvor stort ressourceforbruget ved denne aktivitet er i forhold til forbruget ved andre aktiviteter. Det er først ved vægtningen, at forbruget relateres til størrelsen af ressourcerne. Profilet for det vægtede ressourceforbrug i figur 2.3 er dog ikke væsentligt anderledes end profilet for det normaliserede forbrug. Dog forsvinder opdæmmet vand og træ fra profilet, idet vægtningsfaktorerne for disse er lig 0. Dette diskuteres nærmere i næste afsnit. Transportprocessernes marginale indflydelses ses også af de normaliserede og vægtede miljøeffektpotentialer, som er vist i figur 2.4 og 2.5. De mest betydende potentialer i såvel det normaliserede som det vægtede profil er drivhuseffekt, forsuring, økotoxicitet, persistent toksicitet og produktion af volumenaffald. Ved vægtningen sker der først og fremmest det, at miljøeffekterne knyttet til toksicitet på grund af større vægtningsfaktorer træder mere markant frem i profilet. Således fremstår økotoxicitet, der bl.a er et resultat af emissionen af PAH forbindelser, som det mest betydende miljøeffektpotentiale. Miljøeffekter knyttet til produktion af den anvendte elektricitet udgør den største del af miljøeffektpotentialerne for næringssaltbelastning, radioaktivt affald og slagge/aske og omkring halvdelen af miljøeffektpotentialerne for drivhuseffekten, forsuring, økotoksicitet og volumenaffald. Toksiciteten knyttet til produktionen af elektricitet skyldes ikke emissioner fra selve elproduktionen, men er knyttet til udvindingen af råvarer. Generelt er der en ganske stor usikkerhed forbundet med opgørelsen af toksicitetspotentialerne der er meget følsomme overfor, hvilke forudsætninger der præcist sættes op.
Figur 2.2 Normaliseret ressourceforbrug ved produktion af primær-aluminium med UMIP "aluminium-el" scenarie. Bemærk at forbruget af bauxit er uden for skala. .Vedrørende enheden på x-aksen; se afsnit 2.1.
Figur 2.3 Vægtet ressourceforbrug ved produktion af 1 kg primær-aluminium med UMIP "aluminium-el" scenarie. Bemærk at forbruget af bauxit er uden for skala. Vedrørende enheden på x-aksen; se afsnit 2.1. Figur 2.4 Figur 2.4 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer ved produktion af 1 kg primær-aluminium med UMIP "aluminium-el" scenarie. .Vedrørende enheden på x-aksen; se afsnit 2.1. Figur 2.5 Figur 2.5 Se her Vægtede miljøeffektpotentialer ved produktion af 1 kg primær-aluminium med UMIP "aluminium-el" scenarie. Vedrørende enheden på x-aksen; se afsnit 2.1. Beregningerne af toksicitetspotentialerne knyttet til produktionsprocessen er således meget følsom i forhold til, hvilke antagelser der tages udgangspunkt i ved beregning af potentialet knyttet til PAH emissionen. Ved, som der er gjort her, at beregne potentialerne ud fra benzo(a)pyren kan potentialerne evt. blive væsentligt overestimeret, men en mere præcis beregning vil kræve mere detaljerede oplysninger om sammensætningen af de emitterede PAH forbindelser. Da en væsentlig del af de samlede potentialer er knyttet til produktionen af elektricitet vil miljøprofilet for produktion af primær-aluminium være meget følsomt over for ændringer i elektricitetsscenarie. 2.2.6 Miljøprofilets følsomhed over for ændringer i el-scenarie Ressourceforbrug og emissioner i tilknytning til elfremstilling Den danske import af råaluminium er som nævnt sammensat af aluminium, som kommer fra flere forskellige lande med forskellige energiforsyninger. For at give et indtryk af elproduktionens indflydelse på aluminiums udvekslinger i råvarefasen er EAA's kortlægningsdata i det følgende kombineret med energiscenarier baseret på oplysninger fra UMIP PC-værktøjets enhedsprocesdatabase. I alle scenarierne anvendes verdensgennemsnit ("hele verden el") til beregning af ressourceforbrug og emissioner fra de 0,594 kWh, som anvendes til udvinding af bauxit, fremstilling af Al2O3 samt transport. Ressourceforbrug og emissioner fra produktion af de 15,144 kWh, der anvendes til elektrolyse og støbning beregnes på grundlag af følgende scenarier:
Disse scenarier vurderes relevante i forhold til, hvor elektrolysen af aluminiumoxid typisk finder sted. Danske aftagere af primær-aluminium kan således med baggrund i resultaterne fra de forskellige energiscenarier afgøre, om de ud fra en miljømæssig betragtning vil have den primære aluminium leveret fra det ene eller andet energiscenarie. Der produceres ikke primær-aluminium i Danmark, men Danmark er medtaget som repræsentant for en marginal energibetragtning. De 5 energiscenariers samlede miljøeffektpotentialer er angivet i tabel 2.7. Ressourceforbrug og potentialer knyttet til selve processen og transporten, som er præsenteret i figur 2.2 til 2.5, indgår i opgørelsen, og danner en slags basislinie på profilerne. Det er for at kunne se forskellene mellem de enkelte scenarier valgt at angive ressourceforbruget på en logaritmisk akse. Ikke overraskende er potentialet for de fleste miljøeffekter højere, når der bruges dansk produceret kulkraft end når der anvendes norsk vandkraft. Tabel 2.7 se her De 5 energiscenariers normaliserede miljøeffektpotentialer for produktion af 1 kg primær-aluminium. Vægtet normalisering Resultatet af en vægtet normalisering med danske normaliseringsreferencer og vægtningsfaktorer (jf. bilag 1) fremgår af figurerne 2.6 og 2.7, som viser de samlede potentialer i tre af de fem energi-scenarier (for detaljer se bilag 4). Det er for overskuelighedens skyld valgt kun at vise scenarierne med dansk, norsk og fransk el. Disse tre scenarier viser de mest markante forskelle mellem elproduktion baseret på henholdsvis kul, vandkraft og atomkraft som primær energikilde. I det franske scenarie fremstår produktionen af radioaktivt affald som den væsentligste miljøeffekt. Det skal bemærkes at normaliseringsreferencen for produktion af radioaktivt affald i UMIP PC-værktøjets database er forskelligt fra referencen angivet i "Miljøvurdering af produkter" og at det her er valgt at anvende referencen fra PC-værktøjet (jf. bilag 1). Det tidlige viste aluminium-el scenarie, hvor der regnes med en næsten lige fordeling mellem vandkraft, kulkraft og andre energikilder, placerer sig ind mellem de tre scenarier, der vises her. Figur 2.6 Se her Vægtede ressourceforbrug til produktion af 1 kg aluminiumbarrer beregnet med 3 forskellige el-scenarier. Bemærk logaritmisk skala. Vedrørende enheden på x-aksen; se afsnit 2.1. Figur 2.7 Se her Vægtede miljøeffektpotentialer ved produktion af 1 kg primær-aluminium beregnet med 3 forskellige el-scenarier. Vedrørende enheden på x-aksen; se afsnit 2.1. 2.2.7 Fortolkning og konklusioner Drivhuseffekten Det ses, at bidrag til drivhuseffekten i alle scenarier er en af de væsentligste miljøeffekter - selv i scenariet med norsk el, som hovedsageligt er baseret på vandkraft. Dette skyldes dels emissionerne af CF2 og C2F6 fra elektrolysen, dels udslip af CO2 ved reduktion af aluminiumoxidet til metallisk aluminium via en kulstof-anode. Som det fremgår af ligning 1 i afsnit 2.2.3, produceres der 1,22 ton CO2 per ton produceret aluminium. Med den nuværende teknologi kan denne emission på grund af den kemiske reaktions kinetik ikke blive mindre. CF2 og C2F6 har begge et stort drivhuseffektpotentiale med GWP-værdier på henholdsvis 6.300 og 12.500 kg CO2-ækv/kg gas (100 år). Af en opgørelse fra det internationale klimapanel, IPCC, fremgår det, at emissioner af CF4, der overvejende hidrører fra produktionen af aluminium, alene bidrager med 0,3% af det totale globale menneskeskabte drivhuseffektpotentiale /25/. Uanset el-scenarie er bidraget til denne effekt fra produktion af primær-aluminium ganske væsentligt. Med den nyeste teknologi oplyser en norsk producent /16/, at niveauet for emissioner af fluorider i Skandinavien er < 0,3 kg/tons Al, og det må forventes. at de 0,4 kg, som er angivet i tabel 2.2, kan dække over en betydelig variation mellem værkerne. Eksempelvis angiver Abrahamson (1992) /26/, at der emitteres 1,6 kg CF2 og 0,2 kg C2F6 per ton produceret aluminium. Rødslam Produktionen af rødslam ses at vægte meget væsentligt i opgørelsen af effektpotentialer for affaldsproduktion i figur 2.6 og 2.7. I de tilfælde, hvor udvinding af bauxit og produktion af Al2O3 foregår på samme sted, vil der i høj grad være tale om, at oxider af forskellige metaller føres uændrede tilbage til det sted, hvor de kommer fra. Spørgsmålet er, om de tilbageførte oxider er upåvirkede af de processer, der har fundet sted og om deres tilgængelighed er uændret. Den udvundne bauxit vil imidlertid ofte, som det fremgår af tabel 2.1, transporteres over store afstande, og affaldet fra fremstilling af aluminiumoxid vil skulle deponeres som andet volumenaffald. Det vurderes derfor ikke at være urimeligt at sammenligne affaldet fra Al2O3-fremstillingen med andre typer af volumenaffald. Overjord (engelsk: overburden), som fjernes i forbindelse med udgravning af bauxit, udgør omkring 10% af volumenaffaldet fra bauxitudvindingen. Dette affald må forventes i uændret form at føres tilbage til det sted, hvor det er fjernet. PAH et fremgår af tabel 2.6, at effektpotentialerne for kronisk og akut økotoksicitet af emissionen af PAH til vand er på henholdsvis 3,3 og 1,1 mPE per kg produceret aluminium. Disse effektpotentialer slår begge igennem i det vægtede profil som betydende effekter. Der er en meget stor usikkerhed forbundet med at beregne effektpotentialer for en større gruppe af stoffer ud fra ét stof. Det foreliggende datamateriale tillader ikke en nærmere vurdering af disse stoffer, men det vil være af betydning at få afdækket, hvilke forbindelser der faktisk emitteres, og få beregnet potentialer på baggrund af disse oplysninger. Beregningerne indikerer, at potentialet for human toksicitet via miljøet af PAH forbindelser og fluorider er langt mindre end økotoksicitetspotentialet. Dette betyder dog ikke, at det kan udelukkes at disse stoffer har er væsentligt potentiale for humantoksicitet i arbejdsmiljøet. Vægtning af forbruget af opdæmmet vand og træ Opdæmmet vand og træ er fornyelige ressourcer. For så vidt forbruget ikke er større end dannelsen af ressourcerne er vægtningsfaktoren derfor 0 i følge UMIP-metoden. Men begge ressourcer er begrænsede og brug af ressourcerne til produktion af aluminium betyder, at de ikke kan anvendes til andre formål. Det er derfor en begrænsning ved metoden, at disse ressourceforbrug forsvinder fra opgørelsen, når ressourceforbruget vægtes. Elscenarier om det fremgår af de præsenterede figurer, har det valgte energiscenarie betydelig indflydelse på de betragtede miljøprofiler. Da råvarefasen, som det vil fremgå senere, vægter meget i det samlede miljøprofil for færdige aluminiumprodukter, vil valget af energiscenarie for råvarefasen kunne have en betydelig indflydelse på den samlede miljøprofil af et aluminiumholdigt produkt. I de vægtede ressourceforbrug vil elproduktion ved hjælp af vandkraft naturligvis komme til at ligge lavt fordi forbrug af opdæmmet vand vægtes med en faktor 0. Ligeledes er der under miljøeffekter ikke taget højde for miljøeffekterne af at oversvømme store landområder. Potentialet for yderligere udbygning af vandkraft i Nordeuropa er i dag meget begrænset, og brug af vandkraft til aluminiumproduktion betyder naturligvis at denne elektricitet ikke kan bruges til andre formål og fx fortrænge kulkraft i Danmark. Med den anvendte opgørelsesmetode vil en effektivisering af energiudnyttelsen ikke kunne ses på ressource- og miljøprofilet, hvis der anvendes vandkraft. Det er i dag endnu ikke muligt for virksomheder at stille krav om, at deres råvarer produceres ved brug af en bestemt energiforsyning. Men der er en tendens i Europa (p.t. især på den norsk-svenske elbørs: "Nord Pool" /27/) til at energiforsyningen bliver liberaliseret og at elektricitet bliver handlet på centrale børser /28/. Et frit elmarked kan i LCA sammenhæng gøre det muligt for virksomheder at ændre miljøprofilerne af deres produkter ved at købe el produceret ved hjælp af vandkraft eller andre vedvarende energikilder, hvilket vil kunne fremme udbygningen af vedvarende energikilder, i kraft af at der skabes et marked for disse energikilder til en højere pris end fx. kulenergi. Dette forudsætter dog, at der reelt er mulighed for at udbygge vedvarende energikilder, da en produktionsudvidelse baseret på køb af vedvarende energi ellers i virkeligheden blot vil tvinge andre producenter over til andre energikilder som fx. kul-el, og dermed ikke medføre en reel miljøforbedring. Forbedringsforslag I forlængelse af gennemgangen af aluminiums råvarefase foreslås det at undersøge følgende:
2.3 Produktionsfasen 2.3.1 Målsætning I de følgende afsnit opgøres udvalgte, relevante udvekslinger med omgivelserne i forbindelse med formgivning og bearbejdning af aluminium. Data skal kunne bruges som et fundament for eksemplerne senere i rapporten og andre LCA-studier af aluminiumholdige produkter. 2.3.2 Afgrænsning Produktionsfasen roduktionsfasen omfatter i denne rapport bearbejdning og formgivning af aluminiumemner samt transport til aftager. Bearbejdningen vil oftest indebære en række processer som foregår på forskellige virksomheder. I det følgende er produktionsfasen beskrevet ved tre typiske processer:
I rapporten fra EAA er det angivet af pladerne er 1/25 mm, hvilket formodes at være en trykfejl, da det svarer til 40 m m - dvs. tyndere end folie. Det antages at der er tale om plader på 1,25 mm. Der er tale om den første del af produktionsfasen. Da de øvrige dele af produktionsfasen vil være relateret til det specifikke produkt, er det ikke muligt at give generelle miljøprofiler for disse. Ved en LCA for et specifikt produkt er det altså nødvendigt at indsamle yderligere specifikke data for det vurderede produkt, herunder evt. overfladebehandling. Ekstruderede og valsede aluminiumråvarer, som anvendes i Danmark, vil typisk skulle transporteres over varierende afstande til de danske færdigvareproducenter. Der findes i Danmark enkelte virksomheder, som foretager formgivning af aluminium, men ofte indkøbes råvarerne fra ekstruderings- og valseværker andre steder i Europa. Det er mindre almindeligt, at disse halvfabrikata importeres fra fjernere lande. Denne transport mellem formgivningsværket og færdigvareproducenten er produktspecifik. De benyttede data indeholder dog transport af halvfabrikata fra producent til videre forarbejdning. Transportdata angiver gennemsnitlige transporttyper samt transportafstande. I de benyttede datakilder er transportfasen allerede aggregeret. Det har derfor ikke været muligt at udspecificere denne. Data vedr. ressourceforbrug og emissioner i forbindelse med formgivningen stammer fra EAA's opgørelser /18/. Vurderingens objekt urderingens objekt er: Bearbejdning af 1 kg aluminium. Tab af aluminium ved overfladebehandling og betydningen af forskellige overfladebehandlinger i relation til genanvendelse af aluminium er nærmere omtalt i /29/. Arbejdsmiljø Arbejdsmiljø indgår ikke i vurderingerne. 2.3.3 Opgørelse og vurdering Data for råvareforbrug og emissioner ved formgivning af aluminium er blevet til som et gennemsnit for medlemsvirksomheder under EAA. Tallene er angivet som absolutte værdier, så det er altså ikke muligt at vurdere spredningen på dataene. Systemafgrænsning Udgangspunktet for de opgjorte procestrin er en valse- eller ekstruderingsblok, og slutpunktet er de færdigpakkede halvfabrikata i leveret hos færdigvareproducent. Aluminiumskrot, som omsmeltes i lukket proceskredsløb, er inkluderet i systemafgrænsningen. Emissioner i forbindelse med brændstofforbrug er inkluderet i opgørelserne, mens emissioner, som opstår ved produktion af den forbrugte elektriske energi, ikke er medtaget i opgørelserne fra EAA. Da strømforbruget imidlertid er kendt, har det været muligt at beregne emissionerne ud fra de opgivne strømforbrug. Da handlen med strøm bliver stadig mere liberaliseret, er det valgt at benytte et EU-gennemsnit (UMIP EF-el, 1990) som udgangspunkt for emissionsberegningerne (jf. diskussion i afsnit 2.2.5). Valsning af aluminiumfolie Flow diagram for valsning af 1 kg aluminiumfolie fremgår af figur 2.8. Som det fremgår af diagrammet, er der ikke tale om en enkelt proces, men en række processer fra den rå valseblok til den færdige opskårne folie ligger hos færdigvareproducenten. Opgørelse af ressourceforbrug, emissioner og fast affald ved valsning af 1 kg aluminiumfolie fremgår af bilag 6. Af de 1.025 g aluminium, der indgår i processen tabes der 5 g, som bortskaffes med affald, mens 10 g i form af metalaffald bortskaffes til ekstern genanvendelse. Man kunne vælge at regne de 5 g aluminium, som tabes, som et ressourceforbrug knyttet til processen, men det er her valgt at holde aluminium ude af opgørelserne i de enkelte processer og i stedet lade dette indgå i vurderingerne af de samlede livsforløb. Grunden til dette er, at affaldet kan betragtes som et samprodukt og at der derfor skal foretages en allokering som vil blive foretaget for det samlede livsforløb af produkter af aluminium.
Figur 2.8 Flow af aluminium ved valsning af 1 kg 100 m m aluminiumfolie. Normaliserede ressourceforbrug og effektpotentialer beregnet på grundlag af denne opgørelse er vist i figur 2.9. For alle miljøeffekter er de største potentialer knyttet til produktionen af elektricitet. Profilet vil derfor i endnu højere grad end profilet for produktion af primær aluminium være afhængig af udvekslingerne ved produktion af el. Som det vil fremgå senere, er forarbejdningsprocesser i det samlede livsforløb for aluminiumprodukter ikke så betydende som produktionen af primær-aluminium, og valget af el-scenarie i forhold til forarbejdningsprocesserne vil derfor være af mindre betydning når der ses på det samlede livsforløb. Radioaktivt affald står med det anvendte el-scenarie frem som en væsentlig effekt. Dette hænger sammen med, at atomkraft (jf. tabel 2.4) udgør en væsentlig del af elproduktionen i EU (egentlig EF, 1990). Valsning af aluminiumplade og ekstrudering af profiler Udvekslingerne i forbindelse med valsning af folie og ekstrudering af profiler, som er angivet i bilag 6, ligner på mange måder udvekslingerne ved valsning af plader. Flow diagram for valsning af aluminiumfolie fremgår af figur 2.10, mens diagrammet for ekstrudering fremgår af figur 2.11.
Figur 2.9 Normaliserede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer ved valsning af 1 kg aluminiumfolie(100 m m). Vedrørende enheden på x-aksen; se afsnit 2.1. Også her er der tale om en lang række processer inden den færdige folie ligger hos færdigvareproducenten. Udvekslinger for de to processer samt normaliserede og vægtede ressourceforbrug og potentialer kan findes i bilag 4.
Figur 2.10 Flow af aluminium ved valsning af 1 kg aluminiumplade.
Figur 2.11 Flow af aluminium ved ekstrudering af 1 kg aluminiumprofiler. Vægtede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer for de tre processer er vist i figur 2.12. Vægtede ressourceforbrug og effektpotentialer
Figur 2.12 Vægtede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer for de tre formgivningsprocesser. Vedrørende enheden på x-aksen; se afsnit 2.1. Forskellene mellem de tre processer skyldes primært de anvendte energiråstoffer, hvor der til ekstruderingsprocesserne anvendes relativt mere råolie og mindre naturgas. Disse forskelle er næppe processpecifikke, og det må forventes, at variationen mellem den samme proces udført ved forskellige værker, kan være lige så stor som variationen mellem de angivne middelværdier. Forbruget af uranmalm knyttet til produktionen af elektricitet, ses at være det mest betydningsfulde ressourceforbrug for alle tre processer, når man som her benytter et EF-el scenarie. For alle tre processer er de mest markante miljøeffekter drivhuseffekten, forsuring og produktion af radioaktivt affald, der alle er en funktion af energiforbruget. 2.3.4 Fortolkning og konklusioner Konklusion Sammenfattende kan det konkluderes, at de vurderede processer har næsten ens miljøprofiler på nær forbruget af naturgas og råolie. Da der i materialet fra EEA ikke er angivet spredning på data, kan det ikke vurderes, om forskellene mellem de tre processer er processpecifikt signifikante, men det vil formentlig ikke være tilfældet. Forbedringsforslag For alle processerne i produktionsfasen gælder, at de højeste vægtede miljøeffekter er knyttet til energiforbruget. Disse miljøeffekter kan altså reduceres væsentligt ved at ændre forbruget af fossile brændsler i produktionen (naturgas samt råolie) eller ved at ændre de valgte elektricitets scenarier (købe emner, der er forarbejdet i lande med andre produktionsbetingelser). 2.4 Brugsfasen Da brugsfasen vil være meget produktafhængig og derfor ikke egner sig til en generel beskrivelse, er der ikke opstillet miljøprofiler for brug af aluminium i denne fase. Vi vil dog give en kort introduktion til områder, hvor det må forventes, at aluminium sammenlignet med alternativer vil have anderledes miljøprofiler i brugsfasen. Ressourcetab Metallisk aluminium reagerer på sin overflade med luftens ilt og danner et ca. 0,005 m m tykt oxidlag (hovedsageligt Al2O3 og lidt AlOOH). Sker der et mekanisk brud på dette lag vil oxidlaget med det samme gendannes. Dette lag er årsag til, at aluminium er mere bestandig over for rent vand og luftens ilt end dets elektrokemiske potentiale på -1,33 V antyder. Det dannede oxidlag modvirker yderligere udvekslinger mellem aluminiumoverfladen og omgivelserne, hvilket bevirker at aluminium i rent vand og luft kun oxideres meget langsomt. Oxidlaget nedbrydes dog ved tilstedeværelsen af salt og syrer, hvilket betyder, at aluminium kan blive frigjort fra gryder og andet køkkenudstyr til de madvarer, der tilberedes hermed. Tilsvarende vil også aluminium anvendt til vejinventar udsat for vejsalt eller til marine formål korrodere. En svensk undersøgelse af korrosionshastigheder af aluminium (og andre metaller) /30/ viser, at korrosionen er meget afhængig af de aktuelle kemiske forhold i omgivelserne. For aluminium, som var frit eksponeret for regn, måltes korrosionsrater fra <0,1 g/m2/år i landlig miljø til 0,8 g/m2/år i et industriområde. Hvis aluminiummet sad beskyttet for regn under et tag steg korrosionsraterne markant til 0,2 g/m2/år i landligt miljø til 5,8 g/m2/år i industriområdet. Fra en 2 mm aluminiumplade, som vejer 5,4 kg/m2, vil der under de mest ugunstige forhold således kunne frigives ca. 6 g/m2/år svarende til ca. 1‰ pr år. Som hovedregel må det antages, at tabene i brugsfasen er marginale i forhold til de tab, der finder sted i råvare- og bortskaffelsesfaserne, og at der fra et ressoucemæssigt synspunkt derfor ikke er grund til at tage tabet i brugsfasen i regning. Undtagelserne for denne hovedregel omfatter primært offeranoder til skibe og andre marine konstruktioner, hvor aluminium netop er beregnet til at gå i opløsning. Økotoksicitet Der er så vidt vides ikke knyttet væsentlige påvirkninger af det ydre miljø til anvendelse af metallisk aluminium i brugsfasen. Energiforbrug De væsentligste miljøeffekter i brugsfasen vil ofte være knyttet til energiforbruget i denne fase. Det vil fx være tilfældet for elektriske og elektroniske apparater og transportmidler. I denne fase vil aluminiums egenskab som elektrisk leder og metallets relativt lave vægt derfor have en væsentlig indflydelse på de samlede miljøbelastninger. I eksemplet med en bilmotor i afs. 3.2 vil der blive foretaget en sammenlignende beregning af det transportarbejde, der skal udføres for at transportere en bilmotor af henholdsvis aluminium og stål 300.000 km. Den lave vægt vil også have indflydelse på transportarbejdet udført i de andre faser af aluminiums livscyklus. Vedligeholdelse Produkter af aluminium er karakteristiske ved at være næsten vedligeholdelsesfrie. Vedligeholdelse af malede overflader resulterer ofte i en diffus spredning af affaldsprodukter til omgivelserne. Ved en sammenligning af eksempelvis aluminiumvinduer og trævinduer kan det derfor være af væsentlig betydning, at man med aluminiumvinduet minimerer diffus spredning af maling til omgivelserne, og minimerer forbruget af maling til vedligeholdelse. Det kan ligeledes være af stor betydning, hvis brug af aluminium kan forlænge produkternes levetid. Arbejdsmiljø Arbejdsmiljø er ikke omfattet af de kvantitative opgørelser i dette projekt. I forhold til mange anvendelser af aluminium er det dog væsentligt, at produkterne har en lav vægt og dermed er nemme at håndtere. Af eksempler kan nævnes elektrisk håndværktøj og skovle. Inddragelse af arbejdsmiljø i vurderinger af sådanne produkter vil kunne have en markant indflydelse på vurderingerne. Human toksicitet De kvantitative LCA-vurderinger fokuserer generelt på effekter i det eksterne miljø og i mindre grad på direkte sundhedseffekter hos mennesker. For at undgå undervurdering af aluminiums sundhedseffekter fremhæves i det følgende udvalgte studier, der kan have betydning ved vurdering af aluminium til forskellige anvendelser, hvor mennesket kan tænkes at blive udsat for en eksponering af opløst aluminium. Det har gennem længere tid været uafklaret, hvilke humantoksikologiske effekter aluminium har. Der har været tegn i retning af, at aluminium spiller en rolle i forbindelse med Alzheimers syndrom /31,32/. Antydningerne af en sammenhæng mellem aluminium og Alzheimers syndrom er bl.a. baseret på epidemiologiske undersøgelser, eksempelvis /32/, hvor der påvises en sammenhæng mellem drikkevandets indhold af aluminium og et områdes frekvens af Alzheimers syndrom. WHO konkluderer dog i /33/, at de humantoksikologiske data vedrørende den mulige sammenhæng mellem aluminium i drikkevand og udviklingen af Alzheimers syndrom hos ældre ikke er tilstrækkelige til at slutte, at der er en sammenhæng. Ved brug af aluminiumgryder til kogning af mad med lavt pH vil der kunne ske en afgivelse af aluminium fra gryden til maden. I /34/ dokumenteres det, at en tomatret med pH 4,4 og en startkoncentration af aluminium på 0,5 mg/kg efter endt kogning i en aluminiumgryde har en aluminiumskoncentration på 3,3 mg/kg. I samme reference betragtes ligeledes en ret med en pH-værdi på 3,2 og en startkoncentration af aluminium på 1,0 mg/kg - efter endt kogning i en aluminium har denne ret en aluminiumskoncentration på 11,3 mg/kg. Der er også resultater, der tyder på, at aluminium vil kunne afgives fra emballage til mad og drikkevarer ved pH-værdier nær neutral. I en japansk undersøgelse fandt man forhøjede koncentrationer af aluminium i øl (pH 7.1) emballeret i aluminiumsdåser set i forhold til den tilsvarende øl emballeret i glas /35/. Da der ikke er påvist en sammenhæng mellem brug af aluminium og humantoksikologiske effekter, vil der i den sammenlignende LCA-screening af aluminium- og PET-bakker i afsnit 3.1 ikke blive gjort forsøg på at kvantificere en eventuel effekt. 2.5 Bortskaffelsesfasen 2.5.1 Målsætning I dette afsnit opgøres relevante udvekslinger med omgivelserne i forbindelse med bortskaffelse og genanvendelse af aluminiumholdige produkter. Data skal kunne bruges som et fundament for LCA-studier af specifikke aluminiumholdige produkter med forskellige bortskaffelsesscenarier. 2.5.2 Afgrænsning Bortskaffelsesfasen defineres at omfatte bortskaffelses og genanvendelsesprocesserne fraregnet transport, som er produkt- og stedspecifik. Vurderingens objekt Vurderingens objekt er: "bortskaffelse af 1 kg aluminium". Alle miljøeffekter er derfor beregnet for 1 kg aluminium. Afgrænsning Der ses i dette afsnit på fire forskellige bortskaffelsesprocesser for aluminiumholdige produkter:
Disse bortskaffelsesmåder antages tilnærmelsesvist at redegøre for den samlede mængde aluminium, som bortskaffes i Danmark. Der ses derfor ikke på marginale bortskaffelsesveje som eksempelvis tab direkte til omgivelserne. Direkte genanvendelse af aluminiumholdige produkter uden omsmeltning er heller ikke taget i betragtning. 2.5.3 Procesbeskrivelse Forbrænding Ved forbrænding af aluminium må der skelnes mellem brændbart og ikke-brændbart aluminium. Aluminiums evne til at forbrænde afhænger først og fremmest af den specifikke overflade, som skal være stor, og i mindre grad af forbrændingsbetingelserne. Ved stor specifik overflade forstås et forhold mellem overflade og volumen, som tillader fuldstændig forbrænding af aluminiummet til aluminiumoxid. Tynde folier opfylder denne betingelse, mens støbte og ekstruderede emner næsten aldrig opfylder betingelsen. Der kan ikke gives præcise angivelser for kravet til den specifikke overflade, da også forbrændingsbetingelserne influerer på aluminiummets brændbarhed. Den vigtigste af disse er. For brændbart aluminium kan der regnes med en energigevinst fra forbrændingen på ca. 31 MJ/kg, hvilket svarer til 3/4 af energien fra forbrændingen af 1 kg fuelolie /3/. I de tilfælde, hvor varme fra affaldsforbrænding anvendes til el- eller fjernvarmeproduktion, vil afbrænding af aluminium medføre et mindre behov for at producere kraft eller varme ud fra fossile brændsler og dermed en reduktion i emissionerne. Der er i beregningerne ikke medtaget udvekslinger i forbindelse med indsamling og transport af aluminiummet forud for forbrændingen og transporten af forbrændingsresterne til et slutdepot efter forbrændingen. Transporten vil normalt være sted- eller produktspecifik og dermed uegnet til en generel beskrivelse. Deponering Deponering betragtes alene som et tab af aluminium regnet som volumenaffald. Der regnes i det generelle tilfælde ikke med transport i forbindelse med bortskaffelsen, ligesom emissioner fra deponeringsprocessen antages at være forsvindende. I praksis vil der med årene kunne forekomme nedsivning af spormængder af aluminiumforbindelser, ligesom der vil ske en oxidering af aluminiumoverfladen, som derved omdannes til aluminiumoxid. Materialegenbrug Ved materialegenbrug forstås et genbrugskredsløb, hvor aluminium omsmeltes for atter at indgå i aluminiumholdige produkter. Der skelnes her mellem lukkede og åbne kredsløb. - lukkede kredsløb Ved lukkede kredsløb forstås en genanvendelsescyklus, hvor aluminiumprodukter indsamles og omsmeltes således, at aluminiummet genbruges i samme type produkter. Et af de mest kendte eksempler på sådanne kredsløb er genanvendelse af tomme drikkedåser, men lukkede eller delvist lukkede kredsløb kendes også fra bilindustrien og byggeindustrien. Lukkede kredsløb eksisterer ligeledes for produktionsaffald, som ofte er en ren og veldefineret skrottype. For lukkede kredsløbene opnås et veldefineret sekundær-materiale, som ikke i væsentlig grad skal justeres med legeringselementer eller primær-materiale. - åbne kredsløb Langt hovedparten af aluminium fra udtjente produkter genanvendes i åbne kredsløb, hvor aluminium fra mange anvendelser samles og herefter sædvanligvis sorteres i et antal grupper efter hovedlegeringselementer. Det åbne kredsløb regnes her at omfatte oparbejdning ved shredding samt efterfølgende omsmeltning. I mange tilfælde vil aluminium dog blive genanvendt i åbne kredsløb uden at blive oparbejdet gennem en shreddingproces. For begge typer kredsløb gælder det, at der alene regnes på miljøpåvirkningerne i forbindelse med behandlingen af sekundær-materialet, mens forudgående indsamling og transport mv. ikke er regnet med. Disse størrelser er stedspecifikke og derfor ikke egnede til en generel beskrivelse. 2.5.4 Opgørelse og vurdering Deponering Ved deponering er den eneste påvirkning af omgivelserne tabet af 1 kg aluminium fra teknosfæren og produktion af 1 kg volumenaffald i form af aluminium. Transport til deponi er ikke inkluderet i afgrænsningen. Forbrænding af aluminium med lille specifik overflade Forbrænding af 1 kg aluminium med lille specifik overflade medfører enten ingen ændringer eller en smeltning af aluminiummet. Som følge af støttefyringen i affaldsforbrændingsanlægget, skal aluminium, som passerer gennem anlægget, tildeles en del af miljøpåvirkningerne fra dette brændselsforbrug. Ydermere er afbrændingen af 1 kg aluminium tildelt emissioner svarende til 1 kg uspecificeret affald. Dette skyldes, at det ikke kan udelukkes at aluminium ved en katalysevirkning i et vist omfang bidrager til de emissioner, der registreres fra affaldsforbrænding. Når aluminium kun udgør en lille del af den samlede affaldsmængde, er konsekvensen af dette valg marginalt. Beregninger for aluminium med lille specifik overflade er ikke vist i figurerne, men fremgår af bilag 7. Forbrænding af aluminium med stor specifik overflade Forbrænding af aluminium med stor specifik overflade medfører en fuldstændig omdannelse af aluminiummet til aluminiumoxid. Dannelsesvarmen for aluminiumoxid er ca. 31 MJ/kg aluminium. Denne energigevinst skal modregnes i behovet for støttefyring og medfører derfor et fald i mængden af emissionsprodukter. I denne vurdering er det antaget, at forbrændingen af aluminium sker rent uden dannelse af uønskede forbindelser. Herudover er medregnet emissioner fra støttefyring og emissioner svarende til uspecificeret affald, som angivet overfor for aluminium med lille specifik overflade . Produkter med stor specifik overflade vil i denne sammenhæng typisk være folier med tykkelser op til det niveau, der anvendes i leverpostejbakker. I UMIP PC-værktøjets enhedsprocesdatabase er der ikke angivet data som muliggør en omregning fra sparet støttebrændsel til effektpotentialer. Ifølge den tidligere version af UMIP-enhedsprocesdatabasen (Frees, N. et. al., 1996) er virkningsgraden for fjernvarme, produceret på et forbrændingsanlæg lig med 75%. Dette medfører i følge databasen, at 1 kg afbrændt materiale kan substituere fjernvarme produceret ved afbrænding af fossile brændsler svarende til 23,25 MJ. Ved beregningen af miljøprofilet for afbrænding af aluminium med stor specifik overflade er der taget udgangspunkt i disse data. Hvis massen af det afbrændte aluminium svarer til 1 kg, og det forudsættes, at 100% af aluminiummet bliver omsat til aluminiumoxid, bliver den samlede vægt af det producerede aluminiumoxid lig med 1,9 kg som antages at ende som slagge/aske. En del af energien som bruges til produktion af primær-aluminium, vil som tidligere nævnt blive frigivet ved afbrænding af aluminium i affaldsforbrændingsanlæg. I figur 2.13 er de vægtede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer fra afbrænding af aluminiumfolie derfor sammenholdt med miljøprofilerne for produktion af primær-aluminium. Udvekslingerne fra produktion af primær aluminium er beregnet på grundlag af "aluminium-el" scenariet i afsnit 2.2.5. Gevinsten ved afbrænding af aluminium fremstår som negative potentialer på figuren. Det ses umiddelbart, at gevinsten, som opnås ved afbrænding af aluminium er ganske beskeden sammenlignet med miljøomkostningerne ved produktion af primær-aluminium. Dette hænger dels sammen med, at det kun er en mindre del af den energi, der går til produktion af primær-aluminium, der frigives ved forbrændingen, dels at en væsentlig del af miljøbelastningerne ved produktion af primær-aluminium som tidligere vist ikke er knyttet til energiforbruget. Hertil kommer, at den betydelige produktion af slagge/aske ved forbrændingen, er langt større end den mængde volumenaffald, der spares ved ikke at brænde kul af til fjernvarme. Figur 2.13 Se her Vægtede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer ved forbrænding af alufolie og produktion af primær aluminium. Vedrørende enheden på x-aksen; se afsnit 2.1. Det skal til det meget store potentiale for slagge og aske bemærkes, at der med metoden foretages en forenkling ved ikke at tage stilling til det kemiske indhold af slagge/aske. Det betyder, at aluminiumoxider i slaggerne vil vægte lige så meget som. fx blyoxider. Man kan i forhold til de store mængder af slagge/aske anføre, at indholdet af aluminiumoxid i slaggerne faktisk gør slaggerne fra forbrændingsanlæg mere velegnede til genanvendelse. Materialegenbrug, åbne kredsløb Behandlingen af aluminiumskrot i åbent kredsløb (som defineret her) består af to trin: en forbehandling og omsmeltningen. Forbehandlingen (shredding) har hovedsageligt til formål at adskille aluminiummet fra andre materialer, at sortere det og at klargøre det til omsmeltning. Data for dette procestrin stammer fra EAA, som angiver et europæisk gennemsnit for forbehandling af aluminiumskrot fra automobilindustrien, der alene står for en stor del af aluminiumgenanvendelsen i Europa. Transport til og fra processen er ikke inkluderet. Ifølge EAA, er disse automobildata repræsentative for miljøpåvirkninger fra diverse aluminiumprodukters genanvendelse i Europa. For specifikke livscyklusstudier anbefaler EAA dog, at der indhentes produkt- og stedspecifikke data. Data for omsmeltningen er ligeledes et gennemsnit for den europæiske automobilindustris genanvendelse af aluminium, eksklusive transport. Det anvendte teknologimix på smelteværkerne repræsenterer gennemsnittet for 1993/94 og er baseret på 4 forskellige ovntyper. Også her gælder det, at livscyklusstudier på specifikke produkter bør baseres på primære data, mens EAA tallene blot skal bruges som en indikation af størrelsesordenen for miljøpåvirkningerne. Faktorer af betydning for de anvendte processer og genanvendelsesrater er ifølge EAA markedsprisen for de forskellige skrottyper og teknologimixet på de enkelte behandlingsanlæg, ligesom der generelt er en variation i valg af processer og genanvendelsesrater over tiden. I figur 2.14 er vist de vægtede miljøeffektpotentialer for de åbne kredsløb opdelt på shredding, omsmeltning samt produktion af den elektricitet, der anvendes til de to processer. De vægtede potentialer er beregnet på grundlag af opgørelserne i bilag 7. Der er til shreddingen knyttet en væsentlig produktion af farligt affald (olieaffald) og volumenaffald. Dette hænger sammen med, at det betragtede system er shredding af biler, som af EAA er anvendt til at illustrere processerne i tilknytning til oparbejdning af aluminium. Man kan naturligvis diskutere, om det er rimeligt at allokere produktionen af volumenaffald (som formentlig især plast) og produktionen af olieaffald til den shreddede aluminium, da dette affald er knyttet til bilskrot og ikke nødvendigvis er repræsentativt for andre typer af aluminiumholdigt skrot.. Det er dog valgt her at tage udgangspunkt i opgørelserne fra EAA uanset hvilken type aluminiumsskrot, der er tale om, da beregninger viser, at denne aktivitet kun giver et marginalt bidrag til den samlede miljøprofil for aluminiumsprodukter, og den fejl der begås således er ubetydelig. Figur 2.14 Se her Vægtede miljøeffektpotentialer ved oparbejdning af aluminium i åbent genanvendelseskredsløb. Elproduktion er regnet som EF-el. Vedrørende enheden på x-aksen; se afsnit 2.1. Materialegenbrug, lukkede kredsløb I lukkede kredsløb er der sædvanligvis ikke behov for forbehandling i form af en shredding. Der kan dog tænkes tilfælde, hvor man p.g.a. emnestørrelse ønsker at nedbryde produktet på grund af dets størrelse. Fordelen ved et lukket kredsløb frem for et åbent kredsløb er, at man i det lukkede kredsløb kan opnå de samme kvaliteter af sekundær-aluminium som i det primære materiale. Tilførsel af primær-aluminium foretages da hovedsageligt for at kompensere for tabt materiale og ikke for at opretholde en given kvalitet af aluminiumslegeringen. Set i et videre perspektiv er der en miljøgevinst forbundet med veldefinerede sekundær-legeringer. Denne miljøgevinst vil slå igennem i forbindelse med lødighedsallokering, som diskuteres senere i dette afsnit. Processkrot er i reglen ikke overfladebehandlet og har en kendt sammensætning. Skrottet vil dog ofte være forurenet med skæreolier mm. Miljøeffekter i tilknytning til omsmeltningen stammer primært fra energiforbruget til smelteprocessen og i noget mindre grad fra brug af kemikalier som anvendes til beskyttelse af aluminiumsmelten mod oxidering. Data for denne proces er også hentet fra EAA og inkluderer heller ikke transport. Udvekslinger knyttet til produktion af den anvendte el er beregnet med UMIP EF-el scenarie. De vægtede ressource- og miljøprofiler for oparbejdning i det lukkede kredsløb er sammen med profilerne for det åbne kredsløb og for produktion af primær-aluminium vist i figur 2.15. Som forventet er ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer knyttet til oparbejdning af skrot langt mindre end potentialerne knyttet til produktion af primær-aluminium. Forskellen i energiforbrug ved produktion af henh. primær- og sekundæraluminium er velkendt, og opgørelsen her viser, at det samme er tilfældet, når man ser på de samlede miljøeffektpotentialer. Figur 2.15 Se her Vægtede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer for oparbejdning af 1 kg aluminium. Bemærk forbruget af bauxit er uden for skala. Vedrørende enheden på x-aksen; se afsnit 2.1. Ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer er generelt større for det åbne kredsløb end det lukkede på grund af ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer knyttet til oparbejdningen. Men disse forskelle er marginale sammenlignet med forskellene i forhold til produktion af primær-aluminium. 2.6 Genanvendelse af aluminium Der er, som det fremgår af det foregående, et markant lavere energiforbrug og dermed færre miljøpåvirkninger ved produktion af sekundær-aluminium sammenlignet med produktionen af primær-aluminium. I det følgende vil vi derfor se på, hvilken indflydelse genanvendelse har på miljøprofilerne for aluminiumprodukter. Ved en vurdering af de miljømæssige forhold i tilknytning til brug af primær-aluminium henholdsvis sekundær-aluminium vil vurderingen være meget følsom overfor hvilken allokeringsmetode, der anvendes. Allokeringsmetoden har endvidere stor indflydelse på, hvilken betydning genanvendelse af de anvendte materialer får for den samlede miljøprofil. For at præcisere hvorledes allokeringen foretages og diskutere allokeringsmetoderne vil det være nødvendigt i det følgende, at gå nærmere ind på beregningsmetoderne, hvilket indebærer at afsnittet bliver noget "tungere" end de foregående afsnit. Det vil i gennemgangen forudsættes at læseren har lejlighed til supplerende at læse i "Miljøvurdering af produkter" /1,2/. For den læser, der blot ønsker at aflæse resultaterne, er det dog muligt at springe direkte til figurerne. 2.6.1 Allokeringsprincipper I de tilfælde, hvor processer bidrager til andre produkter, end de som indgår i den funktionelle enhed, kan det være relevant at allokere processernes udvekslinger til de forskellige produkter. Der er to principielt forskellige måder, hvorpå to processer kan bidrage til mere end ét produkt, nemlig:
I det følgende er det kun allokering ved genbrug, som vil blive diskuteret. Allokeri g i forbindelse med genbrug Baggrunden for at allokere ved genbrug af aluminium er:
Allokering på basis af lødighedsprincippet I UMIP-metoden er det valgt at basere allokering ved genbrug på en fordelingsnøgle, som bygger på lødighed. Lødighed anvendes som en betegnelse for materialernes tekniske brugsværdi. Tanken er, at når et materiale bruges flere gange, vil der gradvist ske et fald i lødighed - et lødighedstab - således at materialet efter en række genanvendelsescykler ikke længere kan anvendes til samme formål som primær-materialet. Det traditionelle eksempel er genanvendelse af papir, hvor fibrene fysiske egenskaber efter en række genanvendelseskredsløb er ændret i en sådan grad, at de ikke længere kan anvendes til produktion af papir. I praksis vil lødighedstabet oftest kompenseres med tilførsel af primær-materiale til en materialepulje, der indeholder fibre af varierende alder og dermed længde. I følge UMIP-metoden (den danske udgave) regnes der med at aluminium kan genanvendes 10 gange, og at lødigheden nedskrives lige meget for hver genanvendelsescyklus. Dette medfører, at man i et hvilket som helst produktsystem tilfører aluminiummet et lødighedstab ("slid") på 10% af lødigheden af primæraluminium. Lødighedstabet på 10% skal i øvrigt ikke forveksles med det forhold ,at der i et lukket kredsløb regnes med, at der skal tilføres i størrelse 5-10% nyt aluminium ved hver livscyklus. Dette skyldes ikke et lødighedstab, men et egentligt tab bl.a. på grund af oxidering af aluminium ved omsmeltningen. Lødighedstabet afspejler at anvendelsesområderne - og dermed den tekniske brugsværdi - af omsmeltet aluminium er indskrænket i forhold til anvendelsesområderne for primær-aluminium. Begreberne, som anvendes ved allokering efter lødighedsprincippet, fremgår af følgende box 1.
Box 1 Anvendte begreber ved allokering i forbindelse med genbrug. Lødighed af skrot, f(skrot), angiver den gennemsnitlige lødighed af sekundær-aluminium, som er i omløb i samfundet. Lødighedstabet, fa, er i den danske udgave af UMIP sat til 0,1 mens f(skrot) er sat til 0,8. Når allokeringen baseres på lødighedsprincippet, som anvendes i UMIP, vil det gælde at: fb = f(ny) , hvis der anvendes primær-aluminium fb = f(skrot), hvis der anvendes sekundær-aluminium. fa = f(tab) Ved brug af andre allokeringspricipper kan fa udmærket være forskellig fra f(tab), eksempelvis er fa lig med 0,5, hvis der anvendes en 50:50 allokering som beskrevet i UMIP-metoden /2/ p. 663. 2.6.2 Fire genanvendelsesscenarier For at illustrere betydningen af genanvendelse på miljøprofilerne af aluminiumprodukter vil der i det følgende blive regnet på fire scenarier med forskellige antagelser vedrørende genanvendelse. Undersøgelsens objekt Undersøgelsens objekt er i de fire scenarier er: Brug af 1 kg aluminium til et ikke nærmere defineret formål i et år. Levetid Det antages at aluminiumproduktet anvendes i et år. For tydeligere at kunne se effekterne af materialevalg og bortskaffes antages det, at produktions- og brugsfasen i alle scenarier er ens og udvekslingerne i disse faser indgår ikke i opgørelserne. Det antages endvidere, at materialerne, der bortskaffes til genanvendelse, terminalt vil blive bortskaffet til deponi. I en mere kompleks beregning vil det være nødvendigt at anvende data for det gennemsnitlige bortskaffelsesmønster for materialer, som har indgået i materialepuljen (jf. UMIP p. 223). Da sekundær-aluminium næsten udelukkende anvendes til støbelegeringer, er det dog ikke urimeligt at antage, at aluminium fra materialepuljen terminalt vil bortskaffes til deponi. De fire betragtede livsforløb er illustreret i figur 2.16. Scenarie A dækker hovedparten af aluminiumanvendelsen i Danmark. I scenariet anvendes der primær-aluminium, som efter brug bortskaffes til deponi eller et åbent genanvendelseskredsløb. Aluminium, der bortskaffes til genanvendelse indgår i en materialepulje, og vil i den sidste ende bortskaffes til deponi. For scenarie A ses der på to situationer: A1 med 0% genbrug og A2 med 60% genbrug. Mængderne, som omsættes i de forskellige processer, er på figuren angivet med Q. Disse angivelser anvendes i det følgende ved forklaring af de anvendte beregningsmetoder. Scenarie B er et lukket genanvendelseskredsløb. Der tilføres løbende primær-aluminium til kredsløbet som kompensation for tab til deponi. Der regnes med et tab på 5%, som er, hvad der med den nuværende teknologi typisk vil tabes i et lukket kredsløb. Scenarie C svarer til scenarie A2 med den forskel, at der i stedet for primær-aluminium anvendes sekundær-aluminium fra det åbne kredsløbs materialepulje. I alle tre scenarier er det overordnede livsforløb, at aluminium udvindes, oparbejdes og efter brug - én eller flere gange - ender på deponi. Terminale processer er i figuren angivet med . Figur 2.16 Se her Afgrænsede livsforløb for de fire scenarier. I A angiver Q mængderne af aluminium, som udgår af de enkelte processer,. Fraktionen, der sendes til genanvendelse, b, kan eksemplificeret i scenarie A udregnes som b = Qg / (Qg+Qd). Qg er den mængde, der bortskaffes til genbrug, mens Qd er mængden, der bortskaffes til deponi. Fraktionen, der bortskaffes til deponi, a, er lig med 1-b. Af de følgende to tabeller fremgår, hvilken andel af enhedsprocessernes samlede udvekslinger, der tilskrives den funktionelle enhed og hvilke allokeringsfaktorer, der anvendes i de 4 scenarier. For at forenkle sammenligningen mellem de forskellige scenarier, antages udvekslingerne i forbindelse med produktion og brug af produkterne som nævnt at være identiske og udelukkes af vurderingen. Jf. UMIP-metodens allokeringsprincip allokeres udvekslingerne i forbindelse med oparbejdelse af skrot 100% til den funktionelle enhed. Det vil sige, at det påhviler brugeren at oparbejde aluminiummet og aflevere det oparbejdet til næste bruger. Lødighedstab Lødighedstab i forhold til aluminium vil blive diskuteret mere senere i dette afsnit, men vi vil dog allerede her tage hul på diskussionen, idet vi vil antage at lødighedstabet i det lukkede genanvendelseskredsløb (B) er forskelligt fra lødighedstabet i et åbent genanvendelseskredsløb (A og C). Hvis lødighedstab defineres som tab af teknisk brugsværdi, og materialet genanvendes i et lukket kredsløb, må lødighedstabet regnes at være meget lig 0, da der i princippet ikke er problemer med at omsmelte aluminium mange gange til det samme formål. I praksis vil der være et tab af aluminium ved hver livscyklus (fx ved oxidering af aluminium ved omsmeltningen), således at der skal tilføres nyt aluminium. Et eventuelt lille lødighedstab vil derfor i praksis blive kompenseret af tilførslen af nyt aluminium. Vi vil derfor sætte lødighedstabet, f(tab), i et lukket kredsløb til 0, mens lødighedstabet i det åbne kredsløb med udgangspunkt i UMIP /1/ antages at være 0,1. Lødigheden af sekundæraluminium i det lukkede kredsløb sættes til 1 som konsekvens af antagelsen om at lødighedstabet er 0. Det skal bemærkes, at bortskaffelse til deponi omfatter fællesudvekslinger ved deponering såvel inden for den betragtede livscyklus som den terminale bortskaffelse af de materialer, der i første omgang bortskaffes til materialepuljen. Det betyder, at allokeringsfaktorerne anvendes på den samlede mængde, der bortskaffes, som i eksempel A vil være lig med Qd + Qg. Ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer før vægtning og normalisering samt normaliserede potentialer fremgår af bilag 8. De vægtede miljøeffektpotentialer ved de fire scenarier fremgår af figur 2.17.
Den effekt, som tydeligt slår igennem i resultaterne er, at miljøeffektpotentialerne ved oparbejdningen af aluminium er meget små sammenlignet med potentialerne knyttet til produktion af primær aluminium. Potentialerne knyttet til genanvendelsesscenariet med 95% genbrug er meget små i forhold til de øvrige scenarier. Det skal dog bemærkes, at scenarierne ikke omfatter bearbejdningsprocesser og at forskellene ville blive lidt mindre udtalte, hvis der i alle scenarier var en fælles "baggrundsniveau" bestående af forarbejdning af aluminium, transport og produktion af produkter. Det ses af figuren, at det er genanvendelsesprocenten der er den afgørende, hvorimod det ikke har så stor betydning om der anvendes primær- eller sekundæraluminium. Dette hænger sammen med den anvendte allokeringsmetode, der tillægger det stor betydning, om materialerne genanvendes og mindre betydning om der benyttes sekundær-materialer. Betydningen af de anvendte antagelser vedrørende allokering vil blive diskuteret i det følgende afsnit. Figur 2.17 Se her Vægtede miljøeffektpotentialer ved fire forskellige anvendelsesscenarier (excl. produktion og brug af produkter). 2.6.3 Vurderingens følsomhed over for ændringer vedrørende lødighedstab Allokering af udvekslingerne fra produktion af primær-aluminium efter lødighedsprincippet kan have meget stor indflydelse på miljøprofilerne af aluminiumholdige produkter. Hvis lødighedstabet ved brug af aluminium regnes at være relativt lille vil det indebære, at der vil være meget lille forskel på, om man bruger primær- eller sekundær-aluminium, men det vil være af stor betydning om materialerne bortskaffes til genanvendelse. Hvis lødighedstabet derimod regnes at være meget stort , vil det være af mindre betydning om materialerne genanvendes, men brug af sekundær-aluminium vil resultere i en markant forbedret miljøprofil i forhold til brug af primæraluminium. Det vil derfor være relevant at diskutere baggrunden for dette allokeringsprincip, og om princippet eventuelt bør revurderes. Genanvendelse af aluminium Der bortskaffes aktuelt 27.000-34.000 tons aluminium til genanvendelse i Danmark /29/. Da forbruget af aluminium er på 72.000-105.000 udgør mængden der genanvendes ca. 30%. Forskellen skyldes dels tab af aluminium til affald, dels at der sker en akkumulation af aluminium i samfundet. Den genanvendte aluminium anvendes til produktion af støbelegeringer og såkaldt "stålværksaluminium", der anvendes som offermetal ved stålfremstilling. Der er aktuelt ingen problemer med at afsætte aluminiummet til disse formål. En del af aluminiumskrottet afsættes på ekspanderende markeder i Sydøstasien. Årsagen til, at den omsmeltede aluminium kun anvendes til støbelegeringer, er, at der ved genanvendelsen sker en sammenblanding af forskellige legeringselementer, der gør aluminiummet uegnet til fremstilling af plader og profiler. Til disse formål ønskes ofte kun få legeringselementer i relativt lave koncentrationer. Støbelegeringer er oftest højtlegerede, og det er derfor med tilsætning af primæraluminium eller produktionsskrot med et kendt legeringsindhold muligt at justere smelterne til den ønskede legering. Der vil dog også til støbning kunne være problemer med legeringer med for højt indhold af især magnesium og jern. Da et højt indhold af jern ikke er et problem i stålværksaluminium, anvendes smelter med højt jernindhold typisk til fremstilling af stålværksaluminium. Herved kan det undgås at recirkuleret aluminium gradvis kommer til at indeholde mere og mere jern; en problemstilling som kendes fra genanvendelse af stål, hvor der ses et stigende indhold af kobber i stålet. Lødighedstab Lødighed anvendes i metallurgien som betegnelse for metallers og malmes renhed. Men ordet har også en bredere betydning, hvor det er synonymt med "værdifuldt" eller "seriøst". I UMIP-metoden defineres lødighed som materialernes tekniske brugsværdi og lødighedstab er udtryk for et tab i teknisk brugsværdi. I forhold til papirfibrene, som er nævnt tidligere, indebærer lødighedstabet, at fibrene bliver mindre velegnede til papirfremstilling. Men fibrene er stadig et ganske lødigt brændsel. Lødighedstab betyder således ikke at materialer med mindre lødighed ikke kan være en værdifuld råvare for specifikke produkter/processer, men snarere at anvendelsesmulighederne af materialet indskrænkes; at materialet er værdifuldt for en mindre vifte af produkter/processer. I relation til aluminium kan man vælge at betragte lødighed som renhed; i lighed med den metallurgiske brug af lødighedsbegrebet. Rent primær-aluminium kan anvendes til alle aluminiumprodukter og har dermed den største lødighed. Aluminium tilsat små mængder legeringselementer kan anvendes til færre produkter, men vil stadig kunne omsmeltes og indgå i en lang række legeringer. Højtlegerede støbelegeringer vil kun kunne genanvendes til støbelegeringer og har dermed en mindre lødighed. I følge UMIP-metoden påhviler udvekslingerne ved oparbejdning af materialer, der bortskaffes til genanvendelse, brugeren, der bortskaffer materialet. Det betyder i praksis at primær-aluminium - uanset renhed - der bortskaffes i et åbent kredsløb, må påregnes et lødighedstab svarende til at gå fra rent aluminium til en højtlegeret støbelegering. Næste gang aluminiummet genanvendes, vil der ikke ske så stort et lødighedstab, idet der vil være tale om at omsmelte en støbelegering til en ny støbelegering. Da støbelegeringer er meget forskellige vil en sammenblanding af støbelegeringer dog også indskrænke anvendelsesmulighederne for det omsmeltede materiale, og omsmeltning af sekundær-aluminium må derfor stadig tilskrives et lødighedstab. Genbrug af aluminium - og især støbelegeringer - kan kun foregå under forudsætning af, at der er aluminium med høj renhed til rådighed for justering af legeringerne. I en "steady state" situation, hvor mængden der bortskaffes tilsvarer forbruget, vil det ikke være muligt at genanvende alt aluminium i åbne kredsløb. Genanvendelse i lukket kredsløb Defineret på denne måde sker lødighedstabet, idet metallerne blandes sammen. Hvis vi betragter et lukket kredsløb, fx af aluminiumdåser, vil der ske et lødighedstab ved produktion af legeringen der anvendes, men der vil ikke ske et tab i forbindelse med genanvendelsen i det lukkede kredsløb. Lødighedstab i den aktuelle historiske situation En alternativ betragtningsmåde, som anvendes i den engelske udgave af "Miljøvurdering af produkter", er at se på hvilket materiale, som det genanvendte materiale kan fortrænge. Betragtningsmåden er den samme som anvendes når papir genanvendes til brændsel, hvor der modregnes med miljøbelastningerne, som ville finde sted, hvis der i stedet for papir skulle fyres med eksempelvis olie. Hvis sekundæraluminium i praksis fortrænger primær-aluminium skal vi modregne med miljøbelastningerne, der ville finde sted, hvis vi i stedet anvendte primær-aluminium. Støbelegeringer af sekundær-aluminium vil i praksis være lige så gode som støbelegeringer af primær-aluminium, og der er som nævnt aktuelt ingen problemer med at afsætte sekundær-aluminium til støbeformål. Hvis der ikke fandtes sekundær-aluminium ville der i stedet anvendes primær-aluminium. Som konsekvens af dette er det i den engelske udgave af "Miljøvurdering af produkter" valgt at definere lødighedstabet ved anvendelse af aluminium som 0. I en fremtidig situation, hvor der er større overensstemmelse mellem forbrug og bortskaffelse, vil der kunne opstå vanskeligheder med at afsætte sekundær-aluminium, og i dette tilfælde vil det så være nødvendigt at revurdere lødighedstabet. Denne tilgang tager således udgangspunkt i den aktuelle historiske situation og ikke i teoretiske overvejelser omkring materialernes anvendelsesspektrum. Man kan også kritisere denne betragtningsmåde udfra det argument, at hvis en LCA-metode beregningsmæssigt ikke godskriver brugen af sekundær- materiale i forhold til primær-materiale, sender metoden i virkeligheden det signal til industrivirksomheder og andre brugere af metoden, at det miljømæssigt er ligegyldigt, om der anvendes primær eller sekundær-materialer. I tilfældet aluminium er dette signal oplagt forkert i kraft af de forskelle i miljømæssige belastninger, der er knyttet til primær- henholdsvis sekundær- aluminium. Hertil kommer, at signalet tillige er miljømæssigt farligt, idet signalet alt andet lige må antages (hvis det bliver taget alvorligt) at hæmme efterspørgslen efter sekundær-materialer, hvilket igen vil påvirke indsamlingen af aluminiumsskrot og motivationen for at forbedre den eksisterende indsamling. I lyset af den stigende internationale fokus på behovet for at mindske forbruget eller tabet af naturlige ressourcer (der tænkes på overvejelserne om økologisk råderum for naturlige ressourcer henholdsvis faktor 4/faktor 10 diskussionerne), forekommer det fornuftigt at overveje, om der i LCA-beregninger burde indføres en positiv særbehandling af sekundær-materialer i forhold til primær-materialer (i hvert fald i vægtningsfasen), som afspejler samfundets miljøpolitiske prioriteringer. Gradueret lødighedstab Vi vil her fastholde definitionen af lødighedstab som tab af teknisk brugsværdi. Selv om det genanvendte aluminium aktuelt fortrænger primær-aluminium, produceres der af skrottet legeringer, som det vil være vanskeligere i længden at genanvende. Men det er spørgsmålet, om det er rimeligt at regne med det samme lødighedstab i hver livscyklus? Vi vil for at illustrere et alternativt princip lave et eksempel, hvor der regnes med et gradueret lødighedstab. Vi vil skelne mellem lødighedstabet ved omsmeltning af primær-aluminium, der betegnes f(tab,ny) og lødighedstabet ved omsmeltning af sekundær-aluminium, der vil blive betegnet f(tab,skrot). Ved omsmeltning af primær-aluminium i et åbent kredsløb regnes der med et lødighedstab, f(tab,ny), på 0,3. Efter denne første omsmeltning regnes der med, at lødighedstabet i de efterfølgende omsmeltninger vil være det samme ved hver omsmeltning. Der vil i lighed med antagelserne i UMIP-metoden regnes med at aluminium kan anvendes 10 gange, og der vil derfor være et lødighedstab ved omsmeltning af sekundær-aluminium, f(tab,skrot), på 0,08. I det følgende vil udstøbt primær-aluminium blive sammenlignet med omsmeltet sekundær-aluminium. I begge tilfælde regnes der med at 60% af materialet bortskaffes til genanvendelse. Ved beregning af lødighed af skrottet f(skrot) er det nødvendigt at have et mål for den gennemsnitlige genbrugsgrad i samfundet, som altså ikke skal forveksles med andelen, der sendes til genanvendelse i de gennemregnede eksempler. I "Miljøvurdering af produkter" /2/ er der angivet formler for beregning af f(skrot) på grundlag af genbrugsgraden, b , og lødighedstabet. Lødigheden af f(skrot) beregnes i følge UMIP-metoden (/2/ p.662) som følger: f(skrot) = 1-nskot · f(tab) hvor nskrot betegner det antal gange aluminium i skrot i gennemsnit har være anvendt (for detaljer i beregningen henvises til /2/). I UMIP regnes der med en genbrugsgrad på 0,46 og et lødighedstab på 0,1. Den gennemsnitlige lødighed af skrottet i en steady state kan da beregnes til 0,81. Hvis vi alternativt angiver lødighedstabet ved første anvendelse med f(tab,ny) og lødighedstabet ved de følgende anvendelser med f(tab,skrot), kan formlen omskrives til: f(skrot) = 1- (f(tab,ny) + (nskot -1 )· f(tab,skrot)) Hvis vi regner med at f(tab, ny) = 0,3; f(tab,skrot) = 0,08 og en genbrugsgrad på 0,46 fås, at lødigheden af skot f(skrot) bliver 0,63. Der regnes således med følgende lødigheder og allokeringsfaktorer:
Det ses umiddelbart af tabellerne, at den funktionelle enhed med et lødighedstab på 0,1 tilskrives 24% mindre af fællesudvekslingerne fra produktionen af primær-aluminium og deponering, når der anvendes sekundær-aluminium sammenlignet med primær-aluminium. Når der regnes med et lødighedstab på 0,3 ved første omsmeltning, tilskrives der 48% mindre, når der anvendes sekundær-aluminium. De vægtede miljøpotentialer for de fire scenarier er vist i figur 2.18. Ressourceforbruget, der især er knyttet til produktionen af primær-aluminium udviser lignende forskelle og er ikke vist. Figuren viser tydeligt, hvorledes en ændring i antagelserne vedrørende lødighedstab ved første anvendelse af materialet slår igennem på en sammenligning mellem et produkt baseret på henholdsvis primær- og sekundæraluminium. Hvis der regnes med et større genanvendelsestab ved første omsmeltning, vil en ændring fra at anvende primær- til at anvende sekundær-aluminium resultere i en betydelig reduktion af produktets miljøbelastning. Andet beregningsprincip Som alternativ til hele systemet med lødighedsfaktorer kan også overvejes en hel anden LCA-beregningsmetode, hvor miljøbelastningerne knyttet til udvinding af primær-aluminium fuldt ud afskrives på det produkt, hvori det primære aluminium indgår, mens sekundær-aluminium alene belastes med miljøbelastningerne knyttet til omsmeltningsprocessen. Med en sådan metode vil snitfladen mellem de enkelte livscykler blive lagt umiddelbart før porten til omsmeltningsanlægget. Figur 2.18 Se her Vægtede miljøpotentialer for to scenarier med 60% genanvendelse med forskellig lødighedstab, f(tab). Scenarierne omfatter kun produktion af primær-aluminium samt bortskaffelse/oparbejdning. Med denne metode vil forskellen mellem miljøbelastningerne knyttet til primær- henholdsvis sekundær-aluminium blive endnu kraftigere understreget end angivet i eksemplet overfor med et lødighedstab for første anvendelse på 0,3. Til gengæld vil genanvendelse alene blive afspejlet i ressourceforbruget og ikke i miljøeffektpotentialerne. Det er ikke forsøgt i denne rapport at kvantificere miljøbelastningerne knyttet til primær- henholdsvis sekundær-aluminium udfra denne metode. Pointen ved at pege på denne beregningsmetode (som afviger fra UMIP-metoden), er at understrege, at selve metodevalget såvel som de præcise valg af forudsætninger i væsentlig grad vil påvirke resultatet af en LCA-vurdering. Negativt kan siges, at der er gode muligheder for på forhånd gennem valg af metode og forudsætninger at bestemme, hvilket resultat der opnås. Positivt kan siges, at det er nødvendigt at være opmærksom på disse forhold og åbent erkende de politiske prioriteringer, der ligger i valg af metode og forudsætninger. Det videnskabeligt korrekte er naturligvis at afprøve flere forskellige metoder og forudsætninger og i selve fortolkningen af resultatet at diskutere de politiske prioriteringer, der ligger bag de forskellige valg.
3. Miljøprofiler for udvalgte aluminiumprodukter3.1 Emballage Med udgangspunkt i de tidligere kapitler sættes der i det følgende kapitel fokus på 3 forskellige anvendelser af aluminium, som kan opfattes som vigtige nuværende eller potentielle anvendelser for aluminium. I eksemplerne er der opstillet miljøprofiler for anvendelserne i et livscyklusperspektiv. Der er ikke tale om detaljerede livscyklusanalyser, men analyser, hvor der på grundlag af screeninger er diskuteret, hvilke faktorer der har væsentlig indflydelse på de opstillede miljøprofiler. De opstillede miljøprofiler for aluminiumholdige produkter er endvidere på screeningsniveau sammenlignet med miljøprofiler for alternative produkter med henblik på at undersøge, i hvor stort et omfang det er muligt at identificere, hvilke faktorer der har væsentlig indflydelse på en sammenlignende vurdering af de to alternativer. De tre eksempler er:
3.1 Emballage 3.1.1 Målsætning Formålet med denne vurdering er at opstille en miljøprofil for en aluminiumsbakke til opbevaring af varm mad, der leveres til pensionister, og belyse hvorledes ændrede scenarier påvirker miljøprofilet. Der er ikke tale om en detaljeret livscyklusanalyse, men en screening, der kan bruges til at identificere miljømæssige indsatsområder for fremtidige undersøgelser/forbedringer. Miljøprofilet for denne anvendelse vil endvidere blive sammenlignet med miljøprofilet for et muligt alternativ, hvor der anvendes bakker af polyetylen. Grundet den tilgængelige datakvalitet betragtes denne undersøgelse som en screening, der kan bruges til at identificere miljømæssige indsatsområder for fremtidige undersøgelser/forbedringer. 3.1.2 Systembeskrivelse Vurderingens objekt Vurderingens objekt, en bakke til opbevaring af varm mad til ældre, skal opfylde visse krav:
Funktionel enhed Den funktionelle enhed kan beskrives som følger: Bakker med et minimums volumen på 730 cm3 og 2 rum til opbevaring af et antal retter mad, der svarer til 1 års forbrug. Bakkerne må ikke afgive smags- eller lugtstoffer til maden og madens temperatur skal kunne variere inden for det af produktet givne temperaturinterval. Levetid Levetiden på en bakke sættes til 1 brugscyklus, og den funktionelle enhed svarer således til 365 bakker. Reference produkt Referenceproduktet for undersøgelsen er en aluminiumsbakke (model 5582). Bakken produceres af Plus Pack i Odense. Data for denne er vist i tabel 3.1. Opfyldelse af den funktionelle enhed med brug af aluminiumbakker, vil i det følgende betegnes "aluminiumbakke-løsningen". Tabel .1 Referenceprodukt: aluminiumbakke.
Den samlede vægt pr. funktionel enhed bliver da: 365 dage · 17,2 g pr. dag = 6.278 g aluminium. Vurderingsparametre I denne screening er det valgt at medtage de samme vurderingsparametre, som er benyttet tidligere i de generelle afsnit. Afgrænsning af livsforløbet Figur 3.1 viser det afgrænsede livsforløb for aluminiumbakke-løsningen. Figur 3.1 Se her Afgrænsning af livsforløb for aluminiumbakke-løsningen. Tidsmæssig afgrænsning De valgte miljøprofiler repræsenterer produkter, der allerede er i produktion. Tidshorisonten for udvekslingernes virkning på miljøet er valgt efter anbefalingerne fra UMIP. Datavurdering og teknologisk afgrænsning Denne vurdering er baseret på tilgængelige tal fra bl.a. UMIP og EAA. Dette medfører, at datamaterialet og dermed det teknologiske niveau ikke er identisk gennem alle enhedsprocesser. Det vurderes at fejlen der opstår ved dette i forhold til den samlede vurdering er af mindre betydning. De ældste tal fra UMIP stammer fra 1990 og knytter sig til energiforbrugende/producerende processer som transport og produktion af elektricitet. Det vurderes, at der ikke er sket innovationer af afgørende betydning gennem de sidste 7 år. Data for processerne: primær-aluminium, valsning af aluminiumfolie samt omsmeltning stammer fra EAA, 1996 og er præsenteret i kapitel 2. Data beskriver et gennemsnitligt globalt primær-aluminiumscenarie. El-scenarier Udvekslinger ved produktion af primær-aluminium er beregnet på grundlag af "aluminium-el" scenarie, som er gennemgået i afs. 2.2.5. Ved opgørelse af valseprocessen er det valgt at benytte et gennemsnitligt europæisk el. scenarie fra UMIP-enhedsprocesdatabasen, da producenten af bakker fortrinsvist benytter leverandører fra denne region. Opgørelse for valseprocessen med det anvendte el-scenarie er tidligere gennemgået i afsnit 2.3.3. Processerne: "produktion af bakker", "afbrænding af folie" og "omsmeltning" regnes at være placeret i Danmark og er derfor tildelt et dansk energi scenarie. Transportscenarierne er tænkte, men antages at levere et realistisk billede af de egentlige forhold. Antagelser Beregningerne er gennemført under følgende antagelser:
3.1.3 Opgørelse Produktion af bakker Plus Pack i Odense får deres råmateriale (valset aluminium betrukket med en meget tynd epoxyhinde) fra 3-4 forskellige leverandører, der ligger forskellige steder i Europa. Placeringen af leverandørerne er ikke oplyst. Transport fra producenten af valset aluminium er dog inkluderet som gennemsnitstal i data leveret fra European Aluminium Association, EAA . Plus Pack i Odense modtager det valsede aluminium som ruller. Efter lageret standses folien i en automatisk, kontinuert proces til bakker. Bakkerne lægges manuelt i kasser, før de sendes over til lageret. Den manuelle pakning sikrer, at bakkerne besidder de rigtige formmæssige kvaliteter. Affaldet fra processen bliver samlet og presset til videre genbrug ved omsmeltning. Det er oplyst, at producenten har et energiforbrug, der svarer til 5,022 MJ/kg produceret ~ 1,40 kWh/kg produceret. Hvis dette omregnes til den funktionelle enhed fås et samlet energiforbrug på 8,8 kWh pr. funktionel enhed. Efter pakning køres bakker til aftager; i dette tilfælde et storkøkken. Brug Hos aftageren, det vil sige storkøkkenet, bliver bakkerne pakket ud, fyldt med mad og låget lægges på. Denne proces bliver anset for ikke at medføre nogen udvekslinger fra aluminiumsbakken og vil derfor ikke blive omtalt yderligere. Bakkerne med mad køres hver dag til forbrugerne indeholdende varm mad. I dette system, hvor bakkerne ikke indsamles til genbrug, regnes de at ende med husholdningsaffaldet og blive sendt til forbrænding. Bortskaffelse Fra producenten af bakkerne oplyses det, at 60% af bakkerne (3.767 g), der bliver leveret til storkøkkener, bliver indsamlet til genbrug. Selve tilbagetagningssystemet fungerer således, at pensionisterne afskyller bakkerne i brugt opvaskevand og giver dem tilbage til chaufføren ved den efterfølgende madudbringning. Det antages, at denne metode ikke forårsager hygiejniske problemer i forbindelse med transporten og opbevaringen af brugte bakker, samt at aluminiummet indgår i en materialepulje, som anvendes til produktion af støbelegeringer, der terminalt vil blive deponeret. De resterende 40% (2.511 g) regnes at blive sendt til forbrænding sammen med det almindelige husholdningsaffald. Da bakker samt låg består af ganske tynd folie, regnes dette af brænde og afgive energi svarende til 31 MJ/kg /37/. Udvekslinger i forbindelse med forbrænding af aluminiumfolie er tidligere gennemgået i afs. 2.5.4. Ifølge UMIP-enhedsprocesdatabasen /38/ er virkningsgraden for fjernvarme, produceret på et forbrændingsanlæg lig med 75%. Dette medfører at 1 kg afbrændt materiale kan substituere fjernvarme produceret ved afbrænding af fossile brændsler svarende til 31 MJ · 0,75 = 23,25 MJ. Det totale negative energiforbrug man opnår ved forbrænding af et års forbrug af aluminiumsbakker kan ses i tabel 3.3. Tabel 3.2 Afgivet energi ved forbrænding af aluminiumfolie.
Ved forbrænding af aluminiumsbakker samt låg antages det, at alt aluminiummet brænder og bliver til aluminiumoxid, Al2O3. Molmassen for henholdsvis Al, O2 og aluminiumoxid, Al2O3 er 26,982, 32 og 101,964. Hvis massen af det afbrændte aluminium svarer til 2,511 kg (=93 mol) og det forudsættes, at aluminiummet bliver omsat til aluminiumoxid bliver den samlede vægt af det producerede aluminiumoxid 4,7 kg. Det producerede aluminiumoxid antages at ende som volumenaffald. Da der ikke er tilgængelige specifikke data vedr. forbrænding af aluminiumfolie, tildeles produktsystemet en andel af forbrændingsanlæggets udvekslinger, der svarer til det indfyrede materiales vægt. Dette svarer til fremgangsmåden i UMIP PC-værktøjet (jf. afs. 2.5.4). Transport Transporten til Plus Pack i Odense er inkluderet i EAA's tal. De tre resterende transportprocesser er følgende: 1: Transport af bakker fra Plus Pack, Odense til Storkøkken. 2: Transport af bakker fra Storkøkken til forbruger. 3: Transport af bakker fra forbruger til genbrug og forbrænding. Disse transportprocesser er antaget at se ud som vist i tabel 3.4. Transporttyperne er valgt efter tilgængelighed i UMIP-enhedsprocesdatabasen. Tabel 3.3 Transportprocesser. Massestrømmen af aluminium gennem det betragtede livsforløb, fremgår af figur 3.2. Figur 3.2 Figur 3.2 Se her Massestrøm af aluminium for aluminiumbakke-løsningen. Allokering I de tilfælde hvor processer, bidrager til andre produkter end de som indgår i det undersøgte livsforløb, kan det være relevant at allokere processernes udvekslinger til de forskellige produkter. Allokeringsprincipperne der anvendes ved genbrug af materialer er tidligere gennemgået i afs. 2.6.1. Hvis man ser på massestrømmen af aluminium i figur 3.2 ses det ,at der i flere af produktionsprocesserne produceres flere produkter, idet affald som sendes til genbrug, også kan betragtes som et produkt af processen. Da aluminiumaffaldet fra valsning og produktion af bakker ikke tilføres værdi gennem disse processer giver det dog ikke mening at allokere en del af udvekslingerne i disse processer til det metalliske affald, som sendes til genbrug. Udvekslingerne til disse processer allokeres derfor 100% til den funktionelle enhed. Allokering til materialer som bortskaffes til genbrug Af de 7.080 g primær-aluminium der indgår i livsforløbet, er der efter omsmeltning 4.440 g til rådighed for genbrug. Fraktionen til genbrug er således 63% mens 37% ender på deponi (evt. via affaldsforbrænding). Aluminium, der er til rådighed for videre anvendelse, har dog en mindre lødighed (teknisk brugsværdi) end primær-aluminium. På baggrund af UMIP antages det, at lødighedstabet for aluminium i en livscyklus er 0,1. Lødigheden af den aluminium, der genanvendes antages således at være 0,9. Det betyder, at 10% af de udvekslinger fra produktionen af primær-aluminium, vi ellers ville tilskive den aluminium, der sendes til genbrug, tilskrives den funktionelle enhed. I tabel 3.5 betegnes denne fraktion, der tilskrives den funktionelle enhed fa. Betydningen af lødighedstab for den samlede miljøprofil er tidligere diskuteret i afs. 2.6.3 og er taget op igen i fortolkningsdiskussionen (jf. afs. 3.1.8). Allokeringsfaktorer for de enkelte processer er angivet i tabel 3.5. Allokeringsfaktoren angiver, hvor stor en del af udvekslingerne i de enkelte enhedsprocesser, der allokeres til den funktionelle enhed. Allokering af materialer, der bortskaffes til deponi Alle stoffer, der sendes i omløb i samfundet, skal på et eller andet tidspunkt, når de er udtjente, deponeres. Da der sker en lødighedsforringelse af materialerne ved hver genanvendelsescyklus, vil lødigheden på et tidspunkt være nedskrevet til 0 og materialerne skal deponeres. For ikke at lade deponeringsbelastningen hvile 100% på den sidste anvendelse af materialet, allokeres en del af denne deponeringsbelastning til alle genanvendelsescykler. Derfor allokeres 10% af deponeringsbelastningen (volumenaffald) af materialer, som bortskaffes til genanvendelse til den funktionelle enhed. Allokeringsfaktoren for deponering som i tabel 3.5 er angivet til 0,08 skal ganges med den samlede mængde der sendes til deponering, som omfatter såvel deponering inden for det betragtede livsforløb som terminal deponering af de materialer som bortskaffes til genanvendelse. Med hensyn til omsmeltningen belastes dette produktsystem 100% af de hertil knyttede miljøbelastninger og ressourceforbrug. Herved kan materialet afleveres til næste forbruger med en miljøprofil svarende til den som indgik +i omsmeltningen. Allokering For at vise princippet i allokeringen anføres beregningen af forbrug af bauxit som allokeres til den funktionelle enhed. Den generelle formel for brug af allokeringsfaktorerne for processer der lødighedsallokeres er: Qi,p,allokeret = Qi,p · (a·fa + b·fb) hvor Qi,p er mængden af udveksling i proces p. For deponering angiver Q dog ikke mængden, der deponeres, men den samlede mængde der bortskaffes. Dette fremgår dog ikke af den danske udgave af UMIP, men er indarbejdet i den engelske udgave /48/. Tabel 3.4 Allokeringsfaktor for de enkelte enhedsprocesser.
Noter: 1) Ved beregning af udvekslinger ganges allokeringsfaktoren med den samlede mængede der terminal bortskaffes til deponering, idet det antages, at aluminium bortskaffet til genanvendelse terminalt bortskaffes til deponi og ikke til affaldsforbrænding.2) Allokeringsfaktorerne er for produktion af primær-aluminium beregnet som a·fa + (b1+b2)·fb. For deponering anvendes formlen a·fa + b2·fb, mens allokeringsfaktoren for de øvrige udvekslinger er lig med f.a: fraktion af brugt materiale, der sendes til genbrug. b: fraktion af brugt materiale, der sendes til forbrænding/deponi. fa: Faktor, der angiver hvor stor en andel af de terminale udvekslinger i tilknytning til materialerne der går til genbrug, der allokeres til den funktionelle enhed ; fa er med det anvendte allokeringsprincip lig med det lødighedstab, som tilføres materialet i produktsystemet. fb: Faktor, der angiver, hvor stor en andel af udvekslingerne som er knyttet til materialerne, der går til forbrænding/deponi, der allokeres til den funktionelle enhed; fb er lig med lødigheden af materiale, som tilføres produktsystemet. f : Faktor for processer, der 100% allokeres til den funktionelle enhed. For processer der ikke lødighedsallokeres er formlen: Qi,p,allokeret = Qi,p · f Eksempel: Til produktion af 1 kg primær-aluminium anvendes 3,695 kg bauxit (jf. afs. 2.2.4). Til produktion af den mængde primær-aluminium der indgår i den funktionelle enhed anvendes der 7,080 kg Al · 3,695 kg bauxit/kg Al = 26,2 kg bauxit. Qbauxit, primær-al er således 26,2 kg bauxit. Da allokeringsfaktoren (a·fa + b·fb) er lig med 0,43 er den allokerede udveksling Qbauxit, primær-al, allokeret lig med 0,43· 26,2 kg bauxit = 11,3 kg bauxit. Beregninger De samlede beregninger af allokerede udvekslinger fremgår af bilag 9. 3.1.4 Vurdering Beregning af miljøeffektpotentialer Beregning af ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer er gennemført i henhold til UMIP-metoden og vist i bilag 9. Figur 3.3 Se her Normaliserede ressourceforbrug for aluminiumbakke-løsningen. Bemærk at forbruget af brunkul, opdæmmet vand, bauxit samt kalksten fra produktion af primær aluminium er uden for skala. Normalisering Af figur 3.3, der viser den normaliserede ressourceprofil for bakken, ses det at produktionen af primær aluminium i forhold til alle andre faser er den proces, der bidrager mest til det samlede forbrug. Dataene er gengivet i mere aggregeret form i figur 3.4, hvor den andel som produktion af primær-aluminium udgør af de samlede profiler fremgår mere tydeligt. Det samme ses af de normaliserede miljøeffektpotentialer vist i figur 3.4, hvor det igen er produktionen af primært aluminium, der har de største bidrag. Dette gælder dog ikke for produktionen af slagge og aske, hvor det er affaldsforbrænding af brugt materiale, der står som den mest betydende proces. Figur 3.4 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer for aluminiumbakke-løsningen. Bemærk at produktionen af slagge og aske fra forbrænding er uden for skala. Udvekslingerne i tilknytning til produktionen af primær aluminium og forbrænding vil alle reduceres lineært med øget genanvendelsesgrad af aluminium, mens udvekslingerne ved omsmeltning vil øges. Med den anslåede genanvendelsesgrad på 60% ses det, at de samlede udvekslinger fra omsmeltningen er langt mindre end fra produktion af primær-aluminium og forbrænding. De negative værdier fra produktionen af fjernvarme ved afbrænding af aluminiumfolie, skyldes substitution af fossile brændsler og dertil hørende reduktion af udvekslinger. Som det tidligere er påvist i afsnit 2.5 er den positive effekt af afbrænding af aluminium beskeden i relation til den samlede miljøbelastning af produktet i dets samlede livscyklus. Transporten har i lighed med de tidligere eksempler næsten ingen indvirkning på de samlede ressource- og miljøprofiler. Figur 3.5 Se her Normaliserede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer for aluminiumbakke-løsningen. Bemærk at forbruget af bauxit er uden for skala. For nærmere at kunne se, hvorledes de enkelte faser bidrager til ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer i den samlede livscyklus, er resultaterne i figur 3.5 aggregeret for de tre faser: produktion af primær-aluminium, valsning, produktion bakker og transport samt bortskaffelse. I forhold til ressourceforbrug udgør produktionen af primær aluminium langt det største bidrag. I forhold til energimineralerne bidrager valsning, produktion bakker og transport dog væsentlig til forbruget af stenkul naturgas og uranmalm. På miljøeffektsiden ses samme billede, med den forskel, at slagge/aske fra bortskaffelse af aluminium udgør den mest betydende enkelteffekt. Som tidligere nævnt er det en forenkling at regne produktion af slagge/aske som en miljøeffekt, fordi der ikke tages stilling til, hvor problematisk deponering eller genanvendelse af restprodukterne faktisk er. Det er ikke indholdet af aluminiumoxid i slagger fra forbrændingsanlæg, som sætter begrænsninger for anvendelse af slaggerne til anlægsformål. Delkonklusion På grundlag af de foreliggende resultater kan det konkluderes at:
3.1.5 Forbedringsvurdering På baggrund af ovenstående kan det væsentligste indsatsområde i Danmark identificeres som værende bortskaffelsesfasen, udvekslingerne i hele livsforløbet skal søges nedbragt. Hvis forbruget af primær-aluminium og dermed de udvekslinger, der er tilknyttet denne fase skal reduceres, vil det kræve en øget genbrugsgrad - ifølge allokeringsmodellen ville mængden af primær-aluminium, der skal tilskrives dette produktsystem dermed blive reduceret. Samtidigt reduceres også mængden af brugt materiale, der sendes til forbrænding. Det er valgt at fokusere på tre forskellige bortskaffelses-scenarier:
De vægtede miljøeffektprofiler er vist i figur 3.6. Da produktion af primæraluminium og bortskaffelse af affaldet er de dominerende effekter vil der som det fremgår af figuren være en næsten lineær sammenhæng mellem miljøeffektpotentialer og genanvendelsesgrad. Figur 3.6 Se her Vægtede miljøeffektpotentialer for tre alternative bortskaffelses-scenarier. Delkonklusion Ved en gennemgang af de tre alternative livsforløb for et års forbrug af aluminiumbakker kan det konkluderes:
3.1.6 Beskrivelse af alternativ For at vurdere aluminiumbakkens miljøprofiler i forhold til et andet produkt, er det valgt at sammenligne med en polyetylen (C-PET) bakke. Bakken bliver brugt til samme formål som aluminiumbakken, men låget er i dette tilfælde svejset fast. Dette ændrer produktets ydelse, men den opfylder stadig kravene opstillet i den funktionelle enhed. Data for PET-bakke-alternativet er vist i tabel 3.6. Tabel 3.5 Data for PET-bakke-alternativet
Da PET-bakken ikke er formstabil ved temperaturer over 120 ° C, leveres bakken ofte med en serveringsbakke af polycarbonat (PC). Da serveringsbakken genbruges af brugeren og har en levetid på minimum tre år, vil den ikke blive inkluderet i vurderingen. Da låget kun er få mikrometer tykt, vil dette ikke blive inkluderet i vurderingen. Dog vil svejseprocessen blive vurderet. Det vurderede livsforløb er vist i figur 3.7.
Figur 3.7 Afgrænsning af livsforløb for PET-bakke-alternativet. Transport er ikke inkluderet, da den som for aluminiumbakke-løsningen ikke regnes at have nogen betydelig effekt på miljøprofilerne. Som for aluminium gælder det dog, at transporten er inkluderet i den primære fase. Da data vedrørende C-PET ikke har været tilgængelige er data for almindelig PET blevet anvendt til beregningen. Dette vurderes ikke at ændre profilet synderligt. Produktion af bakke Ved produktion af bakken er der ifølge UMIP-enhedsprocesdatabasen et tab på ca. 1.88 kg pr. kg støbt produkt. Denne analyse baseres dog på erfaringsdata, der udtrykker gennemsnitsværdier for termoformning af PET. Disse data opererer med et spild på under 1%. Dette skyldes, at producenten af bakkerne regranulerer sit affald og anvender det som råvarer. Det antages, at bakken har et samlet energiforbrug ved produktion på ca. 12 kWh pr. funktionel enhed. Dette tal inkluderer både produktion af folie og selve bakken. Svejsning Med hensyn til svejsning er det oplyst, at svejsemaskinen har et energiforbrug på 1,6 – 2 kW /36/. Hvis det antages, at en bakke tildeles ca. 15 sekunder af svejsemaskinens køretid og der svejses 365 bakker pr. funktionel enhed, bliver det samlede energiforbrug lig med ca. 3 kWh. (2 kW · 15 s · 365 / 3600s/h) Ved støbning af C-PET er der ifølge UMIP-enhedsprocesdatabasen et tab på ca. 1.88 kg pr. kg støbt produkt. Denne analyse baseres dog på erfaringsdata, der udtrykker gennemsnitsværdier for termoformning af PET. Disse data opererer med et spild på under 1%. Dette skyldes, at producenten af regranulerer sit affald og anvender det som råvarer. Energien til produktion af plast samt støbning regnes at være det som i UMIP PC-værktøjets enhedsdatabase betegnes som "Dansk-el" (jf. tabel 2.4). Energien til svejsning af låg samt afbrænding af brugt bakke regnes at være det som i databasen betegnes "Dansk-el". Transportfasen regnes at være identisk med aluminiumbakken, dog korrigeres, der for øget vægt. Bakkerne antages 100% at blive bortskaffet med dagrenovation og sendt til forbrænding. 3.1.7 Sammenligning af de to alternativer Udvekslinger og effektpotentialer for de to alternativer fremgår af bilag 9. På baggrund af beregningerne er vægtede ressource- og miljøeffektprofiler vist i figur 3.8. Af figur 3.8 ses det, at aluminiumforbruget til produktion af aluminiumbakken vægter ca. 10 gange højere end ressourceforbruget af energimineralerne. Forbruget af naturgas og råolie, er noget større i PET-bakke alternativet, men til gengæld anvendes der stenkul, brunkul og uranmalm til produktion af aluminiummet. Energien fra vandkraft til produktion af primær-aluminium ses ikke på profilet, fordi vægtningsfaktoren for vandkraft er 0. Som tidligere nævnt udgår det således af vurderingen, at der bruges store mængder vandkraft, som hvis det ikke blev brugt til aluminiumproduktion, kunne anvendes til andre formål. På miljøeffektsiden ses at PET-bakke alternativet har betydeligt mindre effekter end aluminiumbakke-løsningen i forhold til de fleste effekter. Grundet usikkerheder kan der ikke drages nogen entydig konklusion vedrørende bidrag til drivhuseffekt, forsuring, næringssaltbelastning samt ozondannelse da alternativerne har næsten lige store potentielle bidrag. Det skal dog bemærkes, at der, som nævnt i kapitel 2 er stor usikkerhed på opgørelsen af human toksicitet og økotoksicitet i forhold til produktionen af primær aluminium, og at potentialerne meget vel kan være væsentligt overestimeret. De store forskelle, der ses i forhold til produktion af forskellige former for affald, er derimod mere præcist bestemt, og synes at afspejle en reel forskel mellem de to løsninger. Figur 3.8 Se her Vægtede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer for de to alternativer. Begrænsninger i analysen Der er stor usikkerhed på opgørelsen af humantoksicitet, økotoksicitet og persistent toks. Det bemærkes herudover, at direkte humantoksikologiske effekter af de valgte materialer i brugsfasen ikke er omfattet af analysen. Således er der usikkerhed om aluminiums mulige humantoksikologiske effekter, og det vil derfor være relevant at undersøge, i hvilken grad aluminium afgives fra emballagen til madvarer ved de lave pH-værdier, som ofte vil findes i færdigretter. Tilsvarende vil det ved vurdering af alternativet være relevant at undersøge en mulig afgivelse af uønskede stoffer fra PET-bakkerne. Arbejdsmiljømæssige problemer i forhold til håndtering af snavsede aluminiumbakker, der sendes til genanvendelse, er heller ikke omfattet af vurderingen. 3.1.8 Fortolkning og konklusioner Delkonklusion Som et helhedsindtryk af de to alternativer kan konkluderes, at PET-bakken under de givne forudsætninger fremtræder som det bedste alternativ. Holdbarheden af denne konklusion forstærkes af den kendsgerning, at beregningen af aluminiumsløsningen er baseret på UMIP-metoden med et lødighedstab på 0,1. Beregninger baseret på et større lødighedstab eller en anden metode (jf. diskussion i afs. 2.6.3) vil kun forstærke den registrerede forskel til PET-bakkens fordel. I screeningen er antaget en genanvendelsesrate på 60% for aluminiumsbakken. Som beskrevet i afs. 3.1.5 vil en genanvendelsesrate på 90% fremfor 60% forbedre miljøprofilen for aluminiumsbakken væsentligt. Selv med denne genanvendelsesrate vil PET-bakken for de fleste miljøeffekter stadig fremstå som det bedste alternativ. Ved en nærmere vurdering af baggrunden for dette resultat, bliver det klart, at resultatet i betydelig grad afhænger af materialedimensionerne og dermed materialeforbruget for de to løsninger. Hvis aluminiumsbakken også leveres med en serveringsbakke som for PET-bakken, burde der i princippet ikke være problemer med at reducere materialetykkelsen for aluminiumsbakken i et omfang, hvor aluminiumbakken fremstår som miljømæssig ligeværdig eller måske bedre end PET-bakken. Der er derfor ikke tale om en situation, hvor PET-bakken generelt er aluminiumsbakken overlegen. Der er i stedet tale om en situation, hvor der eksisterer to produkttyper på markedet, som kan konkurrere også rent miljømæssigt. Hvilken af de to produkttyper, der i det enkelte tilfælde er bedst rent miljømæssigt afhænger i hvert enkelt tilfælde af den opgave, der skal løses og de produktdesign, der kan tilbydes. Analysen har fokuseret på aluminiumsemballage af en relativ svær kvalitet (stor materialetykkelse), og analysens konklusioner kan derfor ikke umiddelbart generaliseres til andre typer emballage. Det generelle indtryk er dog, at da emballage altovervejende produceres udelukkende udfra primær-aluminium (øldåser er en markant undtagelse) og da miljøbelastningerne knyttet til primær-aluminium er markante, vil aluminiumsemballage være miljømæssigt fordelagtigt primært i de tilfælde, hvor der kan opnås en høj grad af indsamling og genanvendelse, hvorimod der kan være grund til at være kritisk og overveje andre løsninger i de tilfælde, hvor indsamling og genanvendelse er vanskelig eller ressourcekrævende. Denne vurdering skal dog læses med det væsentlige forbehold, at der er grund til at være opmærksom på, at aluminiums funktionelle egenskaber (styrke/stivhed i forhold til vægt, temperaturstabilitet, membranegenskaber og tilsyneladende ugiftighed) betyder, at det for en række emballagetyper kan være vanskeligt at pege på egnede alternativer, der ikke medfører et væsentligt større materialeforbrug. 3.2 Bilmotor 3.2.1 Målsætning Formålet med denne vurdering, er at undersøge, i hvilken grad det relativt store energi- og ressourceforbrug ved produktion af aluminium i sammenligning med stål vil kunne opvejes af et reduceret energiforbrug i brugsfasen. Produktet, der er valgt til denne screening, er en benzinmotor, hvor der er opnået en vægtreduktion på 25 kg ved substitution af visse ståldele med aluminium. Resultaterne af undersøgelsen skal bruges til at belyse aluminiums ressource- og miljøprofil i forhold til en konventionel alternativ løsning i stål. At der er valgt en motor er en tilfældighed; der kunne lige såvel været fokuseret på udskiftning af andre bildele, som giver en tilsvarende vægtreduktion. Ved sammenligningen er der fokuseret på brug og genbrug af ressourcer samt forskelle i brændstofforbrug i brugsfasen. 3.2.2 Systembeskrivelse Den funktionelle enhed Den funktionelle enhed for analysen er sat til: Motordel til bil, som gennem en levetid på 10 år kører 300.000 km. Motoren skal efter endt brug kunne demonteres i rene metalfraktioner. Vurderingsparametre Livsforløbet er vurderet ifølge retningslinierne fra UMIP. D -betragtning Sammenligningen af de to løsninger er foretaget ud fra en D -betragtning (delta-betragtning), hvor der kun foretages en opgørelse af forskelle mellem de to processer. Det vil groft antages at støbning og efterfølgende forarbejdning af motordelene er de samme for de to løsninger, og produktionsfasen er derfor udelukket af vurderingen. Det vurderes, at det næppe ville flytte meget på sammenligningen af de to samlede livsforløb, hvis forarbejdningsfasen havde været medregnet. Afgrænsning Løsningen, hvor dele af motoren består af aluminium, vil i det følgende benævnes "aluminiummotoren". De vurderede livsforløbsfaser for denne motor er vist i figur 3.9. De samme faser indgår i livsforløbet for stålmotoren. Materialeforbrug til produktion af motorerne Det vurderes, at hovedparten af materialet der anvendes til produktion af såvel aluminium- som stålmotoren udgøres af genbrugsmateriale. Metallerne har således tidligere været anvendt i en række forskellige produkter og er derefter omsmeltet. Der er i analysen ikke gjort rede for denne del af livscyklus, men forbrug af metallerne er håndteret gennem en lødighedsallokering af udvekslingerne ved produktionen af primærmaterialerne. Udvekslinger, som er knyttet til materialeforbruget, er således estimeret ud fra kendskab til udvekslinger ved produktion af primærmaterialerne. Principperne bag lødighedsallokering er tidligere diskuteret i afs. 2.6.1. Figur 3.9 Se her Det afgrænsede livsforløb for aluminiummotor. Lødigheden af det anvendte sekundær-aluminium er sat til 0,8, hvilket betyder, at udvekslingerne til produktion af materialet regnes som 80% af udvekslingerne ved produktion af primær-aluminium. Lødigheden anvendes som et udtryk for den tekniske brugsværdi af genbrugsmaterialer. Til den specifikke anvendelse, støbning af motordele af aluminium, er genanvendt aluminium lige så godt som primær-aluminium, og der er derfor ikke tale om et materiale af mindre kvalitet. At lødigheden af det genanvendte materiale sættes lavere end lødigheden af primær-aluminium, hænger sammen med at anvendelsesområderne for det genanvendte aluminium er mindre, og at den tekniske brugsværdi set i en større samfundsmæssig sammenhæng derfor er mindre. Man kan diskutere,, om det er korrekt at sætte lødigheden af et sekundær-materiale som opfylder samme tekniske betingelser som et primær-materiale, til 0,8, men det er her valgt at anvende lødigheden, som er angivet i "Miljøvurdering af Produkter" /2/. Stål Der er i forbindelse med dette projekt ikke indhentet specifikke data for produktion af primær stål, oparbejdning af stål og bortskaffelse af stål. Udvekslinger for disse processer er hentet fra UMIP PC-værktøjets enhedsprocesdatabase. Det anvendte stål regnes som nævnt at være sekundær-stål , men der tages udgangspunkt i produktionen af primær-stål, hvor der til denne screening er anvendt data for enhedsprocessen "zz-råstål (89% primær)". D -produktionsfase Som nævnt regnes produktionsfasen at være ens for de to løsninger således at D -udvekslingerne i produktionsfasen for begge løsninger regnes som 0. D -brugsfase Den samlede vægt for aluminiummotoren antages at være 50 kg. Stålmotoren antages at veje 75 kg. Disse antagelser bygger ikke på et konkret eksempel, men vurderes baseret på oplysninger fra Ford at kunne repræsentere en gennemsnitssituation. Motoren antages at have en levetid på 300.000 km. Dette er muligvis noget overvurderet i forhold til levetiden af motorer, men vurderes at være realistisk for alle andre bildele. På grund af den lavere vægt, regnes bilens brændstofforbrug baseret på oplysninger fra Ford at blive reduceret med 363 l benzin (ved 300.000 km) ved skift fra stål- til aluminiummotor. Med en vægtfylde på 0,753 kg/l svarer reduktionen på 25 kg til brændstofforbrug på 273,34 kg benzin pr. funktionel enhed. Da brugsfasen bliver illustreret som en forskelsbetragtning (D -brugsfase), tilskrives aluminiummotoren et benzinforbrug på 0 kg og stålmotoren et benzinforbrug på 273 kg pr funktionel enhed. Bortskaffelse af aluminium 86% (43 kg) af det brugte aluminium antages genbrugt, mens 14% (7 kg) antages at gå tabt og regnes som volumenaffald. Aluminium, som bortskaffes til genanvendelse, regnes at blive sendt til shredding og efterfølgende smeltning, som beskrevet i afsnit 2.5. Det skal bemærkes, at de 86% dækker den mængde der efter oparbejdning er til rådighed for genanvendelse, dvs. de 14%, der tabes, inkluderes tab ved omsmeltning. Bortskaffelse af stål 86% (64,5 kg) af det brugte stål regnes at blive genbrugt, mens 14% (10,5 kg) antages at gå tabt og regnes som volumenaffald. Stålet, som bortskaffes til genanvendelse, regnes at blive sendt til shredding og efterfølgende smeltning. Transport Transport er kun medregnet for brugsfasen, idet den øvrige transport antages at være ubetydelig sammenlignet med transporten i brugsfasen. Geografisk afgrænsning Elektriciteten forbrugt i råvarefasen for stål antages at være "EF-el" (jf. UMIP PC-værktøjet). For aluminium benyttes data som tidligere er gennemgået i kapitel 2. Bortskaffelse antages at foregå i Danmark, og der anvendes derfor et "Dansk el" scenarie (jf. PC-værktøjet) til denne fase. Allokering Da der for begge systemerne indgår genbrugsmaterialer og en genbrugsfase skal udvekslingerne allokeres. I dette tilfælde er det valgt at følge retningslinierne for lødighedsallokering som angivet i UMIP-metoden (Wenzel et al, 1996 + engelsk udgave). Allokeringsprincippet er nærmere beskrevet i afs. 2.6.1. Allokeringsfaktorerne, beregnet efter disse principper, er angivet i tabel 3.7. I disse systemer, hvor 86% af den mængde der bortskaffes sendes til omsmeltning, er det af stor betydning for udvekslingerne knyttet til deponering, at en del af "deponeringsbelastningen" i materialet, der sendes til genbrug; allokeres til den funktionelle enhed. Den faktisk deponerede mængde anslås således til 14%, mens der efter allokering regnes med en produktion af volumenaffald svarende til, at 19,8% af materialet deponeredes. Tabel 3.6 Se her
Allokeringsfaktorer for livsforløbet af den betragtede bilmotorer Beskrivelse af datamateriale Data for aluminium er hentet fra EAA (EAA, 1996). Dog er energiscenarierne samt data vedr. ståls livsforløb fra UMIP-enhedsprocesdatabasen (Frees, N. et al, 1996). EAA’s data er af nyere dato og vurderes dermed at være rimeligt korrekte. Data i UMIP-enhedsprocesdatabasen er derimod ikke alle af samme dato som EAA's. Dette kan godt give anledning til en vis usikkerhed. På screeningsniveau vurderes de deraf afledede fejl ikke at være betydningsfulde. Data for aluminiums råvarefase er tidligere beskrevet i afs. 2.2.5, mens opgørelse for oparbejdning af aluminium i åbent kredsløb er gennemgået i afs. 2.5.4 (med tilhørende bilag). 3.2.3 Opgørelse og vurdering De samlede miljøeffektpotentialer og ressourceforbrug fremgår af bilag 12. I figur 3.10, der viser de normaliserede miljøeffektpotentialer og ressourceforbrug for en aluminiummotor, ses, at det er produktionen af primær-aluminium, selv med 86% genanvendelse, der har langt den største indflydelse på det samlede miljøprofil (excl. brugsfase). Af det normaliserede profil ses det tydeligt, at forbruget af bauxit, som er en faktor 100 større end de øvrige ressourceforbrug, er det mest betydende ressourceforbrug, selvom omsmeltningen bidrager væsentligt til forbruget af energimineraler. Idet produktions og brugsfaserne er udelukket af vurderingen, er resultatet stort set det samme som diskuteret tidligere i afs. 2.5.4. Figur 3.10 Se her Normaliserede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer for aluminiummotoren (excl. brug). Bemærk at forbruget af bauxit er uden for skala. Delta-brugsfase refererer til sammenligningen med en stålmotor, idet der kun er medregnet forskelle mellem de to løsninger. Følsomhedsanalyse Konklusionerne i foregående afsnit er bygget på forudsætningen om at aluminiumsdelene består af genbrugsaluminium. Det kan dog diskuteres i hvilket omfang, der faktisk anvendes sekundær-aluminium til produktion af bilmotor. For at illustrere hvor følsomme beregningerne er i forhold til antagelsen om, at der anvendes sekundæraluminium, vil beregninger i dette afsnit gentages med den forudsætning, at der anvendes primær-aluminium til fremstilling af motoren. Det antages at alle andre forhold er uændrede. De ændrede allokeringsfaktorer fremgår af tabel 3.7. Den eneste forskel i forhold til den foregående beregning er, at fb, der svarer til lødigheden af materialet, som tilføres produktsystemet, nu har antaget værdien 1. Tabel 3.7 Se her Allokeringsfaktorer for livsforløbet af den betragtede bilmotorer. Figur 3.11 Figur 3.11 Se her Normaliserede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer for aluminiummotoren (excl. brug) produceret af henholdsvis sekundær- og primær-aluminium. Bemærk at forbruget af bauxit er uden for skala. Af figur 3.11, der viser normaliserede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer for aluminiumsmotoren produceret af hhv. sekundær- og primær-materiale ses det, at der med den benyttede allokeringsmodel ikke kan siges at være afgørende forskel mellem de to alternativer. 3.2.4 Sammenligning af alternativer Af figur 3.12, der viser de vægtede ressourceforbrug for det totale livsforløb for de to alternativer, ses det, at det vægtede forbrug af bauxit er meget større end det vægtede forbrug af jern. Dette skyldes primært at forbruget af jern generelt er større, hvilket indebærer af normaliseringsreferencen for jern er større. Normaliseringsreferencerne er således 3,4 og 100 kg/pers./år for hhv. aluminium og jern. For både jern og aluminium er forsyningshorisonten relativt lang og vægtningsfaktorer vægtningsfaktorerne er henh. 0,009 og 0,005 pr. år. Til gengæld er det vægtede forbrug af olie (først og fremmest D -forbrugsfasen) af stålmotoren af samme størrelsesorden, som det vægtede forbrug af bauxit. Ressourceprofilerne viser således ikke klart at den ene løsning er bedre end den anden. Figur 3.12 Se her Vægtede miljøeffektpotentialer for de to alternativer. For de vægtede bidrag til miljøeffekter er det stålløsningen, der dominerer i alle effekter, bortset fra toksicitet. Effekterne for toksicitet er dog betydeligt lavere end en række af de andre effekter, og set over hele profilet er de samlede miljøeffekter af aluminiummotoren langt mindre end stålmotoren. 3.2.5 Fortolkning og konklusioner De gennemførte beregninger indikerer, at der kan opnås store miljømæssige besparelser ved en reduktion af vægten af en bil med brug af aluminium. Det større vægtede ressourceforbrug ved aluminiumløsningen vurderes ikke at være så markant, at det alene taler imod en aluminiumløsning. Forudsætningen er imidlertid, at materialerne efter brug bortskaffes til genbrug. I det gennemregnede eksempel er der regnet med en genanvendelsesprocent på 85%, hvilket relativt nemt skulle kunne opnås. I et effektivt genanvendelseskredsløb må det forventes, at det er muligt at opnå en genanvendelsesgrad på 90-95%, hvilket vil indebære at aluminiumløsningen vil stå som den klart bedste løsning sammenlignet med stålløsningen. Det bemærkes, at ved så høje genanvendelsesrater vil andre forudsætninger om lødighedstab eller metodevalg (jf. afs. 2.6.3) ikke ændre væsentligt på beregningsresultatet. En forbedret energiudnyttelse i motoren (flere km pr liter) vil naturligvis være en fordel i forhold til begge løsninger, men en forbedret energiudnyttelse vil også forskyde vægtforholdet mellem de to løsninger over mod stålløsningen som den ressourcemæssigt bedste. Beregningerne er gennemført under forudsætning af, at bilen kører 300.000 km. Hvis det i stedet antages, at bilen kun kører 150.000 km er forskellene mellem de to løsninger mindre markante, men aluminiummotoren vil stadig have de laveste miljøeffektpotentialer. Da det primært er effekterne af brugsfasen, som er relativt præcist bestemt, som slår igennem for stålløsningen, vurderes det, at en revurdering af processerne produktion og bortskaffelse af stål næppe vil give et markant anderledes resultat. Det kan med en vis ret siges, at denne vurdering blot bekræfter den erfaring, at energiforbruget i brugsfasen er afgørende for transportmidler, hvilket betyder , at den vægtbesparelse, der er knyttet til aluminium fremfor stål, gør at aluminium til transportmidler miljømæssigt er et mere velegnet materiale end stål. 3.3 Vejinventar 3.3.1 Målsætning I det følgende vil der på screeningsniveau blive gennemført en sammenlignende livscyklusvurdering af to løsninger til standere til vejinventar. Som eksempel er valgt standere til et pilehenvisningsskilt. I den nuværende løsning anvendes en bøjle af galvaniseret stål. Alternativt kan anvendes aluminium, som med de rigtige legeringer kan opnå en tilfredsstillende styrke. Fordelen ved at anvende aluminium vil være, at man undgår tab af zink og andre tungmetaller til omgivelserne, undgår galvaniseringsprocesser, at standerne kan holde længere uden vedligeholdelse og at den samlede løsning vil være lettere. Dette skal opvejes mod de betydelige miljøpåvirkninger ved produktion af aluminium. Formålet med screeningen er at undersøge om fordelene ved at anvende aluminium er markant større end ulemperne, og pege på faktorer, der har væsentlig indflydelse på sammenligningen mellem de to undersøgte løsninger. Der anvendes store mængder galvaniseret stål til vejinventar og andre udendørsformål, og der vil potentielt i fremtiden være en mulighed for en væsentlig stigning i aluminiumforbruget til disse formål. Overvejelserne i forbindelse med den undersøgte stander vil således også kunne belyse problemstillingen i forhold til andre typer vejinventar. 3.3.2 Systembeskrivelse Funktionel enhed Den funktionelle enhed er: En stander til et pilehenvisningsskilt med en tavle på 33 x 150 cm. Standeren skal holde i 30år. Den funktionelle enhed omfatter således ikke hele pilehenvisningsskiltet. På standeren monteres en tavle, hvorpå der påklæbes en plastfolie med den relevante pilehenvisning. Vurderingsparametre Livsforløbet vil blive vurderet ifølge retningslinierne fra UMIP. Levetid Den begrænsende faktor for levetiden af et pilehenvisningsskilt er normalt den plastfolie, der påklæbes tavlen. Denne plastfolie er lysfølsom og antages at være brugbar i 30 år, hvilket antages også at være standerens levetid, da man i praksis udskifter hele skiltet, hvilket beror på, at levetiden for den traditionelle løsning med varmgalvaniseret stålbøjle tillige er begrænset af korrosion. Det er sandsynligt, at en aluminiumsbøjle er mindre udsat for korrosion end en varmgalvaniseret stålbøjle (afhænger bl.a. af i hvilket omfang aluminiumsbøjlen er udsat for vejsalt). Dette betyder, at det med en aluminiumsløsning er muligt, at der i mange tilfælde kun er behov for at udskifte tavlen og ikke selve bøjlen. I betragtning af den lange levetid og de mange forhold, der kan påvirke levetiden er dog her valgt at antage samme levetid (30 år) for de to løsninger. D -vurdering I den sammenlignende vurdering er der ligesom i det foregående eksempel med en bilmotor foretaget en D -vurdering, dvs. at vurderingen kun omfatter forskelle mellem de betragtede løsninger. "Stålbøjle" Det nuværende pilehenvisningsskilt består typisk af en varmforzinket stålbøjle, hvori der er ophængt en aluminiumsplade. Hver af bøjlens to ender, som er sat ned i jorden, er forsynet med vinger (for at stabilisere bøjlen). Det er et krav fra vejdirektoratet, at stålbøjlen overfladebehandles ved varmeforzinkning /39/. Bøjlen vejer i følge /40/ i gennemsnit 22 kg. Den funktionelle enhed med brug af stålbøjle vil i det følgende blot blive betegnet "stålbøjlen". Flowdiagram for de dele af livscyklus, der er omfattet af vurderingen, er vist i figur 3.13. Det antages, at bøjlen efter brug sendes til genanvendelse. Ved genanvendelsen vil stål og zink adskilles, og der vil eventuelt kunne ske en oparbejdning af zink. Figur 3.13 Se her Flowdiagram for "stålbøjlen". Produktion af stål Bøjlen er typisk fremstillet af tysk stål /41/ produceret på baggrund af malm. Der er ikke indhentet specifikke oplysninger vedrørende stål, som konkret anvendes til dette formål, men det antages at tysk stål med 89% primær stål fra UMIP PC-værktøj databasen vil være repræsentativ for det anvendte stål (se bilag 11). Varmforzinkning Der findes i UMIP PC-værktøjets database ikke oplysninger om varmforzinkning. Der er derfor indhentet oplysninger fra en dansk varmforzinkningsvirksomhed samt procesoplysninger fra en ikke publiceret database fra Institut for Produktudvikling /42/. Det har ikke været muligt inden for projektets rammer at få detaljerede oplysninger om emissioner til luft og vurderingen vil kun være meget overordnet og give et fingerpeg om en størrelsesorden af de væsentligste udvekslinger. Ved varmforzinkning af stålbøjler til pilehenvisningsskilte pålægges der typisk 30-40 m m zink ved neddypning i flydende zink ved 450 grader celsius. En enkelt bøjle på 22 kg pålægges i følge oplysninger fra producenter ca. 150 g zink. Ved forsinkningen sker der et mindre tab af zink til affald således at zinkforbruget til pålægning af 150 g zink vil være i størrelsen 155 g. Herudover anvendes der ca. 60 g HCL til bejdsning. Der foreligger ingen oplysninger om HCL i enhedsprocesdatabasen, og det har inden for projektets rammer ikke været muligt at foretage en terminering af HCL forbruget. Det samme er tilfældet for forbruget af ca. 0,6 g ZnCl2 og ca. 4 g NH4Cl. Der anvendes i smeltebadet op til 1,5% bly. Udvekslinger ved produktion af bly, samt ressourceforbrug vil kun blive vurderet kvalitativt, mens tab af bly fra forzinkede overflader vil blive vurderet under tab i brugsfasen. Der er ingen produktion af spildevand ved processen. Ved pålægning af 150 g zink produceres i følge producentoplysninger ca. 60 g kasseret bejdse, som returneres til HCL producenten samt ca. 50 g zinkaske og 12 g hårdzink, som begge eksporteres med henblik på oparbejdning i udlandet. Zinkaske vil her regnes som slagge/aske, mens kasseret bejdse vil blive regnet som farligt affald. I en mere detaljeret analyse, der følger disse affaldsprodukter videre, vil mængden af farligt affald formentlig og slagge/aske reduceres ganske betydeligt gennem oparbejdningsprocesser. I den samlede vurdering af varmforzinkningen er produktionen af farligt affald den langt største miljøeffekt, og usikkerheden på denne størrelse har derfor stor indflydelse på vurderingen. Til pålægning af 1 kg zink anvendes mellem 3 og 11 kWh el. Der regnes her med 11 kWh regnet som "dansk el" fra UMIP PC-værktøjet. Fra processen vil der emitteres en række stoffer til luft. Det kan bl.a dreje sig om NH4Cl, ZnO, ZnCl, Zn, Pb, HCL. Det har inden for projektets rammer ikke været muligt at kvantificere disse emissioner, og de vil derfor kun blive vurderet kvalitativt. Produktion af zink Udvekslinger ved produktion af primær-zink er hentet fra UMIP PC-værktøjets enhedsprocesdatabase. Ved produktionen produceres endvidere bly, og der er i databasen allokeret en del af produktionens udvekslinger til blyet. Det fremgår ikke af databasen, om der er foretaget en allokering af udvekslingerne mellem flere produkter. Korrosion af zink Korrosion af zink fra forsinkede overflader vil være afhængig af de kemiske forhold i luften. I en undersøgelse af omsætningen af zink i Sverige /43/ regnes der med korrosionsrater varierende fra 0,7 m m/år i større byer til 0,3 m m/år på landet. Hvis der som et gennemsnit regnes med, at der korroderer 0,5 m m/år fra hele bøjlen (både over og under jorden) vil der på 30 år være korroderet 15 m m svarende til 38-50% af samlede mængde zink. Der er derfor som et gennemsnit regnet med, at der fra bøjlen tabes ca. 66 g til omgivelserne i løbet af en 30 års periode. Den korroderede zink vil hovedsageligt blive tabt til jord, men der vil i bymæssig bebyggelse også kunne tabes en del til kloak. Der er ved den toksikologiske vurdering forenklet antaget, at alt zink tabes til jord. Ved varmforzinkning blandes der op til 1,5% bly i zinken. Derudover vil zink altid være forurenet med små mængder cadmium. Ved den toksikologiske vurdering af tabet til jord, vil toksiciteten af bly og cadmium derfor også indgå. Genanvendelse af zink Når galvaniseret stål omsmeltes vil det tilbageblevne zink hovedsageligt ende i røggasstøvet fra stålfremstillingen. Støvet bliver fra nogle stålværker sendt til oparbejdning, mens det fra andre deponeres. I Sverige blev der i 1990 deponeret 2.900 tons zink med røgrensestøv fra stålfabrikation, mens ca. 280 tons zink med røggasstøv fra producenter af rustfrit stål blev sendt til oparbejdning /43/. Genanvendelse vil betyde, at en del af udvekslingerne ved produktion af zink skal allokeres til den genanvendte zink. Da halvdelen af zinken tabes i forbindelse med brug, kan der højst være tale om at halvdelen af udvekslingerne skal allokeres til det genanvendte. Hvis der regnes med genanvendelse skal udvekslingerne i forbindelse med oparbejdningen til gengæld indgå i opgørelsen. Det er her forenklet antaget, at zinken ikke genanvendes, men deponeres som volumenaffald. "Aluminiummaster" Et alternativt design til et pilehenvisningsskilt, hvor der i stedet for stålbøjlen anvendes to aluminiummaster, er udviklet af /44/. I løsningen anvendes udover aluminiummasterne også en anden løsning til aluminiumtavlen og ophæng. For at forenkle sammenligningen mellem de to alternativer, vil det dog her antages, at der benyttes samme tavler til de to løsninger. Der vurderes ikke at være nogle tekniske hindringer for at anvende samme tavle. Flowdiagram for aluminiummasterne fremgår af figur 3.14. For at løsningen skal være sammenlignelig med stålbøjlen skal der udover masterne regnes med vinger (til at stabilisere masten i jorden), topstykker (til at lukke rørene) samt beslag til fastgørelse af tavlerne. Vægt og legering af de enkelte dele fremgår af tabel 3.9. Den samlede vægt (excl tavle) udgør 9,75 kg. De to løsninger svarer designmæssigt til hinanden, på nær det forhold, at der for stålbøjlen er tale om et sammenhængende bukket rør, mens der for aluminiumsløsningen er tale om 2 separate master med topstykke. Denne forskel betyder dog, at stålbøjlen givetvis vil være mere stiv end aluminiumsløsningen og dermed mere modstandsdygtig overfor påkørsler o.lign. uheld. Legeringssammensætningerne af de tre legeringer fremgår af tabel 3.10 Legeringen, som anvendes til beslag og topstykker adskiller sig fra de andre ved at være en typisk støbelegering med et højt indhold af silicium. Det høje indhold af silicium i disse komponenter betyder, at masterne incl. bøjler ikke kan genanvendes til nye master uden at man adskiller de enkelte dele og genanvender dem hver for sig. Figur 3.14 Se her Flowdiagram for "aluminiummaster". Aluminium udgør ca. 97% af den samlede løsning. Masterne kan af æstetiske grunde overfladebehandles, men der er ingen teknisk begrundelse herfor, idet aluminium på sin overflade selv danner en oxidhinde, der hindrer korrosion. Det overvejes derfor i udviklingen af Al-løsningen at lade aluminiumsdelene stå ubehandlet. Det er her antaget, at masterne ikke er overfladebehandlede. Hvis der skulle gennemføres en fuldstændig LCA for aluminiummasterne, skulle hvert legeringselement følges fra vugge til grav, og der skulle tages stilling til lødighedsallokering for hvert enkelt element. Det er uden for rammerne af dette arbejde at foretage en sådan opgørelse. Hvis der regnes med at al aluminium indsamles til genanvendelse, hvorved hovedparten af udvekslingerne ved produktion af primær aluminium allokeres til de følgende livsforløb, bliver analysen imidlertid følsom overfor om en tilsvarende allokering kan foretages for legeringselementerne. I de anvendte legeringer er det især magnesium (ca. 3% i vingerne) og silicium (ca.12% i beslag) som vil kunne være af betydning for vurderingen. Magnesium er uønsket i støbelegeringer i større koncentrationer og kan i praksis volde problemer. Da legeringselementerne ikke decideret tabes ved omsmeltning vil det imidlertid kræve en meget detaljeret analyse at vurdere, om der for legeringselementerne skal foretages en anden lødighedsallokering, og det er derfor antaget, at den anvendte faktor for lødighedstab på 0,1 for aluminium også tager højde for lødighedstab af legeringselementerne. Tabel 3.8 Al-løsningens enkelte elementer /44,45/.
Tabel 3.9 Legeringssammensætning af Al-løsningens legeringer /45/.
Ved opgørelsen af udvekslingerne ved produktionen af primærmaterialer vil der forenklet regnes som om standerne bestod 100% af aluminium, selvom ca. 3% består af andre legeringselementer. De to væsentligste legeringselementer magnesium og silicium har i ressourcemæssig sammenhæng en vis lighed med aluminium idet ressourcerne er relativt store samtidig med at produktionen af metallerne er energiintensiv. Fejlen, der opstår ved at regne med 100% aluminium, vurderes derfor kun at være nogle få % af de samlede miljøeffektpotentialer. D -opgørelse Det er forenklet antaget, at udvekslinger ved forarbejdningen af stålbøjlen og aluminiumstanderne, er ens bortset fra varmgalvaniseringen af stålbøjlen. Af kapitel 2 fremgår det, at udvekslingerne ved produktionsprocesser som fx. ekstrudering er relativt små sammenlignet med udvekslingerne i forbindelse med produktion af primær-aluminium. Det vurderes derfor, at fejlen, der opstår ved at antage at forarbejdningen af henholdsvis bøjle og master er ens, vil være relativt lille i forhold til den samlede vurdering. D -udvekslingerne for aluminiummasterne ved forarbejdning er derfor sat til 0. I forhold til brugsfasen antages det, at den eneste forskel er, at der fra den galvaniserede stålbøjle tabes zink og andre tugmetaller til jord. D -udvekslingerne for aluminiummasterne i brugsfaser er derfor sat til 0. Da aluminiumløsningen vejer væsentligt mindre end stålløsningen, vil transportarbejdet være mindre for aluminiumløsningen. På grundlag af vægtforskellen beregnes derfor et D -transportarbejde. Råvarer Det antages, at alle dele til begge løsninger fremstilles ud fra primær-materialer, selvom beslag og topstykker til aluminiummasterne (som udgør <10%) vil kunne fremstilles ud fra sekundær-aluminium. Hvis vi i stedet regnede med, at disse var fremstillet af sekundæraluminium, ville de samlede potentialer med den anvendte lødighedsallokering blive nogle få procent mindre. Masterne, som udgør 82% af aluminiumforbruget til standeren, er produceret ud fra en 6106-legering, som anvendes til 80-85% af de aluminium- profiler, der anvendes i Danmark. Hvis der på et tidspunkt udvikles indsamlingsordninger, hvor de enkelte legeringstyper holdes adskilt (fx gennem en mærkningsordning) vil det være praktisk muligt at basere produktionen af masterne på genanvendelse af indsamlede brugte 6106-legeringer. Datavurdering Data for aluminiums råvarefase, som beskrevet i denne rapports del 1, vurderes som de bedst opnåelige og branchens (EAA) bedste bud. Øvrige data er fremkommet via UMIP PC-værktøjets enhedsprocesdatabase. Der er som tidligere omtalt ikke angivet variation på dataene fra EAA og det vurderes, at der ikke er grundlag for at lave en analyse af usikkerhederne på de beregnede potentialer. Dette betyder, at der kun er basis for at hæfte sig ved markante forskelle mellem de to løsninger. Allokering I lighed med de foregående eksempler foretages der er allokering efter lødighedsprincippet. Princippet for lødighedsallokeringen er i detaljer gennemgået i afs. 2.6.1. Allokeringsfaktorer for de enkelte dele af livsforløbet af de to løsninger fremgår af tabel 3.11. Tabel 3.10 Se her Allokeringsfaktorer for livsforløbet af de to skiltestandere.
3.3.3 Opgørelse og vurdering Bortset fra varmgalvanisering og tab af zink til omgivelserne er udvekslinger i forbindelse med de berørte processer beskrevet tidligere i denne rapport. De vigtigste udvekslinger ved varmgalvanisering er angivet i bilag 11. For de øvrige processer er der i samme bilag angivet de beregnede effektpotentialer og ressourceforbrug. Transportarbejde Da skiltene sættes op over hele landet, kan man kun lave et groft overslag over den samlede transport af standerne. Vægtforskellen mellem de to løsninger er 12,25 kg. Denne vægt skal transporteres fra primærværkerne til producent af rør, videre til producent af skiltene, til brugeren, til den konkrete placering, tilbage til brugeren, til skrothandlere og sluttelig til smelteværk. Transporten fra bruger til konkret placering antages at foregå i en mindre varebil, mens den øvrige transport antages at foregå i 3,5-16 ton lastbil. Fra bruger til konkret placering og tilbage regnes der med en afstand på 2*30 km. Den øvrige transport regnes at være 2*300 km. Tabel 3.11 D -transportarbejde for stålbøjlen.
Tab af zink ved brug Ved vurderingen anvendes effektfaktorer for zink fra UMIP. Da zink antages at bindes relativt kraftigt i jord, vil et tab af zink til jord kun skulle vurderes i forhold til humantoksicitet via jord og økotoksicitet i jord. Begge indgår i den aggregerede effektkategori "persistent toksicitet". Effektfaktoren for zink for humantoksicitet via jord for emissioner til jord er 0,016 m3/g, mens effektfaktoren for økotoksicitet i jord kan beregnes ud fra jordkvalitetskriteriet på 100 mg Zn/kg TS. Beregningerne er foretaget som bekrevet i "Miljøvurdering af produkter" /2/. Andre tungmetaller Zink indeholder små urenheder af cadmium. I følge massestrømsanalyse for cadmium indeholder zink, som anvendes til forzinkning, ca. 7,5 g Cd pr. ton Zn /46/. Endvidere indgår der ved forzinkningen i størrelsen 1% bly. Emissionerne af zink til jord vil således være i størrelsen 100.000 gange større end emissionerne af cadmium og ca. 100 gange større end emissionerne af bly. Ved beregning af det økotoksikologiske effektpotentiale for emissioner til jord tages der udgangspunkt i jordkvalitetskriterier, hvis sådanne foreligger. Jordkvalitetskriterierne for zink, bly og cadmium er på henholdsvis 100, 40 og 0,2 mg/kg TS /47/. Det fremgår således umiddelbart at potentialet af emissionerne af bly og cadmium vil være beskedne i forhold til potentialet af zink emissionerne. Effektfaktorer for indtagelse via jord (for emissioner til jord) er for zink (som støv), bly og cadmium i den engelske udgave af UMIP /48/ beregnet til henholdsvis 0,016, 0,1 og 5,6 m3/g. Tab af zink vil således beregningsmæssigt vægte betydeligt tungere end tab af de øvrige tungmetaller. Til denne beregning må dog bemærkes, at beregningen er baseret på jordkvalitetskriterier, som langtfra dækker alle de miljøhensyn, der bør tages i betragtning ved vurderingen af pågældende tungmetaller. For både cadmium og bly gælder, at det er Miljøstyrelsens mål, at brugen af disse tungmetaller på længere sigt skal ophøre fuldstændigt. Det er tillige Miljøstyrelsens mål, at tilførslen af disse metaller til miljøet skal begrænses i et omfang, således at koncentrationen af disse metaller i miljøet ikke øges og om muligt mindskes /49/. Til sammenligning bemærkes, at zink er et essentielt næringsstof, og at der indtil nu ikke er taget eller planlagt noget initiativ til begrænsning af zinkanvendelsen i Danmark. Sammenligning af alternativer Vægtede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer for de to alternativer er vist i figur 3.15. Som en konsekvens af at zinken tabes, mens aluminium og stål næsten 100% genanvendes fås, at forbruget af zink udgør det største vægtede ressourceforbrug. Forbruget af bauxit er dog også betydeligt. I opgørelsen er der regnet med, at zink i restprodukter fra stålværker ikke genanvendes. Hvis det kan opnås, at 50% af den anvendte zink bliver genanvendt (svarende til 100% af zinkindholdet i røggasrensningsstøv fra stålværker genanvendes) vil de vægtede ressourceforbrug for de to løsninger blive af samme størrelse. Bortset fra produktion af farligt affald, er alle miljøeffektpotentialer for aluminiummasterne større end potentialerne for stålbøjlen. Det forhold, at der tabes zink og andre tungmetaller fra stålmasterne under brug, resulterer ikke i at stålløsningen ifølge UMIP-metoden får højere potentialer for humantoksicitet, økotoksicitet eller persistent toksicitet. I denne sammenhæng skal det dog understreges, at vurderingen af stålløsningen ikke omfatter alle relevante emissioner, foruden at selve vurderingsmetoden ikke tager højde for de miljøpolitiske beslutninger, der er truffet i forhold til tungmetaller som cadmium og bly. Hertil kommer, at toksicitetspotentialerne for aluminiumløsningen, der er knyttet til produktionen af primær-aluminium, generelt må anses for usikre. Disse forhold betyder, at beregningsresultaterne knyttet til humantoxicitet, økotoxicitet og persistent toksicitet bør tolkes med forsigtighed. Produktionen af farligt affald i tilknytning til stålbøjlerne repræsenterer et miljøeffektpotentiale, som er betydeligt større end de øvrige potentialer. Produktionen af farligt affald er hovedsageligt knyttet til produktion af primær-stål og i mindre omfang også til varmgalvaniseringen (jf. bilag 11). Denne kategori er dog følsom overfor, hvad der i det enkelte tilfælde er defineret som farligt affald. Hvis man ser nærmere på betydningen af tab af zink, bly og cadmium fra den forzinkede bøjle i forhold til andre processer knyttet til anvendelsen af zink ses i figur 3.16, at potentialet for "persistent toksicitet" (bl.a. omfattende "humantoksicitet via jord" og "økotoksicitet i jord") knyttet til brugsfasen er ganske beskeden i forhold til potentialerne knyttet til produktion af primær zink og varmforzinkning (her må dog igen tages forbehold for vurderingen for cadmium og bly). Det skal tillige bemærkes, at produktionen af farligt affald ved varmforzinkning kan være væsentligt overestimeret. Figur 3.15 Se her Vægtede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer for de to alternativer. Bemærk "farligt affald" i forbindelse med stålbøjlen er uden for skala. Figur 3.16 Figur 3.16 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer knyttet til stålbøjlens zink-relaterede processer. 3.3.4 Forbedringsvurdering Som det tidligere er nævnt er genanvendelsesgraden af aluminium og lødighedstab ved genanvendelse af stor betydning ved en vurdering af aluminiumprodukter. I forhold til den konkrete aluminiumløsning, hvor der til standeren anvendes tre forskellige legeringer, ville genanvendelsen af standeren gøres lettere, hvis det var muligt, at lave den samlede løsning af den almindeligt anvendte profillegering eller i det mindste uden brug af støbelegeringer. Da aluminiumstanderne må formodes at kunne holde mere end 30 år, vil et design der muliggør udskiftning af tavlen uden at udskifte masterne, eller direkte genanvendelse af masterne til nye skilte kunne reducere det samlede miljøeffektpotentiale og ressourceforbrug ved at øge levetiden af masterne. 3.3.5 Fortolkning og konklusioner Når der tages højde for de usikkerheder, der er knyttet til vurderingen af toksicitetsparametrene såvel som til mængden af farligt affald (jf. afs. 3.3.3) må konklusionen blive, at med de givne forudsætninger synes de to løsninger at være nogenlunde jævnbyrdige. Dette skal forstås således, at de har forskellige styrker og svagheder og at valget mellem dem reelt bliver et spørgsmål om hvilke styrker/svagheder, der lægges mest vægt på. Det bemærkes, at beregninger baseret på et større lødighedstab eller en anden metode (jf. diskussion i afs. 2.6.3) vil næppe ændre væsentligt ved denne konklusion. Diskussionen af styrker/svagheder er et valg mellem det større ressourceforbrug af zink og mængden af farligt affald, som er de afgørende svagheder ved stålløsningen og de toksikologiske belastninger sammen med de energirelaterede belastninger, der er knyttet til aluminiumsløsningen. En længere levetid for aluminiumsløsningen vil mindske belastningen sammenlignet med stålløsningen. Et forsøg på at generalisere resultaterne af denne sammenligning til andre former for vejinventar er naturligvis behæftet med usikkerhed, da vurderingen i det enkelte tilfælde vil bero stærkt på de funktionelle krav og dermed det aktuelle design af en aluminiumsløsning sammenlignet med stålløsningen. Resultatet af denne vurdering giver dog grund til at formode, at aluminium i mange andre sammenhænge også vil være jævnbyrdig med en stål løsning, og at der derfor kan være gode årsager til at overveje aluminium som et alternativ til stål. Arbejdsmiljø i brugs og bortskaffelsesfasen Vurderingen har ikke omfattet arbejdsmiljø. I forhold til arbejdsmiljø vil en løsning med aluminiummaster være klart at foretrække, idet den lavere vægt af aluminium giver anledning til færre "tunge løft" end den nuværende løsning med stål. I hvilket omfang denne fordel skal tilægges vægt vil være afhængig af den konkrete arbejdsmiljømæssige situation omkring opsætning og nedtagning af skilte.
Referencer
Bilag 1Normaliseringsreferencer og vægtningsfaktorerVægtningsfaktorer og normaliseringsreferencer for miljøeffekter er hentet fra UMIP /1/, mens enkelte af værdierne for ressourceforbrug , som ikke fremgår af UMIP, er beregnet på grundlag af andre kilder, men med samme metode, som anvendes i UMIP. Tabel B Bilag 1 :1 Vægtningsfaktorer og normaliseringsreferencer for miljøeffekter.
Note: Normaliseringsreference for radioaktivt affald er taget fra Miljøstyrelsens LCA-værktøj hvor referencen er væsentligt højere end i UMIP. Tabel B :2 Normaliseringsreferencer og vægtningsfaktorer for ressourceforbrug.
Noter: 1) Normaliseringsreferencen for bauxit er beregnet ud fra normaliseringsreferencen fra UMIP for aluminium, idet der er ganget med forholdet mellem forbrugt bauxit og mængde aluminium fremstillet heraf.2) Der findes i UMIP ikke normaliseringsreferencer og vægtningsfaktorer for kalk. Normaliseringsreferencen er her sat ud fra opgørelsen fra USA's Geologiske Undersøgelser 1995 /2/, hvor forbruget af "Lime" er opgjort til 120 mio. tons. "Lime" dækker dog ikke alle former for kalksten, idet nogle kalksten er opgjort under "Stone", men det fremgår ikke, hvor stor en andel af stenene der er kalksten. Der findes ikke opgørelser af de globale reserver af kalk, men ressourcerne er meget store, så vægtningsfaktoren er her sat til 0,002 svarende til en forsyningshorisont på 500 år.3) Der findes i UMIP ikke normaliseringsreferencer og vægtningsfaktorer for uran. Disse er derfor bestemt på grundlag af et forbrug (mineproduktion) på 34.582 tons/år (1992) og opgjorte reserver på 2.255.000 tons /3/.4) Forsyningshorisonten for træ er i UMIP sat til 333 år. I Nordeuropa er forbruget af træ imidlertid ikke større end gendannelsen og forsyningshorisonten kan derfor sættes til uendeligt. Det vægtede forbrug af træ bliver derved 0.5) Den samlede energiproduktion med vandkraft var i 1991 på 8.049 PJ /4/ svarende til 2,24 1012 kWh. I UMIP regnes der med at der til produktion af 1 kWh med vandkraft som gennemsnit i verden bruges ca 1.368 l vand. Normaliseringsreferencen kan på dette grundlag estimeres til 578.000 l/person/år. Til sammenligning er fornyelsen af de samlede vandressourcer (ikke nødvendigvis unyttelige) ca. 7.420.000 l/person/år /4/.6) Der er regnet med en vægtfylde af træ på 0,8 kg/m3.Referencer:
Bilag 2Aluminiums råvarefase. Ressourceforbrug og emissioner (excl. el-forbrug)Opgørelsen bygger på en opgørelse fra European Aluminium Association (EAA) fra 1996 /1/. Data er indsamlet i 1994. Tabel B Bilag 2 :1 Se her Materiale- og elektricitetsforbrug til produktion af 1 kg aluminiumbarrer. Tabel B Bilag 2 :2 Se her Emissioner ved fremstilling af 1 kg aluminiumsbarrer excl. emissioner fra elfremstilling /1/. Referencer: 1. European Aluminium Association (EAA). 1996. Ecological Profile Report for the European Aluminium Industry. EAA, Brussels. Bilag 3 Aluminiums råvarefase. Effektpotentialer og ressourceforbrug (incl. elforbrug). Tabel B Bilag 3:1 Se her Ressourceforbrug pr. kg produceret primær aluminium med brug af "aluminium-el" scenarie fra enhedsprocesdatabasen i Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj. Tabel B Bilag 3:2 Se her Miljøeffektpotentialer pr. kg produceret primær aluminium med brug af "aluminium-el" scenarie fra enhedsprocesdatabasen i Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj.
Bilag 4El-scenarier til aluminiums råvarefaseUdvalgte udvekslinger pr. produceret kWh , jf. enhedsprocesdatabasen i Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj. Procesnummer er på tabellen angivet for hvert scenarie Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Normaliserede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer for de 5 scenarier. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027
Bilag 5Human- og økotoxikologiske effektpotentialer for emissionen af fluorider og PAH i aluminiums råvarefaseKvantitiativ humantoksitet I tråd med anbefalingerne i UMIP bør der gennemføres en mere kvantitativ vurdering af stoffer, der opnår en score på mere end 8 i den kvalitative vurdering. I det følgende gennemføres derfor en beregning af de normaliserede effektpotentialer baseret på UMIP's liste over effektfaktorer for humantoksicitet fra luft, overflade vand og jord for stoffer, der emiteres til luft, vand og jord. Da UMIP's liste endnu har et begrænset omfang er beregningen kun gennemført ved at antage, at emissionen af PAH til luft og vand består udelukkende af benzo(a)pyren (CAS. 50-32-8) og at emissionen af fluorider til luft og vand kan beskrives ved CAS 16984-48-8. Herved fås effektfaktorerne for humantoksicitet fra de tre delmiljøer luft, vand og jord, hvor der er brugt globale værdier for emissioners fordeling mellem delmiljøerne. Tabel B Bilag 5 :1 Se her Effektfaktorer for humantoksicitet fra luft, overfladevand og jord fra stoffer, der udledes til luft, vand og jord /1/. Ved brug af ovenstående effektfaktorer for humantoksicitet fås toksicitetspotentialerne og de tilsvarende normaliserede potentialer, som det fremgår af tabel 5:2, hvor UMIP's normaliseringsreferencer bruges til at normalisere toksicitetspotentialerne fra udledningerne fra produktionen af et ton aluminium. Tabel B Bilag 5 :2 Se her Absolutte og normaliserede humantoksicitetspotentialer for benzo(a)pyren og fluorider fra produktionen af 1 kg aluminium Kvantitativ økotoksicitet for benzo(a)pyren Udledning til luft I følge /2/ har benzo(a)pyren en relativ lang halveringstid i atmosfæren, og kan derfor transporteres over lange afstande inden afsætning til enten jord eller vand. I følge UMIP-konceptet bliver fordelingsfaktorerne for udledningen af benzo(a)pyren til luft derved: fva=0, fvk=0,2 og fjk=0,8, idet der benyttes den globale standardværdi 0,2 for forholdet mellem vandoverflade og jordoverflade. Udledning til vand For udledningen til vand sættes fva til 1. Da Henrys kontant for benzo(a)pyren i følge /3/ er < 10-3 atm*m3/mol forventes, at hele den til vand udledte mængde forbliver i vandet, hvorved fvk bliver lig med 1 og fjk bliver lig med 0. Biokoncnetreringsfaktor Biokoncentreringsfaktoren, BIO, sættes til 1. Økotoksitetsfaktorerne udregnes som angivet i tabel 5:1 og 5:2. Tabel B Bilag 5 :3 Se her Økotoksitetsfaktorerne for udledningerne af benzo(a)pyren til vand. Tabel B Bilag 5 :4 Økotoksitetsfaktorer for udledningerne af benzo(a)pyren til jord..
Da PAH-forbindelser generelt regnes for persisente regnes de i det følgende som "ikke bionedbrydelige" med bionedbrydeligsfaktoren 1. De samlede effektfaktorer og økotoksitetspotentialer fremgår af tabel B 5:3. Tabel B Bilag 5 :5 Se her Effektfaktorer for de relevante delmiljøer og økotoksitetpotentialer for råvarefasens emissioner af "benzo(a)pyren" per kg aluminium. På baggrund af tabel B 5:5og UMIP's normaliseringsreferencer for økotoksitet i Danmark kan økotoksitetspotentialet normaliseres. Resultatet heraf fremgår af tabel B 5:6. Tabel B Bilag 5 :6 Se her Normaliseret effektpotentiale af emissionerne af benzo(a)pyren ved produktion af 1 kg primær-aluminium. Kvalitativ økotoksitet for fluorid emissionen På grund af datamangel for fluoridemissionen (både CAS 7784-18-1 og 16984-48-8) er der i dette studie ikke gennemført en kvantitiativ beregning af økotoxiciteten af denne emission. I /5/, der beskriver lokale effekter af bl.a. fluorid emissioner, konkluderes det, at afsætning af fluorid fra luften er den vigtigste kilde til optagelse af toksiske koncentrationer i planter i nærområdet omkring aluminiumsanlæg. Det konkluderes endvidere, at jord har så stor kapacitet til at binde fluorider og aluminium, at påvirkningen af overfladevand og grundvand er begrænset selv efter 40 års belastning af et område. Hos højerestående dyr er der påvist er der påvist er sammenhæng mellem emissionen af fluorid i nærmiljøet og skader på tænder og skellet /5/. Emissionen af fluorid vurderes i /4/ derimod ikke af give anledning til effekter i det akvatiske miljø. Referencer:
Bilag 6Valsning og ekstrudering. Udvekslinger, effektpotentialer og ressourceforbrug.Opgørelsen bygger på en opgørelse fra European Aluminium Association (EAA) fra 1996 /1/. Alle data er indsamlet i 1991/92. Tabel B Bilag 6:1 Miljøeffektpotentialer ved valsning af 1 kg aluminiumplade.
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 6 :2 Opgørelse af ressourceforbrug, emissioner og fast affald ved valsning af 1 kg tynd aluminiumplade (1,25 mm).
Note: Opgørelsen omfatter alene formgivningsprocessen. Tredje søjle angiver de procesrelaterede udvekslinger, mens fjerde søjle angiver udvekslinger forbundet med produktionen af den nødvendige elektricitet. Den samlede opgørelse, som er summen af de to søjler, findes i femte søjle. Tabel B Bilag 6 :7 Opgørelse for ressourceforbrug, emissioner og fast affald ved valsning af 1 kg aluminiumfolie (100 m m).
Note: Opgørelsen omfatter alene formgivningsprocessen. Tredje søjle angiver de procesrelaterede udvekslinger, mens fjerde søjle angiver udvekslinger forbundet med produktionen af den nødvendige elektricitet. Den samlede opgørelse, som er summen af de to søjler, findes i femte søjle. Tabel B Bilag 6 :8 Miljøeffektpotentialer ved valsning af 1 kg 100 m m aluminiumfolie.
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Opgørelse ved ekstrudering af 1 kg aluminiumprofiler.
Note: Opgørelsen omfatter alene formgivningsprocessen. Tredje søjle angiver de procesrelaterede udvekslinger, mens fjerde søjle angiver udvekslinger forbundet med produktionen af den nødvendige elektricitet. Den samlede opgørelse, som er summen af de to søjler, findes i femte søjle Tabel B Bilag 6 :10 Miljøeffektpotentialer ved ekstrudering af 1 kg aluminiumprofil.
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027
Affaldsforbrænding Tabel B Bilag 7 :1 Udvekslinger ved afbrænding af 1 kg brændbart aluminium i affaldsforbrændingsanlæg:
Note: Energigevinsten ved afbrændingen udnyttes til dansk fjernvarmeproduktion og erstatter dermed fjervarme produceret med fossile brændsler. For forbrænding af aluminium giver det ikke mening at adskille i procesrelaterede og elektricitetsrelaterede påvirkninger. Alle påvirkninger er derfor samlet i een søjle. Tabel B Bilag 7:2 Miljøeffektpotentialer knyttet til afbrænding af 1 kg brændbart aluminium i affaldsforbrændingsanlæg
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 7:3 Udvekslinger ved forbehandling (shredding) af 1 kg aluminiumskrot.
Note Tallene er baseret på et gennemsnit for den europæiske automobilindustri, hvor halvdelen af skrottet forbehandles som aluminiumspåner og resten fordeles på fem forskellige typer forbehandling afhængigt af skrottype. Tredje søjle angiver de procesrelaterede udvekslinger og fjerde søjle udvekslinger fra produktionen af den nødvendige elektricitet. Den samlede opgørelse, som er summen af de to søjler, findes i femte søjle. Tabel B Bilag 7:4 Miljøeffektpotentialer knyttet til forbehandling (shredding) af 1 kg aluminiumskrot.
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 7 :5 Udvekslinger ved omsmeltning af 1 kg aluminiumskrot i åbent kredsløb (se afs. 2.5).
Note: Tallene er baseret på et gennemsnit for den europæiske automobilindustri. Tredje søjle angiver de procesrelaterede udvekslinger og fjerde søjle udvekslinger fra produktionen af den nødvendige elektricitet. Tabel B Bilag 7 :6 Miljøeffektpotentialer knyttet til omsmeltning af 1 kg aluminiumskrot i åbent kredsløb (se afs. 2.5).
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 7 :7 Udvekslinger ved omsmeltning af 1 kg aluminiumskrot i lukket kredsløb (se afs. 2.5).
Note: Tallene er gældende for procesaffald fra forarbejdning af aluminiumprodukter. Aluminiumskrottet er derfor forudsat ikke at være overfladebehandlet eller på anden måde forurenet. Tredje søjle angiver de procesrelaterede udvekslinger og fjerde søjle udvekslinger fra produktionen af den nødvendige elektricitet. Den samlede opgørelse, som er summen af de to søjler, findes i den femte søjle. Tabel B Bilag 7 :8 Miljøeffektpotentialer knyttet til omsmeltning af 1 kg aluminiumskrot i lukket kredsløb (se afs. 2.5).
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027
Bilag 8Genanvendelse af aluminiumI genanvendelsesscenarierne kombineres enhedsprocesser, som er gennemgået i de tidligere bilag. Som eksempel på beregningerne angives i tabel B 8:1 beregningere for scenarie A2. Tabel B Bilag 8 :1 Se her Vægtede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer knyttet til scenarie A2: brug af primær-aluminium, 60% genbrug i åbent kredsløb. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 8:2 Se her Vægtede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer knyttet til de fire scenarier. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Bilag 9 Aluminium-bakke og PET-bakkeTabel B Bilag 9:1 Se her Normaliseret ressourceforbrug for aluminium-bakke løsningen. Tabel B 9:2 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer for aluminium-bakke løsningen. PET-bakke-løsningen Følgende enhedsprocesser fra Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj (juni 98) er benyttet: Produktion af PET: Plast, PET, proces M32131 Produktion af bakker: Dansk elproduktion 1990, proces L32765 Omsmeltning af stål: zz-Stål (skrot, 95% Fe), proces M32458 Transport, varebil: Varebil <3,5 t diesel, landevej, proces O32697 Transport, lastbil: Lasbil 3,5-16 t diesel, motorvej, proces O32692 Forbrænding af PET: Affaldsforbrænding, PET, proces B32640 Genvinding af energi er beregnet på grundlag af en tidligere database som angivet i rapportteksten. Tabel B Bilag 9:3 Se her Normaliseret ressourceforbrug for PET-bakke løsningen. Tabel B Bilag 9:4 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer for PET-bakke løsningen. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027
Bilag 10Aluminiummaster til pilehenvisningsskilt.Data for ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer for prduktion af primær-aluminium og omsmeltning er hentet fra heholdsvis bilag 3 og bilag 7. Tabel B bilag 10:1 Se her Normaliseret ressourceforbrug for aluminiummasterne. Tabel B Bilag 10:2 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer for aluminiummasterne. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027
Bilag 11Stålbøjle til pilehenvisningsskiltFølgende enhedsprocesser fra Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj (juni 98) er benyttet: Produktion af primær-stål: zz-Stål (99% primær), proces M32449 Produktion af primær-zink: Zn (100% primær), proces M32621 Omsmeltning af stål: zz-Stål (skrot, 95% Fe), proces M32458 Transport, varebil: Varebil <3,5 t diesel, landevej, proces O32697 Transport, lastbil: Lasbil 3,5-16 t diesel, motorvej, proces O32696 Tabel B Bilag 11:1 Se her Normaliseret ressourceforbrug for stålmasterne. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 11:2 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer for stålmasterne. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Varmforzinkning Udvekslingerne ved varmforzinkning er oversigsmæssigt beregnet på følgende grundlag: Input pr. kg påført zink: 1,02 kg Zn 0,4 ton 30% HCl 0,0008 ton inhibitor 0,004 ton ZnCl2 0,025 ton NH4Cl Output pr. kg påført zink: 0,38 kg kasseret bejdse 0,33 kg zinkaske 0,08 kg hårdzink Emissioner til luft af NH4Cl, ZnO, ZnCl, HCl, HF-gas og støv indeholdende Zn, ZnO, ZnCl og Pb. Af input er i oversigten kun medregnet forbruget af Zn som er termineret (Zn (100% primær), proces M32621). Af output er kun medregnet bejdse (farligt affald) samt zinkaske og hårdzink (slagge/aske).
Bilag 12StålmotorFølgende enhedsprocesser fra Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj (juni 98) er benyttet: Produktion af primær-stål: zz-Stål (99% primær), proces M32449 Omsmeltning af stål: zz-Stål (skrot, 95% Fe), proces M32458 Shredding af stål: zz-shredding, stål, proces B32678 Benzinforbrug: Benzin forbr.i benzinmotor, proces E32751 Tabel B Bilag 12 :1 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer for aluminiummotoren. Tabel B Bilag 12 :2 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer for stålmotoren. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 12 :3 Se her Normaliseret ressourceforbrug for aluminiummotoren. Tabel B Bilag 12 :4 Se her Normaliseret ressourceforbrug for stålmotoren. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027
Bilag 13Sundhedsmæssige effekter af aluminiumForekomst og eksponeringsmuligheder Aluminium er et af de mest udbredte metaller i omgivelserne og findes i både jord, luft og vand. Aluminium optræder i naturen som trivalent aluminium og forbindelser heraf. I jordoverfladen udgør aluminium en koncentration på 8%. I luften findes aluminium hovedsagelig som aluminiumsilikater bundet til partikulære forureninger. Niveauerne i luften afhænger af årstiden, geografiske og meteorologiske forhold samt arten og omfanget af industriel og trafikal aktivitet i området. Normale baggrundsniveauer ligger i området 0,005 til 0,18 mg/m³, men kan dog være væsentlig højere i byområder, hvor en koncentration på 10 mg/m³ vil medføre et totalt indtag af aluminium på 0,2 mg/dag ved inhalation af 20 m³/dag /1/. Drikkevand I vand er koncentrationen af opløst aluminium afhængig af pH og højst under sure betingelser. Normale niveauer i drikkevand i USA regnes for at ligge under 0,100 mg/l /1/. I Danmark er den højst tilladelige værdi i drikkevand 0,2 mg Al/l og den vejledende værdi 0,05 mg Al/l /2/. Fødevarer Øvrige bidrag til den naturlige aluminiumbelastning kommer gennem føden, dels fra naturlige kilder, dels fra forarbejdningen, fra fødevareadditiver og migration fra emballagen. De fleste fødevarer indeholder mindre end 5 ppm aluminium, men koncentrationen kan være væsentlig højere i visse produkter. Eksempelvis akkumuleres aluminium i teblade og planter, som kan vokse i sur jord, og i salte, sure og basiske fødevarer under forarbejdning i aluminiumholdige beholdere. Den daglige indtagelse af aluminium med føden antages at ligge under 20 mg/dag /1/. Tilberedning af mad Tilberedning af mad i aluminiumsgryder er i gennem længere tid generelt blevet frarådt, idet dette er en oplagt kilde til indtagelse af aluminium afhængig af madens pH. Koges en tomatret med pH 4,4 og en startkoncentration af aluminium på 0,5 mg/kg vil denne efter endt kogning have en aluminiumskoncentration på 3,3 mg/kg. Tilsvarende vil en ret med en pH-værdi på 3,2 og en startkoncentration af aluminium på 1,0 mg/kg - efter endt kogning have en aluminiumskoncentration på 11,3 mg/kg /13/. Emballage Ved emballering af øl i alluminiumsdåser er der målt forhøjede koncentrationer af aluminium set i forhold den tilsvarende øl emballeret i glasflasker /14/. Kosmetik og lægemidler Andre kilder til eksponering i dagligdagen er kosmetik og lægemidler. Som eksempel anvendes aluminiumklorohydrat i deodoranter og aluminiumhydroxid i behandlingen af mavesår. Den daglige indtagelse af aluminium i forbindelse med behandling af mavesår kan nå op på 4000 mg/dag. Industri Da aluminium er et særdeles anvendeligt metal, som har udbredt industriel anvendelse, er især aluminiumholdigt støv aktuelt i arbejdsmiljøet. Blandt andet i forbindelse med primær metalindustri, forarbejdning af metal samt fremstilling af lægemidler og fødevarer. Oplysninger i litteraturen om aluminiums toksikologiske effekter findes i overvejende grad for de forskellige aluminiumsalte. Optagelse, fordeling og udskillelse Optagelse fra mavetarmkanalen Optagelsen fra mavetarmkanalen er begrænset og hovedparten af aluminium, der indtages gennem munden, udskilles igen gennem afføringen. Ved indtagelse af store mængder aluminiumholdig mavesårsmedicin, ses en signifikant stigning af aluminium udskilt med urinen. Mekanismen bag optagelsen er ikke fuldstændig klarlagt, og den er formentlig afhængig af flere forskellige forhold. Blandt andet spiller den administrerede mængde, pH samt tilstedeværelsen af konkurrerende og komplexdannende ioner en rolle. I litteraturen er der refereret meget forskellige data for absorption gennem mavetarmkanalen, varierende fra 0,001 - 24% hos mennesker. En gennemsnitlig optagelse på 0,1% af en normal diæt og 0,01% af lægemidler anses for at være det bedste skøn. Optagelse via lungerne Aluminium absorberes også via lungerne men anses normalt ikke for årsag til en væsentlig belastning. I forbindelse med erhvervsmæssig eksponering for partikler indeholdende aluminium er der målt forhøjede koncentrationer i blod og urin, de højeste hos svejsere og arbejdere beskæftiget med aluminiumforarbejdning /3/. Optagelse via huden Med undtagelse af ganske særlige tilfælde, hvor aluminium fra antiperspiranter optages gennem beskadiget hud, anses optagelse via huden ikke for at kunne bidrage væsentligt til aluminiumbelastningen /4/. Fordeling Fordelingen af aluminium i organismen afhænger af dyrearten, administrationsvejen og aluminiumforbindelsen. Generelt findes de højeste koncentrationer i forsøgsdyr i lever, milt og knogler. Hos "normalt" eksponerede mennesker med normal nyrefunktion findes de højeste koncentrationer i lungerne og dernæst skelettet og hjernen /3/. Andre kilder peger på hjerte, lever, milt og knogler, som de primære organer for ophobning af aluminium /5/. Mængden af aluminium i lunger og hjerne ser ud til at øges lidt med alderen og koncentrationen i skelettet kan øges hos personer med forringet nyrefunktion og hos erhvervsmæssigt eksponerede arbejdere, fx. svejsere. Aluminium binder til plasmaproteiner i et omfang, der er rapporteret til 0 - 98% /6/ afhængig af forsøgsomstændighederne og nyrefunktionen. Optagelse i væv Optagelse i vævene sker kun langsomt, formentlig på grund af den kraftige proteinbinding ved høje plasmakoncentrationer. Den rapporterede halveringstid i plasma varierer fra nogle timer til flere dage afhængig af observationsperiodens længde. Dette kan forklares med akkumulering og lang tilbageholdelsesstid i fx. knoglerne. Udskillelse Udskillelse sker overvejende via urinen og kun en mindre del via galden /4/. Hos frivillige forsøgspersoner, som blev eksponeret for aluminiumholdig svejserøg, blev halveringstiden for urinkoncentrationerne målt til 8 timer. For svejsere, som havde været eksponeret under et år, beregnedes halveringstiderne til 9 dage mens svejsere med over ti års eksponering havde halveringstider på 6 måneder eller mere /3/. Effekter ved inhalation Dyreforsøg Der findes kun få dyreforsøg, som belyser effekten ved inhalation af aluminium. Blandt disse er studier, hvor dyrene blev eksponeret for aluminiumklorohydrat, aluminiumoxid eller aluminiumflager. Resultaterne viste effekt på makrofagerne og betændelse i lungerne blev rapporteret i enkelte tilfælde. Hos rotter udsat for støv af aluminiumklorid og aluminiumflourid i koncentrationer på 0,36 - 0,42 mg Al/m3 i en periode på 5 måneder er der ligeledes påvist skader på makrofagerne i lungerne resulterende i øgede lysozymniveauer. Eksponering for aluminiumklorid medførte desuden øget proteinindhold i skyllevæske fra lungerne samt stigning i alkalisk phosphataseaktivitet. Effekter som disse ses ofte i forbindelse med eksponering for også andre typer støv. Lungefibrose Lungefibrose er rapporteret som resultat af erhvervsmæssig udsættelse for formalet aluminiumpulver. Resultaterne, som er fundet i studier af tyske, svenske og engelske arbejdere i trediverne, fyrrerne og tresserne har ikke kunnet underbygges af tilsvarende amerikanske undersøgelser i samme periode. Enkelttilfælde af lungefibrose og proteinansamling i alveolerne er iagttaget efter lang tids eksponering for aluminiumholdigt slibestøv er rapporteret /3/. Lungefibrose, kronisk lungehindebetændelse og granulom (betændelsesproces bestående af en afrundet hob celler) er ligeledes konstateret i forbindelse med langvarig eksponering for aluminiumholdig svejserøg. I en svensk tværsnitsundersøgelse af aluminiumeksponerede svejsere blev der ikke fundet sådanne effekter. Pneumokoniose Pneumokoniose, som er en lungesygdom fremkaldt af støv, åndedrætsbesvær og erhvervsbetinget astma er fundet hos arbejdere beskæftiget gennem lang tid med elektrolytisk fremstilling af aluminium /3/. Effekt på nervesystemet Flere undersøgelser af erhvervsmæssigt eksponerede arbejdere beskæftiget med elektrolyse af aluminium eller svejsning, har vist effekter på centralnervesystemet i form af koordinationsbesvær og intellektuel reduktion. Et enkelt tilfælde af en mere alvorlig skade på nervesystemet, encefalopathi (degenerativ hjernesygdom), er beskrevet hos en arbejder, der malede aluminiumpulver og udviklede en hurtigt forløbende encefalopathi. Mandens hjerne og lunger viste sig at indeholde 20 gange højere niveauer af aluminium end hos ueksponerede. Der er ikke i litteraturen påvist nogen direkte sammenhæng mellem dosis og rapporterede neurologiske effekter /3/. Sammenhængen mellem kræft og indånding af aluminium er vurderet af det Internationale Kræftforskningsinstitut (IARC). Her konkluderes det, at arbejdere, som fremstiller aluminium elektrolytisk, har en øget risiko for at udvikle lungekræft. Det understreges dog samtidig, at denne effekt formodentlig snarere skyldes eksponering for polyaromatiske kulbrinter, som dannes under den elektrolytiske proces /3/. Effekter ved indtagelse Til trods for den udbredte indtagelse af aluminium gennem føden, drikkevandet og medicinske præparater, er der ikke meget, der tyder på nogen væsentlig toksicitet hos raske personer /1/. I dyreforsøg er aluminium kun dødeligt i høje koncentrationer, således er LD50 LD50 for aluminiumnitrat bestemt til 261 mg Al/kg i rotter og for aluminiumklorid til 770 mg Al/kg i mus. Det svarer til langt større koncentrationer end der indtages af mennesker i selv ekstreme situationer. Mennesker, som på grund af kroniske nyresygdomme, indtager store mængder aluminiumholdige præparater for at binde overskydende phosphat, får ofte samtidig tilført citrat, som danner letoptagelige komplekser med aluminium. I rotter, der blev fodret med henholdsvis aluminiumcitrat og aluminiumhydroxid sammen med citronsyre, sås en øget akkumulering af aluminium i hjernen og i knoglerne /7/. Akut nerveskade En akut form for nervesystemskade er beskrevet som resultat af den øgede optagelse af aluminium hos nyrepatienter. Symptomerne viser sig i reglen pludseligt som uro, forvirring, muskelsammentrækninger, slagtilfælde, koma og i værste fald død /8/. Dyreeksperimentelle undersøgelser har vist, at det er vanskeligt at opstille modeller til at belyse sammenhængen mellem indtagelse af aluminium og effekter på nervesystemet. Hos personer med normal nyrefunktion, som indtager aluminiumholdig mavesårsmedicin, ses kun sjældent bivirkninger. Reversible ændringer i fosfat og calciumbalancen, i reglen uden symptomer, er rapporteret. Hos ældre mennesker ses forstoppelse /9/. Der er ikke hos mennesker set nogen reproduktionstoksiske effekter af aluminiumindtagelse. Alzheimer's syndrom Aluminium findes i forhøjede koncentrationer i hjernen hos mennesker, der er døde af Alzheimer's syndrom. I flere epidemiologiske undersøgelser er det forsøgt at kortlægge sammenhængen mellem aluminium i drikkevandet og denne sygdom, som blandt andet har vist sig i områder med surt drikkevand og dermed forhøjet aluminiumindhold. I visse af disse undersøgelser er der påvist en sammenhæng mellem drikkevands indhold af aluminium og et områdes frekvens af Alzheimer tilfælde /11/. WHO konkluderede i 1997, at de humantoksikologiske data vedrørende en mulig sammenhæng mellem aluminium i drikkevand og udviklingen af Alzheimer-syndromet hos ældre ikke er tilstrækkelige til at slutte, at der er en sammenhæng /12/. Der hersker således stadig tvivl om aluminiums rolle i forbindelse med udviklingen af Alzheimer-syndrom hos ældre. En mulig forklaring på den høje koncentration af aluminium i hjernevævet hos mennesker med Alzheimer-syndrom kan være, at patienter med Alzheimer's syndrom har en ændret blod-hjernebarriere, som tillader mere aluminium end normalt at akkumuleres. Effekter ved hudkontakt Denaturering Aluminiumsaltenes interaktion med huden afhænger af deres evne til at trænge gennem hudens yderste lag og nå epidermis, hvor det er påvist at aluminium kan denaturere keratin. Effekt på dyr I dyreforsøg med henholdsvis mus, kaniner og grise er der rapporteret lokale skader på huden efter påføring af 10% aluminiumklorid og -nitrat i en periode på 5 dage. Skaderne omfattede øget cellevækst, dannelse af små bylder, betændelsesagtig celleinfiltration og i visse tilfælde sårdannelse /1/. Tilsvarende reaktioner er ikke rapporteret hos mennesker. Irritation og sensibilisering Oplysninger om effekten af aluminium ved hudkontakt hos mennesker stammer primært fra udsættelse for vandopløselige salte i antiperspiranter, vacciner og pollenekstrakter med aluminium som adjuvans. Hudirritation og kontaktsensibilisering er rapporteret som resultat af kontakt med aluminium i sådanne produkter. Aluminium anses dog for at være et svagt allergen /10/. Også i forbindelse med erhvervsmæssig eksponering ved aluminiumfremstilling og flyproduktion er der rapporteret tilfælde af kontaktallergi /10/. Langtidseffekter Oplysninger om andre effekter, herunder langtidsskadelige effekter er ikke fundet, og under normale omstændigheder anses aluminium og dets forbindelser for at udgøre en begrænset risiko. Det gælder selvfølgelig ikke forbindelser, hvor anionen i sig selv medfører skadevirkninger. Det er for eksempel tilfældet for aluminiumphosfid, der anvendes som bekæmpelsesmiddel. Effekter ved anden eksponering Dialyseencefalophati Nyrepatienter i dialyse, der har fået aluminiumholdigt dialysevand direkte ind i blodbanen, kan udvikle dialyseencepfalophati, en degenerativ hjernesygdom, karakteriseret ved blandt andet taleforstyrrelser, epilepsi og fremadskridende demens. Hos sådanne patienter er forhøjede niveauer af aluminium fundet i den grå hjernemasse. Knoglesygdomme forårsaget af aluminium, der medfører afkalkning af knoglerne, er også rapporteret hos dialysepatienter /3/. Konklusion Det kritiske organ ved eksponering for aluminum er centralnervesystemet. Neurologiske effekter ses især hos personer med kroniske nyreskader og kun sjældent i forbindelse med ehvervsmæssig udsættelse. Arbejdere eksponeret for aluminiumpulver og aluminiumholdig svejserøg kan udvikle lungesygdomme, men i betragtning af den udbredte erhvervsmæssige anvendelse er der kun rapporteret få tilfælde. Kontaktallergi er ligeledes rapporteret, men rapporterne er få. Aluminium i de mængder, der normalt indtages gennem føden, drikkevandet og mavesårsmedicin, anses normalt ikke for at udgøre en risiko. Aluminiumforurenet drikkevand er dog sat i forbindelse med Alzheimer-syndrom, til trods for at aluminium i drikkevandet kun udgør en mindre del af den samlede aluminiumbelastning. For ældre mennesker har det imidlertid ikke været muligt at fastslå, om aluminium spiller en aktiv rolle i sygdomsudviklingen, eller om sygdommen i sig selv tillader større mængder aluminum at ophobes i hjernen. Referencer 1. U.S. Department of Health & Human Services. Agency for Toxic Substances and Disease Registry. Toxicological Profile for Aluminium. TP-91/01, July 1992. 2. Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 515 om vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg af 29. august 1988. 3. Sjögren B, Elinder C.G. 1992. Alumimium. Nordiska Expertgruppen för Gränsvärdesdokumentation. Arbeta och Hälsa, 1992/45. 4. Priest, N.D. 1993. Satellite symposium on "Alzheimer's disease and dietary aluminium". Proceedings of the Nutrition Society 52: 231-240. 5. Greger J.L. 1993. Aluminium Metabolism. Annu. Rev. Nutr. 13: 43-63. 6. Wilhelm M, Jäger DE, Ohnesorge FK. 1990. Aluminium Toxicokinetics. Pharmacology & Toxicology 66: 4-9. 7. Winship K.A. 1993. Toxicity of aluminium: a historical review, Part 2. Adverse Drug React. Toxicol. Rev. 12: 177-211. 8. Alfrey, A.C. 1993. Aluminium and Renal Disease. Bourke E, Mallick NP, Pollak VE (eds): Moving Points in Nephrology. Contrib. Nephrol. Basel, Karger, 102: 110-124. 9. Brunton L.L. 1993. Agents for Control of Castric Acidity and Treatment of Peptic Ulcers. Goodman Gilman A, Rall TW, Nies AS, Taylor P (eds). The Pharmacological Basis of Therapeutics. Eights Edition, McGraw-Hill, pp 904-909. 10. Host_nek JJ, Hinz RS, Lorence CR et al. 1993. Metals and the Skin. Critical Reviews in Toxicology 23: 171-235. 11. Martyn C.N.1989. .An Epidemiological Approach to Aluminium and Alzheimer's Disease. Aluminium in Food and the Environment, Proceedings, Royal Society of Chemistry, London. 12. IPCS. 1997. Environmental Health Criteria 194 - Aluminium. WHO, Geneva. 13. Baxter M.J.; Burrell J.A.; Crews H.M. and Massey R.C. 1989. Aluminium in Infant Formulae and Tea and Leaching during Cooking. Aluminium in Food and the Enviroment, Proceedings, Royal Society of Chemistry, London. 14. Aikoh H. et al:. 1996. Aluminium Content of Various Canned and Bottled Beverages. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 56: 1-7.
Bilag 14Økologisk råderum for brug af aluminiumIndholdsfortegnelse 3 Beregning af det økologiske råderum 4. Beregningseksempler
1. ForordFormål og indhold Formålet med denne rapport er at beskrive det økologiske råderum for brug af aluminium. Ved vurderingen af det økologiske råderum er der i denne rapport lagt vægt på ressourceforbruget, hvilket især stiller krav om vurderinger af, hvor store tab af aluminium, der kan accepteres uden at komme i konflikt med et ønske om bæredygtig adfærd. Der er desuden gennemgået eksempler på råderum, som begrænses af naturens bæreevne. Da håndteringen af begrebet økologisk råderum endnu er på et indledende stadie, er der ved arbejdet med rapporten lagt vægt på at beskrive flere forskellige problemstillinger forbundet med bæredygtighedsbegrebet. Dette har medført flere forskellige bud på størrelsen og arten af et økologisk råderum for aluminium. Nogle af eksemplerne er baseret på strengt at overholde kravene i definitionen af det økologiske råderum, mens andre eksempler følger en mere pragmatisk linie og tager udstrakte hensyn til gennemførligheden af tiltag til en ressourceudnyttelse indenfor råderummets grænser.
(Narodoslawski et al, 1994). Baggrund Siden Brundtlandrapporten kom i 1987 har man verden over forsøgt at operationalisere begrebet bæredygtighed. Dette har endnu ikke ført til et entydigt paradigma for håndteringen af begrebet. Hidtil har det økologiske råderum herhjemme og mange steder i udlandet haft den største gennemslagskraft som en operationalisering af bæredygtighedsbegrebet. Tanken om det økologiske råderum er udsprunget af den hollandske Friends of the Earth-gruppes oplæg til Rio-konferencen i 1992 (UNCED 1992) "Action Plan Sustainable Netherlands". Ordvalget var dengang "environmental space", hvilket af den danske Friends of the Earth-gruppe, NOAH, blev oversat til "miljømæssigt råderum". Det miljømæssige råderum er siden blevet adopteret af ministeren for miljø og energi, som præsenterede det i forbindelse med udgivelsen af Natur- og Miljøpolitisk Redegørelse i sommeren 1995. I mellemtiden er begrebet omdøbt til det økologiske råderum uden dog at have undergået indholdsmæssige ændringer i den anledning. I Natur- og Miljøpolitisk Redegørelse er begrebet defineret: "Det økologiske råderum defineres - ud fra et globalt synspunkt - som den mængde naturressourcer (luft, vand, jord, mineraler, energikilder, naturarealer, planter og dyr mv.), der kan bruges pr. år, uden at vi forhindrer fremtidige generationer i at få adgang til den samme mængde og kvalitet." Det fremgår videre af den Natur- og Miljøpolitisk Redegørelse, at det økologiske råderum ikke kun skal forstås ud fra et ressourcemæssigt synspunkt, men i lige så høj grad ud fra et fordelingsmæssigt synspunkt, således at hvert menneske har ret til samme del af det økologiske råderum. Denne sociale målsætning har rod i Rio-konferencens Agenda 21, som netop lagde vægt på samtidig miljømæssig og social balance. Fordelingsspørgsmålet giver anledning til en række åbne spørgsmål vedrørende såvel fordelingen mellem nulevende verdensborgere som fordelingen mellem nulevende og fremtidige generationer. Som eksempel på den første problemstilling kan nævnes, at det ikke giver mening at definere det globale råderum for drikkevandsressourcer, da drikkevand ganske vist kan sælges verden rundt, men kun kan anvendes til egentlig vandforsyning indenfor en bestemt radius fra kilden. Videre er klimatiske og andre forskelle i livsbetingelserne på Jorden skyld i, at man ikke overalt har de samme ressourcebehov. Et eksempel på problemstillingen vedrørende fordelingen mellem nulevende og fremtidige generationer er forventningerne om, at man roligt kan forbruge og forurene løs, da den teknologiske udvikling løser alle problemer ved at producere substitutter for ikke-fornybare ressourcer og ved at give teknologiske løsninger på forureningsproblemerne. En anden problemstilling i forbindelse med fordelingen mellem nutid og fremtid er den grad af nytte, givne ressourcer giver forbrugerne. Hvor definitionen på bæredygtighed sikrer ligelige materielle muligheder, tager den ikke stilling til, om dette er ensbetydende med ligelige mængder nytte eller velfærd. En forudsætning for at kunne sætte lighedstegn mellem materielt forbrug og velfærd er, at verdensbefolkningen bevarer sine værdibegreber for så vidt angår de betragtede materielle goder - her aluminium. Det er endnu ikke uddebateret, hvordan denne type spørgsmål skal håndteres i forbindelse med beskrivelsen af de økologiske råderum. Forbruget af ikke-fornybare ressourcer er generelt et problem i forbindelse med begrebet det økologiske råderum. Fremtidige generationer får ikke adgang til samme mængder ikke-fornybare ressourcer, hvis vi forbruger af disse nu. For så vidt angår disse ressourcer, vil recykling være den eneste måde, hvorpå et forbrug kan finde sted, uden betingelsen om videregivelse af intakte råvarelagre til kommende generationer overskrides. I denne rapport vil det økologiske råderum for den ikke-fornybare ressource aluminium blive beskrevet ud fra en række forskellige forudsætninger, som spænder fra en nedtrapning af forbruget til en streng overholdelse af grænserne i det økologiske råderum. Spørgsmålet vedrørende fordelingsproblemet mellem nulevende mennesker og mellem nulevende og fremtidige generationer berøres ikke. I stedet vil det blive antaget, at alle nulevende mennesker skal have samme adgang til ressourcen aluminium, mens fordelingen mellem nulevende og fremtidige generationer afhænger af forudsætningerne i de enkelte beregningsmetoder. Arbejdsgruppe Denne rapport er udarbejdet af Torben Kaas, DTI Miljø, og Erik Hansen, COWI. Redaktionen af rapporten er afsluttet januar 1997. 2. ResumeDa der endnu ikke er udviklet et paradigma for beregningen af økologiske råderum, er råderummet her beskrevet ud fra et udvalg af kriterier hentet i definitionen af begrebet. Kriterierne er valgt med overvægt til kravet om ressourcebevarelse, mens kravet om ligelig fordeling af ressourcerne kun er berørt perifert. De fire forudsætninger er:
Disse forudsætninger fører til forskellige grænser for de økologiske råderum. De tre første forudsætninger fører til absolutte loftværdier for mængden af aluminium, en indbygger må forbruge årligt. Den sidste forudsætning fører til en loftværdi for aluminiumforbruget, som afhænger af forbrugerens øvrige aktiviteter. Hovedresultaterne af de enkelte beregninger er: Friends of the Earth Gennemsnitsdanskerens forbrug af aluminium skal skæres ned fra 15,3 kg/år nu til 0,97 kg/år i år 2050. Det svarer til en reduktion på 94% af det nuværende forbrug. Geologisk råderum I geologisk tidsperspektiv er aluminium en fornybar ressource med en lang gendannelsestid. Det personlige råderum for tab af aluminium er under 1 g/år når kun de kendte bauxitreserver udnyttes og ca. 1 kg, når alt tilgængeligt aluminium udnyttes. Arealbegrænset råderum Arealbehovet til fremskaffelse af råvarer, infrastruktur og procesenergi ved fremstilling af aluminiumprofiler virker ikke særligt begrænsende. Derimod stilles der enorme pladskrav til bortskaffelsen af aluminium. Det betyder, at der årligt kan bortskaffes højst 110 g aluminium pr. indbygger. Ved beregningen af det arealbegrænsede råderum anvendes meget forenklede forudsætninger, som gør, at resultaterne må betragtes med forbehold. Emissionsbegrænset råderum Grænserne for naturens evne til at absorbere emissioner af surregns- komponenter, kvælstof som næringsstof og drivhusgasser fra aluminiumproduktion blev bestemt. Råderummet afgrænset af drivhusgasemissionerne er helt klart det mindste og virker derfor afgrænsende for aluminiumforbruget. Det vurderes, at dette råderum ville føre til et aluminiumforbrug på 240 g/år i år 2100. 3. Beregning af det økologiske råderum3.1 Betingelser for beregningen Det er ikke muligt at forbruge ressourcer uden at påvirke omgivelserne og uden at ændre på vilkårene for fremtidige generationers forbrug. Det må derfor bero på valg af kriterier og på gæt på fremtidige generationers præferencer for behovsopfyldelse, hvordan et økologisk og fremtidssikret råderum fastlægges for nutidig adfærd og forbrug. Definitionen af det økologiske råderum i Natur- og Miljøpolitisk Redegørelse 1995 lægger op til et bredt kriterievalg, der tager hensyn til såvel ressourceforbrug som produktion af affaldsstoffer. Ressourceforbruget er nævnt direkte i redegørelsen. Her står, at råderummet defineres som den mængde ressourcer, der kan forbruges uden, at fremtidige generationer derved får adgang til en mindre mængde. Produktionen af affaldsstoffer er nævnt mere implicit som en faktor af betydning for råderummet. Det hedder, at de naturressourcer, fremtidige generationer stilles til rådighed, skal have samme kvalitet som i dag. Det forudsætter for så vidt angår jord, luft og vand bl.a., at disse ressourcer ikke opblandes med affaldsstoffer. Det er derfor fundet rimeligt at supplere beskrivelsen af det ressourcemæssige råderum med beskrivelse af nogle affaldsstofmæssige råderum. Herved skal forstås råderum, som begrænses af naturens evne til at omsætte de aluminium- og affaldsemissioner, der er forbundet med menneskets udvinding, forbrug og bortskaffelse af aluminium. 3.2 Scenarier for det økologiske råderum 3.2.1 Ressourcebegrænset råderum Skal der i fremtiden være samme mængde af ikke-fornybare ressourcer til rådighed som i dag, betyder det stort set, at det økologiske råderum set ud fra et ressourcesynspunkt er lig med størrelsen af genvindingen af ressourcerne. Der ses her bort fra gendannelsen af de oprindelige aluminiumholdige mineraler og fra situationer, hvor der er store mængder energi til rådighed til behandlingen af aluminiumholdige affaldsprodukter. Imidlertid er det af to grunde absurd slet ikke at forbruge primære ressourcer: det er ikke realistisk at indstille forbruget af alle ikke-fornybare ressourcer og en ressource har ingen værdi, hvis den ikke må udnyttes af hverken nulevende eller fremtidige generationer. Miljø- og Energiministeriet har derfor foreslået en generel linie for, hvordan forbruget af ikke-fornybare ressourcer bør aftrappes. Udgangspunktet er en antagelse om, at et bæredygtigt forbrug af primære ressourcer svarer til en halvering af det globale årlige forbrug i 1990. Dette mål skal være nået i 2050, mens målet for 2020 er at have opnået en reduktion på 25%. Begrundelsen for disse mål er, at det globale økologiske system ikke må bryde sammen i overgangsperioden, hvorfor denne skal være kort, og at perioden samtidig skal være lang nok til, at det er realistisk at overholde målene. Disse mål er pånær tidsgrænsen identiske med de mål, Friends of the Earth opstiller. Friends of the Earth ønsker en 25% reduktion i forbruget af primære ressourcer allerede i 2010, mens det endelig mål om 50% reduktion skal nås i løbet af perioden 2030-2050. 3.2.2 Geologisk begrænset råderum En mere bogstavelig tolkning af definitionen af det økologiske råderum åbner ikke mulighed for forbrug af primære, ikke-fornybare ressourcer overhovedet. Ses omsætningen af ressourcer imidlertid i et geologisk tidsperspektiv, eksisterer begrebet "Ikke-fornybare ressourcer" ikke. I et geologisk tidsperspektiv, vil metaller og andre grundstoffer igen indlejres i nye mineraler. Set i dette perspektiv er alle ressourcer fornybare - omend visse er det i en meget langsom takt, medmindre ubegrænsede energiressourcer er til rådighed ved oparbejdningen af affaldsprodukter og andre mindre lødige forkomster af ressourcen. En umiddelbar forudsætning for overholdelsen af det økologiske råderum for fornybare ressourcer er, at ressourcerne ikke må forbruges hurtigere, end de gendannes. 3.2.3 Arealbegrænset råderum Forbrug af ressourcer kan være begrænset dels af en knaphed på den forbrugte ressource og dels af knaphed på andre ressourcer. Andre begrænsende ressourcer kan eksempelvis være energi, hjælpestoffer og plads, som er nødvendige at forbruge for at udnytte en given ressource. Livet på Jorden kan kun eksistere, fordi Jorden konstant er udsat for tilførsel af energi udefra i form af solindstråling. Solindstråling er det eneste input til opretholdelse af alle processer og alt liv og er derfor på langt sigt den eneste begrænsende faktor for bl.a. menneskelig aktivitet. Med ubegrænset energi er et vilkårligt højt aktivitets- og forbrugsniveau i praksis muligt set ud fra et ressourceforbrugssynspunkt, da eksempelvis mineralforekomster af enhver lødighed vil kunne udnyttes. Bredes perspektivet ud fra alene at se på ressourcerne til også at omfatte affaldsprodukternes indlejring i de naturlige kredsløb, er energiinputtet ikke længere eneste begrænsende ressource. Da omsætningen af solenergi til elektricitet og varme og omdannelsen af affaldsprodukters indlejring i de naturlige kredsløb kræver plads, er areal en knap ressource, der kan bruges som mål for det økologiske råderum. Brugen af areal som måleenhed for det økologiske råderums størrelse opfylder to vigtige krav til sådanne indikatorer:
3.2.4 Produktion af affaldsstoffer Foruden at være begrænset af ressourceknaphed kan menneskelig adfærd også være begrænset af omgivelsernes evne til at absorbere og omsætte affaldsprodukterne fra menneskelig aktivitet. Dette kan dels være i form af indlejring af forbrugte ressourcer i de naturlige kredsløb som beskrevet ovenfor, og dels være i form af naturens begrænsede evne til at optage og omsætte emissioner og affald forbundet med aktiviteten. Den maksimale grænse for, hvor meget naturen kan tåle af forurening, kaldes naturens tålegrænse. Denne varierer for visse stoffer fra region til region, mens der for andre stoffer gælder en global tålegrænse. For de enkelte stoffer vil det kunne vurderes, hvor store mængder naturen kan optage uden at lide synlig overlast. I den udstrækning produktion, brug eller bortskaffelse af et produkt giver anledning til emissioner, må man vurdere, om omfanget af disse emissioner optager en større del af det samlede råderum for udledningen af det aktuelle stof, end den nytte, man opnår fra produktet, berettiger. 3.2.5 Beregning af råderummet Det økologiske råderum for aluminium kan beregnes ud fra alle fire ovennævnte sæt af forudsætninger. Dette vil blive gjort i de efterfølgende afsnit. Beregningerne hviler på meget forenklede forudsætninger, hvor en af de store usikkerhedsfaktorer er, hvilke materielle krav fremtidige generationer stiller. Definitionen af det økologiske råderum i Natur- og Miljøpolitisk Redegørelse bygger alene på en forudsætning om ressourcebevarelse. Der er således ikke taget hensyn til, at præferencer kan ændre sig på måder, der gør det muligt at opnå større eller mindre nytte med givne ressourcemængder. Mekanismerne i det globale økosystem er ikke tilnærmelsesvis afdækkede i en grad, så det er muligt at forudse de fulde konsekvenser af en given adfærd. Beregningerne af råderummet bygger på snævre forudsætninger om forbrug af aluminium og de dermed snævert forbundne konsekvenser, men forfølger ikke konsekvenserne af forbruget igennem økosystemerne. Hvor det giver mening, ligger det i bæredygtighedsbegrebet, at hele verdens befolkning skal have lige muligheder for at forbruge Jordens ressourcer. For mange stoffer indebærer denne tankegang en betydelig forøgelse af transporten rundt i verden, hvilket bidrager til belastningen af omgivelserne uden at være indregnet i råderummet. Dertil kommer regionale skift i præferencer, sådan at en given vare giver anledning til forskellige grader af nytte i forskellige dele af Verden. Med byttehandler vil det med overvejende sandsynlighed være muligt at øge summen af nytte i forhold til en situation, hvor alle har adgang til lige meget af hver ressource. En sådan nyttemaksimering strider imidlertid mod de hidtidige definitioner af råderummet, da den sandsynligvis vil føre til en fordelingssituation meget lig den nuværende men på et lavere niveau for ressourceforbrug. Denne problemstilling er heller ikke medtaget i de følgende beregninger. 4. Beregningseksempler4.1 Det traditionelt beregnede råderum Introduktionen af begrebet økologisk råderum skete i forbindelse med UNCED 1992, hvor den hollandske Friends of the Earth-gruppe (FoE) præsenterede deres rapport "Action Plan Sustainable Netherlands". For at komme tættere på en konkretisering af bæredygtighedsbegrebet bad FoE Wuppertal Institut i Tyskland om at beskrive, hvad bæredygtig udvikling i Europa betyder. Resultatet af dette arbejde kom i 1995 i form af rapporten "Sustainable Europe", som på dansk hedder "Mod et bæredygtigt Europa". I Wuppertal Instituts rapport gives, hvad der må antages at være FoEs bud på, hvordan det økologiske råderum skal håndteres og beregnes. Introduktionen af det økologiske råderum er således FoEs fortjeneste, ligesom FoE med rapporten fra 1995 har givet et hidtil uimodsagt bud på, hvordan råderummet skal beregnes. Grundtankerne bag FoEs beregningsmetoder er som konsekvens heraf at genfinde i Miljø- og Energiministeriets generelle tanker vedrørende råderummet. I dette afsnit beskrives aluminiums økologiske råderum ud fra ministeriets foreslåede regneeksempel. Dette adskiller sig alene fra Wuppertal Instituts beregninger ved de tidsfrister, der er fastsat for målopfyldelsen. 4.1.1 Forudsætninger Aluminium hører til i gruppen af ikke-fornybare ressourcer. Det faktum at aluminium spredt i miljøet i løbet af et geologisk tidsperspektiv atter indarbejdes i de naturlige mineraler ændrer for denne beregningsmetode i praksis ikke på det korrekte i denne antagelse. For at opfylde betingelsen om at give kommende generationer samme materielle muligheder som den nuværende generation er det derfor nødvendigt helt at indstille produktionen af primært aluminium. Da dette helt åbenbart ikke er en farbar vej, har man i stedet valgt at se på omfanget af emissionerne fra produktionen af ikke-fornybare materialer. Det maksimalt acceptable emissionsniveau er derfor brugt som målestok for det bæredygtige råstofforbrug. Løseligt har man på denne måde vurderet, at der er behov for at halvere produktionen af affaldsstoffer forbundet med omsætningen af primærstoffer. Størrelsen af verdens samlede råstofstrømme skal med andre ord halveres for at nå dette resultat. Selv om der er tale om et overslag, som er meget generaliserende, så er gættet efter Wuppertal Instituts erfaringer i den rigtige størrelsesorden, hvilket for den vestlige verden er godt nok til at give forholdsvis præcise vurderinger af råderummenes størrelser. Halveringen skal ske i forhold til forbruget i 1990. En halvering af forbruget af primæraluminium vil ikke forhindre en udtømning af de udnyttelige aluminiumforekomster, men blot udskyde tidspunktet for udtømningen. Dette mål for råderummet bygger derfor på en antagelse om, at den ekstra tidsfrist er tilstrækkelig til at alternative og fornyelige materialer kan udvikles. Netop for aluminium er denne antagelse rimelig, da de kendte reserver med menneskets nuværende adfærd og produktionsteknologi rækker til 750-1.000 års forbrug. En 50% reduktion af de globale stofstrømme kræver strukturelle forandringer af produktion og livsformer, der formodentlig kræver årtier til deres gennemførelse. Miljø- og Energiministeriet har derfor sat år 2050 som en rimelig frist for at bringe strømmene af primærstoffer ned på et bæredygtigt niveau. Begrundelsen for denne tidsramme er ikke videnskabelig, men bygger på, at der på den ene side skal ske markante miljømæssige fremskridt og på den anden side en erkendelse af, at sådanne fremskridt tager tid. 25% af reduktionen skal være gennemført i 2020.
Figur 4.1 Miljø- og energiministeriets scenario for udviklingen i aluminiumforbruget pr. indbygger i Danmark 4.1.2 Beregning af råderummet I 1990 var den globale produktion af primært aluminium 19.300.000 ton (British Geological Survey, 1995). Tages der udgangspunkt i dette tal, vil en global halvering betyde, at den acceptable primærproduktion er 9.650.000 ton/år. Den nuværende verdensbefolkning tæller mere end 5,7 milliarder mennesker, men i 2050 er dette tal ifølge FN-prognoser vokset til ca. 10 milliarder mennesker, som skal deles om råderummene. Det økologiske råderum pr. verdensborger for aluminium er i 2050 derfor 0.97 kg/år. FN har beregnet at verdenspopulationen i 2150 vil stabilisere sig omkring 11,6 milliarder mennesker. Det økologiske råderum pr. verdensborger for aluminium vil til den tid være 0,83 kg/år forudsat, at man fortsat accepterer årligt at forbruge halvdelen af det nuværende årlige, globale forbrug. 4.1.3 Konsekvenser for forbruget Det nuværende forbrug af primær aluminium pr. verdensborger er 3,5 kg/år. Dette er imidlertid meget ujævnt fordelt med en meget stor del af det samlede forbrug koncentreret i den vestlige verden. I dette projekts hovedrapport et det vist, at det danske forbrug af aluminium som metal og i kemikalier er 91.200 tons/år. Heraf er de 9.900 tons/år recirkuleret sekundært aluminium, således at det årlige behov for tilførsel af aluminium til det danske samfund er 81.300 tons. Det svarer til et aluminiumforbrug pr. dansker på 15,3 kg/år. For at nå ned på et niveau svarende til det globale økologiske råderum vil det derfor være nødvendigt at mindske tilførslen af aluminium til det danske samfund med knap 94%. Regnes med et lineært forløb frem mod målet om at have nået halvdelen af reduktionsmålet i år 2020 og igen et lineært forløb frem mod en overholdelse af rammerne for det økologiske råderum i år 2050 sådan som det er vist i figur 3.1, vil det danske samfund i perioden 1990-2050 være tilført 488 kg aluminium pr. indbygger. Dette svarer med uændret befolkningstal til 2.500.000 tons aluminium. Den nuværende aluminiummængde lagret i de private husholdninger andrager ifølge et schweizisk studie (Baccini et al, 1993) knap 35 kg/indbygger. Dette tal inkluderer indbo, forbrugsvarer og bil, men ikke selve boligen. Ligeledes er infrastruktur og offentligt byggeri ikke medregnet. Regnes det samlede lager af metallisk aluminium i Danmark som det dobbelte af den lagrede mængde i private husholdninger og privatbiler, haves et lager på 70 kg/indbygger svarende til 364.000 tons. I perioden frem til 2050 kan dette lager næsten syvdobles, uden grænserne for en bevægelse mod bæredygtig adfærd som beskrevet ovenfor overskrides. Det er en forudsætning, at der i perioden ikke tabes aluminium til omgivelserne. 4.2 Råderummet i geologisk perspektiv 4.2.1 Forudsætninger Betragtes aluminium som en fornybar ressource, er det nødvendigt at se på hele stofcyklussen fra brydning af aluminiumholdige mineraler til den endelige omdannelse af det metalliske aluminium til mineraler igen. Gendannelsestiden for bauxit kendes ikke nøjagtigt og er afhængig af ydre forhold. De geologiske dannelsesprocesser er ikke blevet detailstuderet i forbindelse med denne rapport, hvorfor der her anvendes et generelt overslag over mineralers gendannelsestid. For beregningerne anvendes en forudsat gendannelsestid på 250 millioner år, hvilket med overvejende sandsynlighed ligger indenfor en størrelsesorden fra det rigtige tal. 4.2.2 Beregning af råderummet De nuværende lagre af metallisk aluminium i verdenssamfundet er ikke forsøgt beregnet. Selvom det eksisterende lager tidobles, vil det kun have en beskeden størrelse i forhold til de samlede kendte reserver af udnytteligt bauxit, som med uændret forbrug rækker endnu 750-1.000 år. Hertil kommer en nærmest uudtømmelig reserve af aluminium i andre mineraler. Det antages indledningsvis, at de samlede kendte bauxitreserver udgør den samlede pulje af udnytteligt aluminium, som skal cirkulere i gendannelseskredsløbet. Disse reserver udgør 55-75 milliarder tons bauxit (US Dept. of the Interior, 1993). Med den nuværende teknologi kan dette omdannes til 15-20 milliarder tons metallisk aluminium, hvilket stort set svarer til aluminiumindholdet i bauxiten (EEA, 1996). Almindeligvis er de kendte reserver af mineraler betydeligt mindre end de faktiske reserver, men dette er uden væsentlig betydning for konsekvenserne af de efterfølgende beregninger. Ønskes råderummet for at lade aluminium udgå af det antropogene kredsløb gjort lige stort for alle år, svarer de kendte reserver til, at der er en årlig kapacitet til at lade 60-82 tons aluminium forlade antroposfæren og indgå i de geologiske omdannelsesprocesser. Regnes igen med FNs beregninger for Jordens befolkningstal i år 2150, skal dette tab fordeles på 11,6 milliarder mennesker. Skal alle mennesker have samme ret til at forårsage tab af aluminium, betyder det, at det personlige økologiske råderum for tab af aluminium er 5-7 mg/år. Det ses, at selv om forudsætningerne for disse beregninger skrider to størrelsesordener, er råderummet stadig under 1 gram aluminium pr. indbygger om året. Da hele jordskorpen har et højt indhold af aluminium, som formodentlig ligger omkring 7-8%, er det diskutabelt, hvorvidt det er rimeligt kun at medtage aluminiumforkomster i form af bauxit ved beregningen af det "geologiske råderum". Den meget lave værdi for det acceptable aluminiumtab kan derfor øges ved at udnytte de samlede aluminiumforkomster i jordskorpen. For en god ordens skyld ses alene på forekomsterne på landjorden. Landjorden udgør 148.847.000 km2. Disse antages at kunne udnyttes ned til en dybde af 1 km, men da store arealer forudses ikke at være til rådighed for udnyttelse regnes med, at blot 10% af jordoverfladen kan åbnes som aluminiumminer. Idet jordskorpens densitet er 2,67 g/cm3, og aluminiumindholdet er 7-8%, giver det et samlet udnyttelsespotentiale på ca. 3x1015 tons aluminium. Regnes igen med en gendannelsestid på 250 millioner år, svarer det til en årlig tabskapacitet på ca.12.000.000 tons aluminium svarende til et tab på ca. 1 kg aluminium pr. verdensborger om året. 4.3 Det arealbegrænsede råderum På Technische Universität Graz, TU Graz, har en gruppe med Michael Narodoslawsky i spidsen arbejdet med at kæde materialeforbruget sammen med den mængde energi, der i form af solindstråling er til rådighed. Den følgende gennemgang er dels baseret på kilden Narodoslawsky et al (1994) og dels på foredrag og telefonsamtaler med Michael Narodoslawsky og Jan Sage, som begge arbejder på TU Graz. Udgangspunktet i Narodoslawskys metode er bæredygtig ressourceudnyttelse. I en ægte bæredygtig økonomi, kan man ikke forbruge mere energi per tid, end der tilføres i den samme periode. Eneste kilde til energi på jorden er solindstråling, og konverteringen af solenergi til varer og tjenesteydelser kræver plads. Derfor er pladsen den begrænsende faktor i en bæredygtig økonomi. Dette kan oversættes til, at enhver borger har et økologiske råderum til rådighed i form af et givent areal. Dette råderum kan da forvaltes på forskellige måder alt efter personlige præferencer. Enheden til beskrivelse af arealforbruget har fået navnet Sustainable Process Index, SPI. 4.3.1 Forudsætninger Bevarelsen af landbrugsarealer og vande kræver, at stofstrømmene til disse kompartimenter begrænses til bæredygtige niveauer for ikke at bringe eksempelvis landbrugsjordens frugtbarhed i fare på langt sigt. Ved "bæredygtigt niveau" forstås et niveau, hvor de naturlige stofkoncentrationer i jord og vand ikke ændres. Derfor kræver stofstrømme (affaldsstrømme) til kompartimenterne jord og vand også arealer, hvis disse strømme skal opretholdes uden at bringe den langsigtede bæredygtighed i fare. De videre beregninger bygger ifølge denne rapports forfattere på en forenklet naturopfattelse for så vidt angår omsætning af stoffer og fornyelse af grundvandsmagasinerne. Det forudsættes i metoden, at stofemissioner ikke påvirker omgivelserne, når blot udledningerne fordeles på tilstrækkeligt store arealer. Denne forudsætning er vanskelig at håndtere, da enhver påtrykt stofstrøm vil medføre en ændring af betingelserne i naturen. Efterfølgende refereres metoden på egne præmisser, hvilket vil sige, at alle antagne forudsætninger for metoden umiddelbart accepteres. Ved at tage hensyn til den dobbelte funktion af arealer, hvor de dels er recipienter for solenergi og dels kan absorbere affaldsstoffer og anvendes til produktion af f.eks. landbrugsprodukter, kan SPI bruges som mål for givne processers påvirkning af omgivelserne med hensyn til både kvantitet og kvalitet af de energi- og masseflows, som processerne genererer. Basis for SPI er det areal, der er nødvendigt for at indlejre en proces fuldstændigt i biosfæren. Dette areal består af det areal, der skal til for at udvinde råvarerne AR, det areal, der skal til for at tilvejebringe procesenergien AE, det areal, der skal til for at tilvejebringe den nødvendige infrastruktur AI og det areal, der skal til for at bortskaffe produkter og biprodukter AP: Atot=AR+AE+AI+Ap (m2) Dette areal beregnes på baggrund af masse- og energistrømmene samt infrastrukturbehovet indenfor referenceperioden, som normalt er 1 år. Indenfor denne referenceperiode vil et antal enheder NP af produkter eller serviceydelser være produceret af den undersøgte proces: atot=Atot/NP (m2a/enhed) På den anden side er der per person et areal ain til rådighed til produktion af varer og energi. Dette areal kan groft beregnes ved at dividere det samlede areal i regionen med antallet af indbyggere. SPI er defineret som: SPI=atot/ain (indbyggere/enhed) Dette er altså et mål for, hvor stor en del af det samlede areal, en indbygger har til sin rådighed, den betragtede proces optager. Jo større SPI er, des større er arealbehovet ved den betragtede proces. Nøglen til beregning af SPI for en given proces er arealerne til råvarefremskaffelse, energiproduktion, infrastruktur og til håndtering af produkter og biprodukter. Beregningen af AR kan inddeles i arealer til fornyelige og til ikke-fornyelige råmaterialer. For de fornyelige råmaterialer skal det nødvendige areal til omdannelse af byggesten (i hovedsagen kulstof, kvælstof og ilt) til biomasse medtages. Udnyttelsen af ikke-fornyelige råmaterialer er i sig selv ikke bæredygtig, men da sådan udnyttelse faktisk finder sted, må den også medtages i SPI. Dette gøres i form af energibehovet til frembringelse af råmaterialerne. Kendes dette energibehov ikke, kan det med udgangspunkt i råvareprisen på verdensmarkedet beregnes efter følgende formel: ED=Ctot. 0,95/PE (kWh/kg), hvor ED er energibehovet til fremstilling af et kg af den undersøgte råvare, Ctot er markedsprisen (verdensmarkedspris ekslusiv skatter og afgifter) og PE er prisen for en kWh energi (industriel pris eksklusiv skatter og afgifter). Ligningen bygger på den antagelse, at energiforbruget definerer priserne på oparbejdede råmaterialer. Faktoren 0,95 har vist sig at være et godt estimat for en meget lang række standardprodukter. For at kæde dette sammen med et areal, må man definere et areal per energienhed. Dette varierer geografisk afhængigt af klima og breddegrader, men ligger som regel i området 5 til 18 kWh/m2a. Det skal her bemærkes, at der i beregningerne for ED alene er tale om en beregning baseret på ressourcens pris og dermed indirekte energiforbruget til fremstilling af ressourcen. Der tages altså ikke højde for de arealer, der optages ved udvindingen af ressourcen eller for de arealer, der optages til bortskaffelse af affaldsprodukter fra udvindingen. Beregningen af AE afhænger meget af den krævede kvalitet af energien. Som en tommelfingerregel gælder det, at jo højere energikvalitet des større arealkrav. Opbevaring af energi i form af f.eks. olie er relativt kostbar i SPI-enheder. I tabel 4.1 er der givet nogle eksempler på energiudbytter ved forskellige arealanvendelser. Tabel 4.1 Energiudbytte fra een kvadratmeter jord ved alternative anvendelser. Alle enheder er i kWh/m2år.
*) Værdierne i denne tabel stammer fra en artikel af forskerne bag SPI fra 1993. Data er derfor ikke opdaterede. Eksempelvis produceres i dag fotovoltaiske celler med el-ydelser på 20-25 kWh/m2år. Arealforbruget til infrastruktur AI kan inddeles i to dele, som er det direkte arealforbrug til procesinstallationen og arealforbruget til bæredygtig frembringelse af det nødvendige udstyr. Det direkte anvendte areal er optaget, så længe processen kører. Derfor skal det medtages i det totale areal på sammen måde som råvarearealet og energiarealet. Arealet til tilvejebringelsen af infrastrukturen skal derimod kun bruges een gang i levetiden for et produktionsanlæg. For at gøre dette areal sammenligneligt med alle andre arealer, der er baseret på årligt forbrug, må dette "afskrives" over procesanlæggets levetid, der typisk er 15 år. Udstyret til infrastrukturen laves som regel af ikke-fornyelige råvarer, hvorfor arealerne hertil beregnes efter samme principper som anført ovenfor under AR. Arealforbruget kan estimeres ud fra de totale investeringsomkostninger CI (i US$), forudsat en industriel energidensitet på 6 kWh/m2år: AI=0,08.CI (m2) eller det kan estimeres ud fra apparatomkostningerne CA (i US$): AI=0,33.CA (m2) Beregningerne af arealforbruget til udstyr eller apparater er som regel et estimat indenfor en størrelsesorden. det gælder dog, at infrastrukturarealet sjældent dominerer SPI, hvorfor denne grad af præcision er tilstrækkelig på dette sted. undtaget herfra er energikonverteringsindustrier og landbrug, hvor den direkte arealanvendelse er vigtig. Endelig er der arealet til bortskaffelse af produkter og biprodukter AP. Ved beregningerne af arealet til frembringelse af råvarer AR blev der taget hensyn til pladskravene ved dannelse af biomasse ud fra byggestenene. Derfor må man her også tage hensyn til pladskravene ved nedbrydelse af produkterne til byggesten, der i hovedsagen udgøres af CO2, O2, H2O osv. Nedbrydelsen af produkterne må ikke føre til ændringer i de naturlige stofomsætninger, hvorfor AP for vand baseres på baggrundskoncentrationerne i drikkevand. Går man ud fra en ideal (men ukorrekt) antagelse om, at regnvand er fuldstændigt rent, finder man på baggrund af gennemsnitsværdier for forskellige stoffer i drikkevand de i tabel 4.2 tilladelige stofemissioner pr. areal for vand. Der regnes med en årlig nedbørsmængde på 600 mm. Tabel 4.2 Tilladelig årlig emission til vand
Note: Ovennævnte værdier er oprindeligt beregnet for Centraleuropæiske forhold baseret på en antagelse om en nedbørsmængde på 1.200 mm/år. Omregningen til en mindre nedbørsmængde tager ikke højde for ændrede baggrundsværdier i Danmark og kan derfor føre til værdier for tilladelige emissioner, som forekommer høje. Kvalitetsstandarden for jord er gennemsnitskoncentrationen af det betragtede stof i overfladejord. Disse værdier er som regel velkendte. I tabel 4.3 er angiver nogle værdier på baggrund af en komposteringsrate på 0,42 kg/m2år. Tabel 4.3 Tilladelig årlig emission til jord
Der er to mulige måder at reducere SPI på. Disse er genanvendelse af materialer og dobbelt anvendelse af arealer. I tilfælde af recyklering vil processen blive udvidet til både at omfatte den oprindelige produktion og recykleringsprocessen. Recykleringen er økologisk fordelagtig så længe energiforbruget, råmaterialeforbruget, infrastrukturforbruget og bortskaffelsesarealforbruget er mindre ved recykleringsprocessen end hvad der herved genvindes i form af råmaterialer. Den dobbelte anvendelse af arealerne går, som indledningsvis nævnt, på anvendelsen dels til vareproduktion og dels til energiproduktion ud fra solindstråling. Forfatterne ser først og fremmest SPI som et instrument til sammenligning af forskellige processer ved den strategiske planlægning i industrien, landbruget og andre sektorer. 4.3.2 Beregning af råderummet Det globale råderum er ca. 26.000 m2/indbygger med det nuværende befolkningstal, forudsat at alle landarealer (og alle typer landarealer) medregnes. Det specifikke areal pr. indbygger bliver til stadighed mindre. For Danmark er råderummet 8.283 m2/indbygger, men med tanke på en ligelig fordeling af de globale ressourcer vil det være mest rimeligt at antage, at også danskere har et råderum på 26.000 m2/indbygger. Potentielt vil også havarealer kunne bruges ved bortskaffelse af aluminium, men her ses bort fra denne mulighed. Det økologiske råderum for aluminium ligger derfor i intervallet mellem 0 og 26.000 m2/indbygger afhængigt af personlige præferencer. Man må således give afkald på alt andet forbrug inklusive fødevarer, hvis man vælger at fylde hele sit råderum ud med aluminiumforbrug. Arealforbruget til produktion og bortskaffelse af 1 kg ekstruderede aluminiumprofiler bliver i det efterfølgende udregnet for at illustrere størrelsesordenen af råderummet for en typisk gruppe aluminiumprodukter. AR Energibehovet til fremstilling af primært råaluminium er velkendt. Der medgår 1,009 kg aluminium til produktion af 1 kg profil. Energiforbruget hertil er 44,2 kWh (EEA, 1996), hvilket svarer til mellem 2,5 og 8,8 m2/år, når der regnes med 5-18 kWH/m2år jf. ovenfor. AE Til selve ekstruderingsprocessen forbruges ca. 2,5 kWh til at omdanne aluminiumblokken til profiler. Arealbehovet afhænger af den valgte måde at producerer elektricitet på. Nogle eksempler er: Solfangere: 0,21 m2/år Vandkraft: 0,06 m2/år AI Infrastrukturarealet er normalt meget lille, hvilket især er tilfældet for produkter bestående af energitunge materialer. Dette areal anslås til <0,05m2/år. AP Aluminiumindholdet i grundvandet antages maksimalt at antage værdier på 100 µg/l. Regnes med en nedbørsmængde på 600 mm/år, er den maksimalt tilladelige emission pr. areal for vand 60 mg/m2år. Da metallisk aluminium normalt kun meget vanskeligt vaskes ud i vandfasen, skønnes arealbehovet til at absorbere dette aluminium ikke at overstige 5 m2/år pr kg aluminiumprofil. For indarbejdning i nydannet humus regnes med et aluminiumindhold i humus på 10 ppm. Under denne antagelse kan der indarbejdes 4,2 mg aluminium/m2år jf. den ovenstående antagelse om årlig dannelse af 0,42 kg humus på én kvadratmeter jordoverflade.. En fuldstændig indlejring af 1 kg aluminiumprofil i humuslaget kræver derfor et areal på 238.095 m2/år. Atot Det totale årlige arealforbrug til produktion og bortskaffelse af 1 kg aluminiumprofil er: AR: 9,0 m2/år AE: 0,2 m2/år AI: 0,1 m2/år AP: 238.100 m2/år Atot: 238.109,3 m2/år Det er værd at bemærke, at arealforbruget til fremstilling af det energiintensive råmateriale, aluminium, udgør 0,004% af arealforbruget til bortskaffelse af materialet efter brug. Med et samlet personligt råderum på 26.000 m2/år, ligger det tilladelige forbrug af aluminium et sted i intervallet 0-0,11 kg/år. Da arealet til bortskaffelse af aluminium er helt dominerende i dette tilfælde, er det mere rimeligt at sige, at det tilladelige tab af aluminiumprofil til omgivelserne er 0,11 kg/år. Arealet til infrastruktur og til produktion af råvare og profil er i dette tilfælde kun 9,3 m2/år. Arealet til bortskaffelse kan foruden aluminium optage visse mængder af alle andre grundstoffer. Et årligt tab af 0,11 kg aluminium til omgivelserne udelukker derfor ikke forbrug af eksempelvis fødevarer og tjenesteydelser. Beregningen af SPI er i dette tilfælde 238.109,3/26.000 = 9,2 indbyggere/kg aluminiumprofil, da beregningerne jo var udført for 1 kg aluminiumprofil. 4.3.3 Konsekvenser for forbruget Det nuværende danske tab af metallisk aluminium er jf. .hovedrapporten 11.900-19.600 tons/år svarende til 2,3-3,8 kg/år pr indbygger. Ved bortskaffelse af denne mængde metallisk aluminium optages således 2.100-3.500% af det tilgængelige råderum regnet på verdensplan. Da bortskaffelsen af aluminiumet efter brug er den helt overvejende arealforbruger i forbindelse med aluminium, kan man argumentere for, at det er mere rimelig i at regne med et dansk råderum fremfor et globalt, da affald normalt bortskaffes indenfor landets egne grænser. Regnes med et dansk råderum på 8.283 m2/år, optager det nuværende gennemsnitlige aluminiumforbrug 6.500-11.000% af råderummet for aluminium. Det faktum at bortskaffelsesfasen i praksis optager det samlede arealforbrug for aluminium kan lede til, at det i dette tilfælde ikke er rigtigt at se på et ressourcebegrænset råderum. I stedet er råderummet for aluminium begrænset af bortskaffelsesmulighederne. Principielt kan en person derfor forbruge adskillige kg aluminium årligt, når blot tabet til omgivelserne ikke overstiger 0,11 kg. En adfærd indenfor råderummet forudsætter derfor, at aluminiumprodukterne har en meget lang levetid eller, at genanvendelsessystemet fungerer stort set uden tab. 4.4 Emissionsbegrænset råderum Som et alternativ til de ressourcebegrænsede råderum, eksisterer der også outputbegrænsede råderum. De outputbegrænsede råderum udtrykker, at det globale økosystem kun kan omsætte begrænsede mængder af de enkelte emissionsprodukter fra den menneskelige aktivitet uden at undergå synlige eller målelige forandringer. Outputbaserede råderum kan dels betragtes som en alternativ måde at anskueliggøre råderummene på og dels ses som et supplement til de ressourcebegrænsede råderum. For nogle stoffer er ressourceknaphed en væsentlig begrænsende faktor, mens andre stoffer primært belaster det globale økosystem ved deres påvirkninger af omgivelserne. Den tyske Enquetekommission kom til en erkendelse af, at grænsen for de naturlige stofkredsløbs evne til at omsætte affaldsstoffer hurtigere virker begrænsende end ressourceknapheden (Enquete-Kommission, 1994). Ligesom det ikke er muligt at forbruge ressourcer uden at ændre på betingelserne for kommende generationer, er det heller ikke muligt at producere affaldsstoffer uden derved at påvirke kvaliteten af de tiloversblevne ressourcer. Grænserne for de outputbaserede råderum er derfor i lige så høj grad som grænserne for de ressourcebegrænsede råderum afhængige af et kriterievalg og dermed et udtryk for menneskelige præferencer. 4.4.1 Forudsætninger For en række væsentlige emissionsprodukter er det forsøgt udregnet, hvor meget mennesket kan tillade sig at udlede, uden naturen derved lider mere end en nærmere defineret overlast. Udledningen af drivhusgasser er det bedste eksempel på, at væsentlige ændringer i det globale økosystem anses for bæredygtige. Intergovernmental Panel on Climate Change har fastsat en række restriktioner for udledningen af drivhusgasser (IPCC, 1990). Disse indebærer, at den maksimale temperaturstigning skal begrænses til 2°C, at hastigheden, temperaturen stiger med, højst må være 0,1°C pr. årti, og at de globale emissioner af drivhusgasser inden år 2100 skal begrænses til 2 Gt CO2 ækvivalenter pr. år. De to første restriktioner er et udtryk for, at man har erkendt, at drivhuseffekten ikke kan undgås, og at man derfor er henvist til at forsøge at begrænse omfanget. Den tredie restriktion udtrykker det niveau for ændring af de naturlige stofstrømme, man finder acceptabelt. Også for emissionsprodukter med andre typer konsekvenser for miljøet er der beregnet grænser for, hvor meget det i forhold til naturen er acceptabelt at udlede. Det gælder eksempelvis for SO2 og NOx, hvor disse grænser er bestemt som såkaldte tålegrænser. 4.4.2 Beregning af råderummet Der foreligger endnu kun beregninger af tålegrænserne for få stoffer. "Geneve konventionen om Langtrækkende, Grænseoverskridende Luftforurening" fra 1979 omfatter bl.a. protokoller for begrænsninger af emissionerne af svovl, kvælstof og ozon. Disse forbindelser anses for at være hovedårsagerne til ubalancer i økosystemer. Rækkevidden af luftformige emissioner gør, at de i reglen mindst har regionale konsekvenser og for visse stoffer globale konsekvenser. Forureninger af jord og ferskvand har som hovedregel lokale konsekvenser og egner sig derfor ikke til overordnede betragtninger om det globale forbrugs konsekvenser i forhold til tålegrænser. Forurening af havet har ofte regionale konsekvenser, og kan derfor også bruges ved råderumsberegninger. Af hensyn til tilgængeligheden af data vil det emissionsbegrænsede økologiske råderum for aluminium her blive illustreret for gasformige emissioner. Der foreligger ikke data, som egner sig til at ekstrapolere globale råderumsgrænser. I stedet vil danske data blive brugt til illustration af beregningerne vedrørende svovl og kvælstofemissioner, mens FoEs værdi for drivhusgasser vil blive brugt for CO2 og andre af disse gasser. Tålegrænserne For Danmark har Danmarks Miljøundersøgelser kortlagt tålegrænserne for svovl og kvælstof og bestemt, hvor disse grænser overskrides (Bak, 1996). Tålegrænserne er bestemt som det immissionsniveau forskellige naturtyper tåler for så vidt angår forsuring og næringsstoffer. De valgte værdier er worst-case værdier, som gælder for landets mest følsomme lokaliteter. I praksis varierer tålegrænserne for forsuring og eutrofiering meget i forbindelse med skift i jordbund, natur- og vegetationstyper. Forsuring For forsuring er skove med eg og bøg de mest følsomme naturtyper med beregnede tålegrænseværdier omkring 50 keq syre km-2 år-1, som derfor i dette eksempel antages at være tålegrænsen for så vidt angår den forsurende effekt. COWI (1991) fandt dog på baggrund af 1985-data nogle generelt højere syretålegrænser varierende mellem 70 og ca. 300 keq syre km-2 år-1 for gran som den mest følsomme naturtype og op til 500 keq syre km-2 år-1 for løvskov. Eutrofiering Tålegrænserne for N-eutrofiering varierer meget efter naturtype og er lavest for gran- og fyrreskove samt for heder og moser. De lave værdier ligger her omkring 35 keq syre km-2 år-1. Lægges den generelle tålegrænse efter disse mest følsomme naturtyper, er tålegrænsen et immissionsniveau på 490 kgN km-2 år-1. Tørafsætning af kvælstofforbindelser antages noget forenklet at gå lige op med denitrifikationen, således at disse N-strømme udligner hinanden. Selvom NOx overvejende emitteres ved tørafsætning, kommer bidraget fra aluminiumproduktionen oveni det øvrige belastningsniveau og bør derfor medregnes fuldt ud. En forudsætning herfor er, at denitrifikationsprocessens hastighed er uafhængig af koncentrationen af kvælstof i jorden, hvilket kun delvist er gældende. Drivhuseffekt For CO2 har FoE ligesom for de øvrige emissionsprodukter vurderet, at en halvering af de globale udledninger, vil føre til en bæredygtig balance. Det nuværende emissionsniveau svarer til 4 ton CO2 pr. verdensborger om året. IPCC anbefaler som nævnt ovenfor, at de globale udledninger af drivhusgasser begrænses til 2 Gt CO2 ækvivalenter pr. år inden år 2100. I nedenstående tabel angives de økologiske råderum under FoEs og IPCCs forudsætninger. Tabel 4.4 Det økologiske råderum for CO2 (FoE) og for det samlede emissionsniveau for drivhusgasser udtrykt som CO2 ækvivalenter (IPCC)
Emissioner fra produktionen EEA har på baggrund af indmeldinger fra sine medlemsvirksomheder angivet det gennemsnitlige niveau for bl.a. emissionerne i forbindelse med produktion af aluminium og halvfabrikata af aluminium. Beregningerne bygger på et mix af energikilder: Vandkraft 50,8% Atomkraft 15,9% Kulkraft 25,6% Gaskraft 6,4% Oliekraft 2,2% Dette mix er typisk for Europa og den øvrige vestlige verden. Emissionerne til luften af udvalgte stoffer for produktion af 1,009 ton primært aluminium og videreforarbejdning til 1 ton ekstruderede profiler er angivet i nedenstående tabel. Tabel 4.5 Udvalgte emissioner fra produktionen af 1 ton aluminiumprofiler
Forsuringsråderum SO2 og NOx antages for illustrationens skyld meget forenklet at være divalent henholdsvis monovalent ved brintionafgivelsen. Da SO2 og NOx overvejende har regionale effekter, er det rimeligt at relatere forbruget til den danske naturs evne til at absorbere emissionerne. Det blev tidligere vist i afsnit 3.3.2, at en gennemsnitsdansker har 8.283 m2 land til rådighed. Da havet også kan absorbere syre- og næringsstofemmissioner, regnes de danske farvande med. Disse udgør løseligt anslået 2/3 af de områder, danskere påvirker ved deres adfærd. Således haves i alt ca. 25.000 m2 til rådighed pr. dansker. En tålegrænse på 50 keq syre km-2 år-1 kan derfor opfyldes med enten 1.600 kg SO2 km-2 år-1 eller med 2.300 kg NOx km-2 år-1. Det svarer for det fulde areal pr. dansker til samlede emissioner af 40 kg SO2/år eller 58 kg NOx/år eller kombinationer af disse som f.eks 20 kg SO2 og 29 kg NOx. Råderummet begrænset af forsuring forårsaget af produktionen af aluminiumprofiler er ca. 900 kg pr. dansker om året. Udfyldelsen af dette råderum forudsætter, at man i løbet af året ikke har andre forbrug, der genererer forsurende luftforurening. Dermed udelukkes forbrug af alle varer og tjenesteydelser, som er forbundet med forbrug af fossile brændsler. Eutrofieringsråderum Vælges en gennemsnitlig x-værdi på 2 i NOx, svarer emissionen på 6,4 kg NOx pr. produceret ton aluminiumprofiler til 1,9 kg ren N. Tålegrænsen blev vurderet til at være 490 kg N km-2 år-1, hvilket svarer til en tålegrænse på 12 kg N/år pr. 25.000 m2. Det samlede eutrofieringsråderum for aluminiumprofiler ligger afhængigt af personlige præferencer mellem 0 og 6.282 kg/år. Vælges at forbruge 6.282 kg aluminiumprofiler i et år, må man i dette år ikke have andre forbrug eller aktiviteter, som giver anledning til emissioner af kvælstof i former, hvor det kan bruges som næringsstof for planter. Det udelukker bl.a. forbrug af kød, vegetabile landbrugsprodukter, transport og energi. Drivhusråderum Det samlede drivhuspotentiale for emissionerne af CO2, C2F6 og N2O er omregnet til CO2 ækvivalenter ca. 5100 kg CO2. Det maksimale personlige økologiske drivhusråderum for aluminiumprofiler er ifølge FoEs forudsætninger i år 2100 200 kg/år og 34 kg/år ifølge IPCCs forudsætninger. Disse maksimale forbrug forudsætter, at man ikke har andre forbrug, som bidrager til CO2 udledningen hhv. til de samlede udledninger af drivhusgasser. Det betyder bl.a., at transport, opvarmning, energiforbrug og forbrug af bearbejdede fødevarer ikke må forekomme ifald man udnytter hele sit drivhusråderum med forbrug af aluminiumprofiler. 4.4.3 Konsekvenser for forbruget Af de tre demonstrerede emissionsbegrænsede råderum er råderummet bestemt ved emissionen af drivhusgasser helt klart det mest begrænsende. Af den nuværende emission af 12,3 t CO2/år for en gennemsnitsdansker (1990 niveau, NOAH, 1996) stammer de ca. 0,7% fra forbruget af aluminium. Med uændrede forhold mellem de enkelte former for forbrug, svarer det til, at en dansker ifølge FoEs scenario i 2030 kan forbruge 1,8 kg primært aluminium og i 2050 helt må undvære primært aluminium, mens en dansker ifølge IPCCs scenario i 2100 kan forbruge 0,24 kg primært aluminium. Disse beregninger forudsætter dels uændrede præference- og forbrugsmønstre og dels uændrede energikilder i aluminiumfremstillingen. Begge disse forudsætninger er tvivlsomme, hvorfor beregningerne blot skal tjene til at illustrere størrelsesordenen af de fremtidige gennemsnitlige råderum for aluminiumforbrug. 5. DiskussionI det forudgående er beskrevet fire forskellige måder at beregne det økologiske råderum for aluminium på. Metoderne varierer i forudsætninger og ambitionsniveau og leder derfor også til meget forskellige resultater varierende fra krav om i praksis ikke at forbruge primært aluminium til krav om en global halvering af aluminiumforbruget. Flere af de skitserede økologiske råderum vil det ganske givet ikke være muligt at overholde indenfor en overskuelig tidshorisont. De mest restriktive eller snævre økologiske råderum er de, der er i bedst overensstemmelse med definitionen af begrebet. Dermed sættes der fokus på de grundlæggende problemer, at det ikke er bæredygtigt at forbruge ikke-fornybare ressourcer, og at det ikke er bæredygtigt at sprede affaldsprodukter i det globale økosystem i en hurtigere takt, end systemet kan omsætte dem til de samme former, som de oprindeligt blev udvundet i. Det er ikke sandsynligt, at det vil være muligt indenfor en overskuelig tidshorisont at overholde både ressourcebevarelses- og naturbevarelseskriteriet i definitionen af det økologiske råderum. Det må således bero på en menneskeligt defineret acceptabel påvirkning af omgivelserne, hvornår konsekvenserne af den menneskelige aktivitet overskrider grænserne i det økologiske råderum. Overholdelse af råderumskriterierne Valget af et økologisk råderum svarende til en halvering af det globale forbrug af aluminium, sådan som det defineres af Friends of the Earth, er et eksempel på et råderum valgt ud fra en pragmatisk indstilling til begrebets praktiske omsættelighed. Til trods for at Friends of the Earths beskrivelse af råderummet medfører en dramatisk reduktion i det danske aluminiumforbrug, overholder det ikke kravet om ressourcebevarelse. Det er ligeledes tvivlsomt, hvorvidt kravet om naturbevarelse opfyldes. For at overholde kriteriet om naturbevarelse stilles der overvældende krav til forbedring af såvel genanvendelseskredsløbet som til forbedring af emissionsforholdene forbundet med især primærproduktion af aluminium. FoE tager i deres definition ikke konsekvent højde for, at knappe ressourcer er knappe og dermed kan slippe op. Videre er det en forudsætning hos FoE, at problemerne vedrørende naturbevarelse løser sig selv, når ressourceforbruget reduceres. Det er ikke i FoEs rapport fra 1995 eftervist, at et halveret ressourceforbrug automatisk vil føre til et bæredygtigt emissionsniveau. Det er dog hævet over tvivl, at et reduceret ressourceforbrug vil have en positiv virkning på betingelserne for at overholde kriterierne om naturbevarelse. De tre andre beregningsmetoder tager i modsætning til FoEs metode ikke udgangspunkt i et generelt ønske om at reducere miljøkonsekvenserne forbundet med ressourceforbrug. Disse tager i deres forudsætninger i stedet afsæt i hver deres del af råderumsdefinitionen:
Disse tre forudsætninger fører til betydeligt mere restriktive grænser for aluminiums økologiske råderum, end FoEs beregninger gør. Forskellen mellem FoEs resultater og resultaterne fra de øvrige tre metoder sætter spørgsmålstegn ved, om FoE med deres forudsætninger har beskrevet et bæredygtigt scenario for fremtidig ressourceudnyttelse. Anvendelighed af råderummene FoE beskriver, hvordan det er teknisk og økonomisk muligt at bringe forbruget i harmoni med betingelserne dikteret af de økologiske råderum. Det vigtigste element i omlægningen af forbrugs- og produktionsmønstrene er substitution af ikke-fornybare ressourcer med fornybare. Det gælder både materiale- og energiforbrug. Desuden kræves fra verdenssamfundet, at vækst og prestige i fremtiden ikke knyttes snævert sammen med ressourceforbrug, som tilfældet er i dag. Det var ikke muligt indenfor rammerne af den stillede opgave at udføre tilsvarende beregninger for de tre øvrige råderum. Beregningerne for disse har derfor alene angivet det niveau for aluminiumforbrug, man bør tilstræbe at sigte efter, men ikke givet svar på, hvordan og hvor hurtigt målene kan nås. To vigtige betingelser for at kunne bruge råderumsbegrebet aktivt er, at:
Den første betingelse er formodentlig opfyldt for hver af de fire gennemgåede beregningsmetoder i denne rapport. Den anden betingelse er ligeledes opfyldt for alle fire metoder, men for det emissionsbegrænsede råderum og især for det arealbegrænsede råderum kan det forudses, at lægfolk måske nok forstår, at der er en sammenhæng mellem adfærd og konsekvenser men ikke forstår, hvordan de beregnede råderum er blevet til. Eksempelvis er det ikke umiddelbart indlysende, at man kan substituere forskellige former for forbrug, sådan som det er muligt i det emissionsbegrænsede råderum. Ligeledes må det forudses, at det vil være vanskeligt at formidle sammenhængen mellem adfærd og arealforbrug, sådan som der lægges op til i det arealbegrænsede råderum. Antages de samme forudsætninger for at gennemføre reduktionerne, som er beskrevet af FoE, at gælde universelt, vil de ligeledes kunne bruges for de andre beregnede råderum. Frem for at lade aluminiumforbruget stabilisere sig i 2050 på et niveau svarende til halvdelen af det globale 1990-forbrug, må man fortsætte udviklingen, indtil det ægte bæredygtige niveau er nået. Det er ikke diskuteret, om det er muligt at fortsætte reduktionsbestræbelserne ud over det punkt, FoE angiver. FoEs argument for valget af tidsgrænser for at gennemføre reduktionsmålene anføres at være et kompromis mellem det tempo, reduktionerne praktisk kan gennemføres i og hensynet til ikke at forårsage et globalt økologisk sammenbrud inden reduktionerne er gennemført. I praksis er tidsgrænserne formodentlig fastsat i forhold til det hurtigste tempo, reduktionerne kan gennemføres i. Der er ikke argumenteret for, hvornår et økologisk sammenbrud skulle være i vente. For alle beregnede råderum kan man derfor sige, at så længe vi ikke forstår alle mekanismerne i det globale økosystem, gælder det om hurtigst muligt at reducere den menneskelige påvirkning af økosystemet. FoE har bl.a. anvist, hvordan en 50% reduktion af forbruget af aluminium kan gennemføres inden 2030-2050. Råderumsbegrebet Hvor bæredygtighedsbegrebet er blevet anvendt i alle tænkelige sammenhænge varierende fra egentlig bæredygtig adfærd til små opbremsninger i ressourceforbruget og forureningsniveauet, har man med det økologiske råderum fået et begreb, der kan kvantificere bæredygtig adfærd. Det fremgår af denne rapport, at det økologiske råderum ikke er en absolut størrelse. Arten og omfanget af det økologiske råderum er bestemt af de forudsætninger, det bestemmes under. Det er derfor menneskelige definitioner for bæredygtig adfærd og for den ønskede naturtilstand, der bestemmer råderummets grænser. Selv under forholdsvis entydige definitioner for, hvad det økologiske råderum skal indeholde, er der plads til store variationer i størrelsen af de beregnede råderum. Det bør derfor diskuteres, hvad man ønsker at opnå ved at definere og beregne råderummene. Formål 1 Et formål med råderummet kan være at illustrere, at det nuværende niveau for og udviklingen i ressourceforbruget vil føre til sammenbrud dels i form af opbrugte ressourcer og dels i form af ødelagte livsbetingelser. Til et sådant formål er det ikke vigtigt at have beregnet råderummet præcist; niveauet for råderummet er tilstrækkeligt til at vurdere, om der er behov for at ændre adfærd. For aluminium er det illustreret tydeligt, at der er behov for gennemgribende ændringer i forbrugsmønstret, hvis forbrug og råderum skal bringes i balance. Formål 2 Et andet formål med råderummet kan være at sætte mål for reguleringen af resourceforbruget. Ses aluminiumforbrug alene som et forbrug af en ressource: aluminium, er råderummet egnet til at beskrive, hvor store reguleringer, der er nødvendige. Defineres råderummet i stedet på grundlag af den forurening, aluminiumforbruget giver anledning til, er det ikke længere enkelt at anvende råderummet som mål for en regulering. Forureningen med en række stoffer og produkter er fælles for mange typer af forbrug og kan derfor ikke reguleres ved at kigge snævert på omsætningen af én bestemt ressource. I stedet må man da udregne et råderum for forureningsprodukterne og efterfølgende tage stilling til, hvor stor en del af dette råderum, aluminium må få lov til at optage. Det bliver dermed op til den enkelte forbruger at bestemme, hvordan man vil sammensætte sin varekurv til udfyldelse af råderummet. Formål 3 Dette leder videre til et tredje formål med råderummet. Ved at definere økologiske råderum, som ikke begrænses af de enkelte ressourcer men i stedet har grænser udtrykt ved den belastning menneskelig adfærd påtrykker omgivelserne, kan begrebet bruges som et redskab for den enkelte til at optimere sin nytte i forhold til egne præferencer. Dette kommer til udtryk ved, at enhver kan sammensætte sit personlige forbrug af varer og tjenesteydelser uden andre grænser end et fælles loft for miljøpåvirkningerne. Ved at konstruere ressourcebegrænsede råderum, må den enkelte forbruger suboptimere indenfor de enkelte typer forbrug, hvilket uvægerligt fører til en mindre nytteværdi for forbrugeren. Problemet med knappe ressourcer kan alternativt løses ved at lade graden af knaphed være medbestemmende for, hvor tungt forbrug af denne ressource vejer i det samlede regnskab. Med økologiske råderum begrænset af et samlet belastningsniveau, vil det være muligt at substituere forbrug af aluminium med kørsel i privatbil. Har en forbruger ikke behov for at forbruge aluminium, vil et ressourcebegrænset råderum ikke tillade, at forbrugeren i stedet kan øge sin aktivitet på andre områder som eksempelvis bilkørsel. Formål 4 Ved formuleringen af økologiske råderum er det nødvendigt at favne over hele indholdet i begrebet bæredygtighed. Derfor skal endnu mindst ét formål arbejdes ind i råderumsdefinitionen: Fordelingsproblematiken. Fordelingen af ressourcer mellem nulevende mennesker og mellem generationerne er formuleret i definitionen af det økologiske råderum, men er kun overfladisk til stede ved omsætningen til praksis. For at have et bredt anvendeligt paradigme for beregning af økologiske råderum, er det nødvendigt først at diskutere kriterierne for, hvornår ressourcerne er ligeligt fordelt. 6. LitteraturBaccini, P., H. Daxbeck, E. Glenck og G. Henseler (1993) Metapolis - Güterumsatz und Stofwechselprozesse in den Privathaushalten einer Stadt. ETH-Zürich, EAWAG, Dübendorf, Schweiz. Bak, J. (1996) Kortlægning af tålegrænser for svovl og kvælstof. Danmarks Miljøundersøgelser. 110 s. - Faglig rapport fra DMU, nr. 159. British Geological Survey (1995) World Mineral Production 1989-93, Preliminary Statistics. Keyworth, Nottingham, England. COWIconsult (1991) Indledende kortlægning af tålegrænserne for svovl- og kvælstofforbindelser. Udført for Miljøstyrelsen. Enquete-Kommission (1994) "Schutz des Menschen und der Umwelt" des Deutschen Bundestages. Die Industriegesellschaft gestallten - Perspektiven für einen nachhaltigen Umgang mit Stoff- und Materialströmen. European Aluminium Association (1996) Ecological Profile Report for the European Aluminium Industry. Udgivet af EEA, Bruxelles. IPCC (1990) Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC), Climate Change The IPCC Scientific Assessment, Geneve. Narodoslawsky, M., C. Krotscheck og J. Sage (1994) The Sustainable Process Index (SPI) A Meassure for Process Industries. Paper til MM-ARS Work shop, Wien. NOAH (1996) Bæredygtigt Danmark - Kampagnen for et bæredygtigt Europa. Friends of the Earth Denmark. National rapport juni 1996. United States Department of the Interior, Bureau of Mines (1993) Mineral Commodity Summaries. The World Commission on Environment and Development (1987) Our Common Future, Oxford University Press, Oxford and New York.
Effektfaktorer for humantoksicitet fra luft, overfladevand og jord fra stoffer, der udledes til luft, vand og jord /1/. Ved brug af ovenstående effektfaktorer for humantoksicitet fås toksicitetspotentialerne og de tilsvarende normaliserede potentialer, som det fremgår af tabel 5:2, hvor UMIP's normaliseringsreferencer bruges til at normalisere toksicitetspotentialerne fra udledningerne fra produktionen af et ton aluminium. Tabel B Bilag 5 :2 Se her Absolutte og normaliserede humantoksicitetspotentialer for benzo(a)pyren og fluorider fra produktionen af 1 kg aluminium Kvantitativ økotoksicitet for benzo(a)pyren Udledning til luft I følge /2/ har benzo(a)pyren en relativ lang halveringstid i atmosfæren, og kan derfor transporteres over lange afstande inden afsætning til enten jord eller vand. I følge UMIP-konceptet bliver fordelingsfaktorerne for udledningen af benzo(a)pyren til luft derved: fva=0, fvk=0,2 og fjk=0,8, idet der benyttes den globale standardværdi 0,2 for forholdet mellem vandoverflade og jordoverflade. Udledning til vand For udledningen til vand sættes fva til 1. Da Henrys kontant for benzo(a)pyren i følge /3/ er < 10-3 atm*m3/mol forventes, at hele den til vand udledte mængde forbliver i vandet, hvorved fvk bliver lig med 1 og fjk bliver lig med 0. Biokoncnetreringsfaktor Biokoncentreringsfaktoren, BIO, sættes til 1. Økotoksitetsfaktorerne udregnes som angivet i tabel 5:1 og 5:2. Tabel B Bilag 5 :3 Se her Økotoksitetsfaktorerne for udledningerne af benzo(a)pyren til vand. Tabel B Bilag 5 :4 Økotoksitetsfaktorer for udledningerne af benzo(a)pyren til jord..
Da PAH-forbindelser generelt regnes for persisente regnes de i det følgende som "ikke bionedbrydelige" med bionedbrydeligsfaktoren 1. De samlede effektfaktorer og økotoksitetspotentialer fremgår af tabel B 5:3. Tabel B Bilag 5 :5 Se her Effektfaktorer for de relevante delmiljøer og økotoksitetpotentialer for råvarefasens emissioner af "benzo(a)pyren" per kg aluminium. På baggrund af tabel B 5:5og UMIP's normaliseringsreferencer for økotoksitet i Danmark kan økotoksitetspotentialet normaliseres. Resultatet heraf fremgår af tabel B 5:6. Tabel B Bilag 5 :6 Se her Normaliseret effektpotentiale af emissionerne af benzo(a)pyren ved produktion af 1 kg primær-aluminium. Kvalitativ økotoksitet for fluorid emissionen På grund af datamangel for fluoridemissionen (både CAS 7784-18-1 og 16984-48-8) er der i dette studie ikke gennemført en kvantitiativ beregning af økotoxiciteten af denne emission. I /5/, der beskriver lokale effekter af bl.a. fluorid emissioner, konkluderes det, at afsætning af fluorid fra luften er den vigtigste kilde til optagelse af toksiske koncentrationer i planter i nærområdet omkring aluminiumsanlæg. Det konkluderes endvidere, at jord har så stor kapacitet til at binde fluorider og aluminium, at påvirkningen af overfladevand og grundvand er begrænset selv efter 40 års belastning af et område. Hos højerestående dyr er der påvist er der påvist er sammenhæng mellem emissionen af fluorid i nærmiljøet og skader på tænder og skellet /5/. Emissionen af fluorid vurderes i /4/ derimod ikke af give anledning til effekter i det akvatiske miljø. Referencer:
Bilag 6Valsning og ekstrudering. Udvekslinger, effektpotentialer og ressourceforbrug.Opgørelsen bygger på en opgørelse fra European Aluminium Association (EAA) fra 1996 /1/. Alle data er indsamlet i 1991/92. Tabel B Bilag 6:1 Miljøeffektpotentialer ved valsning af 1 kg aluminiumplade.
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 6 :2 Opgørelse af ressourceforbrug, emissioner og fast affald ved valsning af 1 kg tynd aluminiumplade (1,25 mm).
Note: Opgørelsen omfatter alene formgivningsprocessen. Tredje søjle angiver de procesrelaterede udvekslinger, mens fjerde søjle angiver udvekslinger forbundet med produktionen af den nødvendige elektricitet. Den samlede opgørelse, som er summen af de to søjler, findes i femte søjle. Tabel B Bilag 6 :7 Opgørelse for ressourceforbrug, emissioner og fast affald ved valsning af 1 kg aluminiumfolie (100 m m).
Note: Opgørelsen omfatter alene formgivningsprocessen. Tredje søjle angiver de procesrelaterede udvekslinger, mens fjerde søjle angiver udvekslinger forbundet med produktionen af den nødvendige elektricitet. Den samlede opgørelse, som er summen af de to søjler, findes i femte søjle. Tabel B Bilag 6 :8 Miljøeffektpotentialer ved valsning af 1 kg 100 m m aluminiumfolie.
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Opgørelse ved ekstrudering af 1 kg aluminiumprofiler.
Note: Opgørelsen omfatter alene formgivningsprocessen. Tredje søjle angiver de procesrelaterede udvekslinger, mens fjerde søjle angiver udvekslinger forbundet med produktionen af den nødvendige elektricitet. Den samlede opgørelse, som er summen af de to søjler, findes i femte søjle Tabel B Bilag 6 :10 Miljøeffektpotentialer ved ekstrudering af 1 kg aluminiumprofil.
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027
Affaldsforbrænding Tabel B Bilag 7 :1 Udvekslinger ved afbrænding af 1 kg brændbart aluminium i affaldsforbrændingsanlæg:
Note: Energigevinsten ved afbrændingen udnyttes til dansk fjernvarmeproduktion og erstatter dermed fjervarme produceret med fossile brændsler. For forbrænding af aluminium giver det ikke mening at adskille i procesrelaterede og elektricitetsrelaterede påvirkninger. Alle påvirkninger er derfor samlet i een søjle. Tabel B Bilag 7:2 Miljøeffektpotentialer knyttet til afbrænding af 1 kg brændbart aluminium i affaldsforbrændingsanlæg
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 7:3 Udvekslinger ved forbehandling (shredding) af 1 kg aluminiumskrot.
Note Tallene er baseret på et gennemsnit for den europæiske automobilindustri, hvor halvdelen af skrottet forbehandles som aluminiumspåner og resten fordeles på fem forskellige typer forbehandling afhængigt af skrottype. Tredje søjle angiver de procesrelaterede udvekslinger og fjerde søjle udvekslinger fra produktionen af den nødvendige elektricitet. Den samlede opgørelse, som er summen af de to søjler, findes i femte søjle. Tabel B Bilag 7:4 Miljøeffektpotentialer knyttet til forbehandling (shredding) af 1 kg aluminiumskrot.
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 7 :5 Udvekslinger ved omsmeltning af 1 kg aluminiumskrot i åbent kredsløb (se afs. 2.5).
Note: Tallene er baseret på et gennemsnit for den europæiske automobilindustri. Tredje søjle angiver de procesrelaterede udvekslinger og fjerde søjle udvekslinger fra produktionen af den nødvendige elektricitet. Tabel B Bilag 7 :6 Miljøeffektpotentialer knyttet til omsmeltning af 1 kg aluminiumskrot i åbent kredsløb (se afs. 2.5).
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 7 :7 Udvekslinger ved omsmeltning af 1 kg aluminiumskrot i lukket kredsløb (se afs. 2.5).
Note: Tallene er gældende for procesaffald fra forarbejdning af aluminiumprodukter. Aluminiumskrottet er derfor forudsat ikke at være overfladebehandlet eller på anden måde forurenet. Tredje søjle angiver de procesrelaterede udvekslinger og fjerde søjle udvekslinger fra produktionen af den nødvendige elektricitet. Den samlede opgørelse, som er summen af de to søjler, findes i den femte søjle. Tabel B Bilag 7 :8 Miljøeffektpotentialer knyttet til omsmeltning af 1 kg aluminiumskrot i lukket kredsløb (se afs. 2.5).
Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027
Bilag 8Genanvendelse af aluminiumI genanvendelsesscenarierne kombineres enhedsprocesser, som er gennemgået i de tidligere bilag. Som eksempel på beregningerne angives i tabel B 8:1 beregningere for scenarie A2. Tabel B Bilag 8 :1 Se her Vægtede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer knyttet til scenarie A2: brug af primær-aluminium, 60% genbrug i åbent kredsløb. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 8:2 Se her Vægtede ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer knyttet til de fire scenarier. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Bilag 9 Aluminium-bakke og PET-bakkeTabel B Bilag 9:1 Se her Normaliseret ressourceforbrug for aluminium-bakke løsningen. Tabel B 9:2 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer for aluminium-bakke løsningen. PET-bakke-løsningen Følgende enhedsprocesser fra Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj (juni 98) er benyttet: Produktion af PET: Plast, PET, proces M32131 Produktion af bakker: Dansk elproduktion 1990, proces L32765 Omsmeltning af stål: zz-Stål (skrot, 95% Fe), proces M32458 Transport, varebil: Varebil <3,5 t diesel, landevej, proces O32697 Transport, lastbil: Lasbil 3,5-16 t diesel, motorvej, proces O32692 Forbrænding af PET: Affaldsforbrænding, PET, proces B32640 Genvinding af energi er beregnet på grundlag af en tidligere database som angivet i rapportteksten. Tabel B Bilag 9:3 Se her Normaliseret ressourceforbrug for PET-bakke løsningen. Tabel B Bilag 9:4 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer for PET-bakke løsningen. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027
Bilag 10Aluminiummaster til pilehenvisningsskilt.Data for ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer for prduktion af primær-aluminium og omsmeltning er hentet fra heholdsvis bilag 3 og bilag 7. Tabel B bilag 10:1 Se her Normaliseret ressourceforbrug for aluminiummasterne. Tabel B Bilag 10:2 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer for aluminiummasterne. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027
Bilag 11Stålbøjle til pilehenvisningsskiltFølgende enhedsprocesser fra Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj (juni 98) er benyttet: Produktion af primær-stål: zz-Stål (99% primær), proces M32449 Produktion af primær-zink: Zn (100% primær), proces M32621 Omsmeltning af stål: zz-Stål (skrot, 95% Fe), proces M32458 Transport, varebil: Varebil <3,5 t diesel, landevej, proces O32697 Transport, lastbil: Lasbil 3,5-16 t diesel, motorvej, proces O32696 Tabel B Bilag 11:1 Se her Normaliseret ressourceforbrug for stålmasterne. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 11:2 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer for stålmasterne. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Varmforzinkning Udvekslingerne ved varmforzinkning er oversigsmæssigt beregnet på følgende grundlag: Input pr. kg påført zink: 1,02 kg Zn 0,4 ton 30% HCl 0,0008 ton inhibitor 0,004 ton ZnCl2 0,025 ton NH4Cl Output pr. kg påført zink: 0,38 kg kasseret bejdse 0,33 kg zinkaske 0,08 kg hårdzink Emissioner til luft af NH4Cl, ZnO, ZnCl, HCl, HF-gas og støv indeholdende Zn, ZnO, ZnCl og Pb. Af input er i oversigten kun medregnet forbruget af Zn som er termineret (Zn (100% primær), proces M32621). Af output er kun medregnet bejdse (farligt affald) samt zinkaske og hårdzink (slagge/aske).
Bilag 12StålmotorFølgende enhedsprocesser fra Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj (juni 98) er benyttet: Produktion af primær-stål: zz-Stål (99% primær), proces M32449 Omsmeltning af stål: zz-Stål (skrot, 95% Fe), proces M32458 Shredding af stål: zz-shredding, stål, proces B32678 Benzinforbrug: Benzin forbr.i benzinmotor, proces E32751 Tabel B Bilag 12 :1 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer for aluminiummotoren. Tabel B Bilag 12 :2 Se her Normaliserede miljøeffektpotentialer for stålmotoren. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027 Tabel B Bilag 12 :3 Se her Normaliseret ressourceforbrug for aluminiummotoren. Tabel B Bilag 12 :4 Se her Normaliseret ressourceforbrug for stålmotoren. Tallene er angivet med 10 tals potenser dvs. 2,70E-02 = 0,027
Bilag 13Sundhedsmæssige effekter af aluminiumForekomst og eksponeringsmuligheder Aluminium er et af de mest udbredte metaller i omgivelserne og findes i både jord, luft og vand. Aluminium optræder i naturen som trivalent aluminium og forbindelser heraf. I jordoverfladen udgør aluminium en koncentration på 8%. I luften findes aluminium hovedsagelig som aluminiumsilikater bundet til partikulære forureninger. Niveauerne i luften afhænger af årstiden, geografiske og meteorologiske forhold samt arten og omfanget af industriel og trafikal aktivitet i området. Normale baggrundsniveauer ligger i området 0,005 til 0,18 mg/m³, men kan dog være væsentlig højere i byområder, hvor en koncentration på 10 mg/m³ vil medføre et totalt indtag af aluminium på 0,2 mg/dag ved inhalation af 20 m³/dag /1/. Drikkevand I vand er koncentrationen af opløst aluminium afhængig af pH og højst under sure betingelser. Normale niveauer i drikkevand i USA regnes for at ligge under 0,100 mg/l /1/. I Danmark er den højst tilladelige værdi i drikkevand 0,2 mg Al/l og den vejledende værdi 0,05 mg Al/l /2/. Fødevarer Øvrige bidrag til den naturlige aluminiumbelastning kommer gennem føden, dels fra naturlige kilder, dels fra forarbejdningen, fra fødevareadditiver og migration fra emballagen. De fleste fødevarer indeholder mindre end 5 ppm aluminium, men koncentrationen kan være væsentlig højere i visse produkter. Eksempelvis akkumuleres aluminium i teblade og planter, som kan vokse i sur jord, og i salte, sure og basiske fødevarer under forarbejdning i aluminiumholdige beholdere. Den daglige indtagelse af aluminium med føden antages at ligge under 20 mg/dag /1/. Tilberedning af mad Tilberedning af mad i aluminiumsgryder er i gennem længere tid generelt blevet frarådt, idet dette er en oplagt kilde til indtagelse af aluminium afhængig af madens pH. Koges en tomatret med pH 4,4 og en startkoncentration af aluminium på 0,5 mg/kg vil denne efter endt kogning have en aluminiumskoncentration på 3,3 mg/kg. Tilsvarende vil en ret med en pH-værdi på 3,2 og en startkoncentration af aluminium på 1,0 mg/kg - efter endt kogning have en aluminiumskoncentration på 11,3 mg/kg /13/. Emballage Ved emballering af øl i alluminiumsdåser er der målt forhøjede koncentrationer af aluminium set i forhold den tilsvarende øl emballeret i glasflasker /14/. Kosmetik og lægemidler Andre kilder til eksponering i dagligdagen er kosmetik og lægemidler. Som eksempel anvendes aluminiumklorohydrat i deodoranter og aluminiumhydroxid i behandlingen af mavesår. Den daglige indtagelse af aluminium i forbindelse med behandling af mavesår kan nå op på 4000 mg/dag. Industri Da aluminium er et særdeles anvendeligt metal, som har udbredt industriel anvendelse, er især aluminiumholdigt støv aktuelt i arbejdsmiljøet. Blandt andet i forbindelse med primær metalindustri, forarbejdning af metal samt fremstilling af lægemidler og fødevarer. Oplysninger i litteraturen om aluminiums toksikologiske effekter findes i overvejende grad for de forskellige aluminiumsalte. Optagelse, fordeling og udskillelse Optagelse fra mavetarmkanalen Optagelsen fra mavetarmkanalen er begrænset og hovedparten af aluminium, der indtages gennem munden, udskilles igen gennem afføringen. Ved indtagelse af store mængder aluminiumholdig mavesårsmedicin, ses en signifikant stigning af aluminium udskilt med urinen. Mekanismen bag optagelsen er ikke fuldstændig klarlagt, og den er formentlig afhængig af flere forskellige forhold. Blandt andet spiller den administrerede mængde, pH samt tilstedeværelsen af konkurrerende og komplexdannende ioner en rolle. I litteraturen er der refereret meget forskellige data for absorption gennem mavetarmkanalen, varierende fra 0,001 - 24% hos mennesker. En gennemsnitlig optagelse på 0,1% af en normal diæt og 0,01% af lægemidler anses for at være det bedste skøn. Optagelse via lungerne Aluminium absorberes også via lungerne men anses normalt ikke for årsag til en væsentlig belastning. I forbindelse med erhvervsmæssig eksponering for partikler indeholdende aluminium er der målt forhøjede koncentrationer i blod og urin, de højeste hos svejsere og arbejdere beskæftiget med aluminiumforarbejdning /3/. Optagelse via huden Med undtagelse af ganske særlige tilfælde, hvor aluminium fra antiperspiranter optages gennem beskadiget hud, anses optagelse via huden ikke for at kunne bidrage væsentligt til aluminiumbelastningen /4/. Fordeling Fordelingen af aluminium i organismen afhænger af dyrearten, administrationsvejen og aluminiumforbindelsen. Generelt findes de højeste koncentrationer i forsøgsdyr i lever, milt og knogler. Hos "normalt" eksponerede mennesker med normal nyrefunktion findes de højeste koncentrationer i lungerne og dernæst skelettet og hjernen /3/. Andre kilder peger på hjerte, lever, milt og knogler, som de primære organer for ophobning af aluminium /5/. Mængden af aluminium i lunger og hjerne ser ud til at øges lidt med alderen og koncentrationen i skelettet kan øges hos personer med forringet nyrefunktion og hos erhvervsmæssigt eksponerede arbejdere, fx. svejsere. Aluminium binder til plasmaproteiner i et omfang, der er rapporteret til 0 - 98% /6/ afhængig af forsøgsomstændighederne og nyrefunktionen. Optagelse i væv Optagelse i vævene sker kun langsomt, formentlig på grund af den kraftige proteinbinding ved høje plasmakoncentrationer. Den rapporterede halveringstid i plasma varierer fra nogle timer til flere dage afhængig af observationsperiodens længde. Dette kan forklares med akkumulering og lang tilbageholdelsesstid i fx. knoglerne. Udskillelse Udskillelse sker overvejende via urinen og kun en mindre del via galden /4/. Hos frivillige forsøgspersoner, som blev eksponeret for aluminiumholdig svejserøg, blev halveringstiden for urinkoncentrationerne målt til 8 timer. For svejsere, som havde været eksponeret under et år, beregnedes halveringstiderne til 9 dage mens svejsere med over ti års eksponering havde halveringstider på 6 måneder eller mere /3/. Effekter ved inhalation Dyreforsøg Der findes kun få dyreforsøg, som belyser effekten ved inhalation af aluminium. Blandt disse er studier, hvor dyrene blev eksponeret for aluminiumklorohydrat, aluminiumoxid eller aluminiumflager. Resultaterne viste effekt på makrofagerne og betændelse i lungerne blev rapporteret i enkelte tilfælde. Hos rotter udsat for støv af aluminiumklorid og aluminiumflourid i koncentrationer på 0,36 - 0,42 mg Al/m3 i en periode på 5 måneder er der ligeledes påvist skader på makrofagerne i lungerne resulterende i øgede lysozymniveauer. Eksponering for aluminiumklorid medførte desuden øget proteinindhold i skyllevæske fra lungerne samt stigning i alkalisk phosphataseaktivitet. Effekter som disse ses ofte i forbindelse med eksponering for også andre typer støv. Lungefibrose Lungefibrose er rapporteret som resultat af erhvervsmæssig udsættelse for formalet aluminiumpulver. Resultaterne, som er fundet i studier af tyske, svenske og engelske arbejdere i trediverne, fyrrerne og tresserne har ikke kunnet underbygges af tilsvarende amerikanske undersøgelser i samme periode. Enkelttilfælde af lungefibrose og proteinansamling i alveolerne er iagttaget efter lang tids eksponering for aluminiumholdigt slibestøv er rapporteret /3/. Lungefibrose, kronisk lungehindebetændelse og granulom (betændelsesproces bestående af en afrundet hob celler) er ligeledes konstateret i forbindelse med langvarig eksponering for aluminiumholdig svejserøg. I en svensk tværsnitsundersøgelse af aluminiumeksponerede svejsere blev der ikke fundet sådanne effekter. Pneumokoniose Pneumokoniose, som er en lungesygdom fremkaldt af støv, åndedrætsbesvær og erhvervsbetinget astma er fundet hos arbejdere beskæftiget gennem lang tid med elektrolytisk fremstilling af aluminium /3/. Effekt på nervesystemet Flere undersøgelser af erhvervsmæssigt eksponerede arbejdere beskæftiget med elektrolyse af aluminium eller svejsning, har vist effekter på centralnervesystemet i form af koordinationsbesvær og intellektuel reduktion. Et enkelt tilfælde af en mere alvorlig skade på nervesystemet, encefalopathi (degenerativ hjernesygdom), er beskrevet hos en arbejder, der malede aluminiumpulver og udviklede en hurtigt forløbende encefalopathi. Mandens hjerne og lunger viste sig at indeholde 20 gange højere niveauer af aluminium end hos ueksponerede. Der er ikke i litteraturen påvist nogen direkte sammenhæng mellem dosis og rapporterede neurologiske effekter /3/. Sammenhængen mellem kræft og indånding af aluminium er vurderet af det Internationale Kræftforskningsinstitut (IARC). Her konkluderes det, at arbejdere, som fremstiller aluminium elektrolytisk, har en øget risiko for at udvikle lungekræft. Det understreges dog samtidig, at denne effekt formodentlig snarere skyldes eksponering for polyaromatiske kulbrinter, som dannes under den elektrolytiske proces /3/. Effekter ved indtagelse Til trods for den udbredte indtagelse af aluminium gennem føden, drikkevandet og medicinske præparater, er der ikke meget, der tyder på nogen væsentlig toksicitet hos raske personer /1/. I dyreforsøg er aluminium kun dødeligt i høje koncentrationer, således er LD50 LD50 for aluminiumnitrat bestemt til 261 mg Al/kg i rotter og for aluminiumklorid til 770 mg Al/kg i mus. Det svarer til langt større koncentrationer end der indtages af mennesker i selv ekstreme situationer. Mennesker, som på grund af kroniske nyresygdomme, indtager store mængder aluminiumholdige præparater for at binde overskydende phosphat, får ofte samtidig tilført citrat, som danner letoptagelige komplekser med aluminium. I rotter, der blev fodret med henholdsvis aluminiumcitrat og aluminiumhydroxid sammen med citronsyre, sås en øget akkumulering af aluminium i hjernen og i knoglerne /7/. Akut nerveskade En akut form for nervesystemskade er beskrevet som resultat af den øgede optagelse af aluminium hos nyrepatienter. Symptomerne viser sig i reglen pludseligt som uro, forvirring, muskelsammentrækninger, slagtilfælde, koma og i værste fald død /8/. Dyreeksperimentelle undersøgelser har vist, at det er vanskeligt at opstille modeller til at belyse sammenhængen mellem indtagelse af aluminium og effekter på nervesystemet. Hos personer med normal nyrefunktion, som indtager aluminiumholdig mavesårsmedicin, ses kun sjældent bivirkninger. Reversible ændringer i fosfat og calciumbalancen, i reglen uden symptomer, er rapporteret. Hos ældre mennesker ses forstoppelse /9/. Der er ikke hos mennesker set nogen reproduktionstoksiske effekter af aluminiumindtagelse. Alzheimer's syndrom Aluminium findes i forhøjede koncentrationer i hjernen hos mennesker, der er døde af Alzheimer's syndrom. I flere epidemiologiske undersøgelser er det forsøgt at kortlægge sammenhængen mellem aluminium i drikkevandet og denne sygdom, som blandt andet har vist sig i områder med surt drikkevand og dermed forhøjet aluminiumindhold. I visse af disse undersøgelser er der påvist en sammenhæng mellem drikkevands indhold af aluminium og et områdes frekvens af Alzheimer tilfælde /11/. WHO konkluderede i 1997, at de humantoksikologiske data vedrørende en mulig sammenhæng mellem aluminium i drikkevand og udviklingen af Alzheimer-syndromet hos ældre ikke er tilstrækkelige til at slutte, at der er en sammenhæng /12/. Der hersker således stadig tvivl om aluminiums rolle i forbindelse med udviklingen af Alzheimer-syndrom hos ældre. En mulig forklaring på den høje koncentration af aluminium i hjernevævet hos mennesker med Alzheimer-syndrom kan være, at patienter med Alzheimer's syndrom har en ændret blod-hjernebarriere, som tillader mere aluminium end normalt at akkumuleres. Effekter ved hudkontakt Denaturering Aluminiumsaltenes interaktion med huden afhænger af deres evne til at trænge gennem hudens yderste lag og nå epidermis, hvor det er påvist at aluminium kan denaturere keratin. Effekt på dyr I dyreforsøg med henholdsvis mus, kaniner og grise er der rapporteret lokale skader på huden efter påføring af 10% aluminiumklorid og -nitrat i en periode på 5 dage. Skaderne omfattede øget cellevækst, dannelse af små bylder, betændelsesagtig celleinfiltration og i visse tilfælde sårdannelse /1/. Tilsvarende reaktioner er ikke rapporteret hos mennesker. Irritation og sensibilisering Oplysninger om effekten af aluminium ved hudkontakt hos mennesker stammer primært fra udsættelse for vandopløselige salte i antiperspiranter, vacciner og pollenekstrakter med aluminium som adjuvans. Hudirritation og kontaktsensibilisering er rapporteret som resultat af kontakt med aluminium i sådanne produkter. Aluminium anses dog for at være et svagt allergen /10/. Også i forbindelse med erhvervsmæssig eksponering ved aluminiumfremstilling og flyproduktion er der rapporteret tilfælde af kontaktallergi /10/. Langtidseffekter Oplysninger om andre effekter, herunder langtidsskadelige effekter er ikke fundet, og under normale omstændigheder anses aluminium og dets forbindelser for at udgøre en begrænset risiko. Det gælder selvfølgelig ikke forbindelser, hvor anionen i sig selv medfører skadevirkninger. Det er for eksempel tilfældet for aluminiumphosfid, der anvendes som bekæmpelsesmiddel. Effekter ved anden eksponering Dialyseencefalophati Nyrepatienter i dialyse, der har fået aluminiumholdigt dialysevand direkte ind i blodbanen, kan udvikle dialyseencepfalophati, en degenerativ hjernesygdom, karakteriseret ved blandt andet taleforstyrrelser, epilepsi og fremadskridende demens. Hos sådanne patienter er forhøjede niveauer af aluminium fundet i den grå hjernemasse. Knoglesygdomme forårsaget af aluminium, der medfører afkalkning af knoglerne, er også rapporteret hos dialysepatienter /3/. Konklusion Det kritiske organ ved eksponering for aluminum er centralnervesystemet. Neurologiske effekter ses især hos personer med kroniske nyreskader og kun sjældent i forbindelse med ehvervsmæssig udsættelse. Arbejdere eksponeret for aluminiumpulver og aluminiumholdig svejserøg kan udvikle lungesygdomme, men i betragtning af den udbredte erhvervsmæssige anvendelse er der kun rapporteret få tilfælde. Kontaktallergi er ligeledes rapporteret, men rapporterne er få. Aluminium i de mængder, der normalt indtages gennem føden, drikkevandet og mavesårsmedicin, anses normalt ikke for at udgøre en risiko. Aluminiumforurenet drikkevand er dog sat i forbindelse med Alzheimer-syndrom, til trods for at aluminium i drikkevandet kun udgør en mindre del af den samlede aluminiumbelastning. For ældre mennesker har det imidlertid ikke været muligt at fastslå, om aluminium spiller en aktiv rolle i sygdomsudviklingen, eller om sygdommen i sig selv tillader større mængder aluminum at ophobes i hjernen. Referencer 1. U.S. Department of Health & Human Services. Agency for Toxic Substances and Disease Registry. Toxicological Profile for Aluminium. TP-91/01, July 1992. 2. Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 515 om vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg af 29. august 1988. 3. Sjögren B, Elinder C.G. 1992. Alumimium. Nordiska Expertgruppen för Gränsvärdesdokumentation. Arbeta och Hälsa, 1992/45. 4. Priest, N.D. 1993. Satellite symposium on "Alzheimer's disease and dietary aluminium". Proceedings of the Nutrition Society 52: 231-240. 5. Greger J.L. 1993. Aluminium Metabolism. Annu. Rev. Nutr. 13: 43-63. 6. Wilhelm M, Jäger DE, Ohnesorge FK. 1990. Aluminium Toxicokinetics. Pharmacology & Toxicology 66: 4-9. 7. Winship K.A. 1993. Toxicity of aluminium: a historical review, Part 2. Adverse Drug React. Toxicol. Rev. 12: 177-211. 8. Alfrey, A.C. 1993. Aluminium and Renal Disease. Bourke E, Mallick NP, Pollak VE (eds): Moving Points in Nephrology. Contrib. Nephrol. Basel, Karger, 102: 110-124. 9. Brunton L.L. 1993. Agents for Control of Castric Acidity and Treatment of Peptic Ulcers. Goodman Gilman A, Rall TW, Nies AS, Taylor P (eds). The Pharmacological Basis of Therapeutics. Eights Edition, McGraw-Hill, pp 904-909. 10. Host_nek JJ, Hinz RS, Lorence CR et al. 1993. Metals and the Skin. Critical Reviews in Toxicology 23: 171-235. 11. Martyn C.N.1989. .An Epidemiological Approach to Aluminium and Alzheimer's Disease. Aluminium in Food and the Environment, Proceedings, Royal Society of Chemistry, London. 12. IPCS. 1997. Environmental Health Criteria 194 - Aluminium. WHO, Geneva. 13. Baxter M.J.; Burrell J.A.; Crews H.M. and Massey R.C. 1989. Aluminium in Infant Formulae and Tea and Leaching during Cooking. Aluminium in Food and the Enviroment, Proceedings, Royal Society of Chemistry, London. 14. Aikoh H. et al:. 1996. Aluminium Content of Various Canned and Bottled Beverages. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 56: 1-7.
Bilag 14Økologisk råderum for brug af aluminiumIndholdsfortegnelse 3 Beregning af det økologiske råderum 4. Beregningseksempler
1. ForordFormål og indhold Formålet med denne rapport er at beskrive det økologiske råderum for brug af aluminium. Ved vurderingen af det økologiske råderum er der i denne rapport lagt vægt på ressourceforbruget, hvilket især stiller krav om vurderinger af, hvor store tab af aluminium, der kan accepteres uden at komme i konflikt med et ønske om bæredygtig adfærd. Der er desuden gennemgået eksempler på råderum, som begrænses af naturens bæreevne. Da håndteringen af begrebet økologisk råderum endnu er på et indledende stadie, er der ved arbejdet med rapporten lagt vægt på at beskrive flere forskellige problemstillinger forbundet med bæredygtighedsbegrebet. Dette har medført flere forskellige bud på størrelsen og arten af et økologisk råderum for aluminium. Nogle af eksemplerne er baseret på strengt at overholde kravene i definitionen af det økologiske råderum, mens andre eksempler følger en mere pragmatisk linie og tager udstrakte hensyn til gennemførligheden af tiltag til en ressourceudnyttelse indenfor råderummets grænser.
(Narodoslawski et al, 1994). Baggrund Siden Brundtlandrapporten kom i 1987 har man verden over forsøgt at operationalisere begrebet bæredygtighed. Dette har endnu ikke ført til et entydigt paradigma for håndteringen af begrebet. Hidtil har det økologiske råderum herhjemme og mange steder i udlandet haft den største gennemslagskraft som en operationalisering af bæredygtighedsbegrebet. Tanken om det økologiske råderum er udsprunget af den hollandske Friends of the Earth-gruppes oplæg til Rio-konferencen i 1992 (UNCED 1992) "Action Plan Sustainable Netherlands". Ordvalget var dengang "environmental space", hvilket af den danske Friends of the Earth-gruppe, NOAH, blev oversat til "miljømæssigt råderum". Det miljømæssige råderum er siden blevet adopteret af ministeren for miljø og energi, som præsenterede det i forbindelse med udgivelsen af Natur- og Miljøpolitisk Redegørelse i sommeren 1995. I mellemtiden er begrebet omdøbt til det økologiske råderum uden dog at have undergået indholdsmæssige ændringer i den anledning. I Natur- og Miljøpolitisk Redegørelse er begrebet defineret: "Det økologiske råderum defineres - ud fra et globalt synspunkt - som den mængde naturressourcer (luft, vand, jord, mineraler, energikilder, naturarealer, planter og dyr mv.), der kan bruges pr. år, uden at vi forhindrer fremtidige generationer i at få adgang til den samme mængde og kvalitet." Det fremgår videre af den Natur- og Miljøpolitisk Redegørelse, at det økologiske råderum ikke kun skal forstås ud fra et ressourcemæssigt synspunkt, men i lige så høj grad ud fra et fordelingsmæssigt synspunkt, således at hvert menneske har ret til samme del af det økologiske råderum. Denne sociale målsætning har rod i Rio-konferencens Agenda 21, som netop lagde vægt på samtidig miljømæssig og social balance. Fordelingsspørgsmålet giver anledning til en række åbne spørgsmål vedrørende såvel fordelingen mellem nulevende verdensborgere som fordelingen mellem nulevende og fremtidige generationer. Som eksempel på den første problemstilling kan nævnes, at det ikke giver mening at definere det globale råderum for drikkevandsressourcer, da drikkevand ganske vist kan sælges verden rundt, men kun kan anvendes til egentlig vandforsyning indenfor en bestemt radius fra kilden. Videre er klimatiske og andre forskelle i livsbetingelserne på Jorden skyld i, at man ikke overalt har de samme ressourcebehov. Et eksempel på problemstillingen vedrørende fordelingen mellem nulevende og fremtidige generationer er forventningerne om, at man roligt kan forbruge og forurene løs, da den teknologiske udvikling løser alle problemer ved at producere substitutter for ikke-fornybare ressourcer og ved at give teknologiske løsninger på forureningsproblemerne. En anden problemstilling i forbindelse med fordelingen mellem nutid og fremtid er den grad af nytte, givne ressourcer giver forbrugerne. Hvor definitionen på bæredygtighed sikrer ligelige materielle muligheder, tager den ikke stilling til, om dette er ensbetydende med ligelige mængder nytte eller velfærd. En forudsætning for at kunne sætte lighedstegn mellem materielt forbrug og velfærd er, at verdensbefolkningen bevarer sine værdibegreber for så vidt angår de betragtede materielle goder - her aluminium. Det er endnu ikke uddebateret, hvordan denne type spørgsmål skal håndteres i forbindelse med beskrivelsen af de økologiske råderum. Forbruget af ikke-fornybare ressourcer er generelt et problem i forbindelse med begrebet det økologiske råderum. Fremtidige generationer får ikke adgang til samme mængder ikke-fornybare ressourcer, hvis vi forbruger af disse nu. For så vidt angår disse ressourcer, vil recykling være den eneste måde, hvorpå et forbrug kan finde sted, uden betingelsen om videregivelse af intakte råvarelagre til kommende generationer overskrides. I denne rapport vil det økologiske råderum for den ikke-fornybare ressource aluminium blive beskrevet ud fra en række forskellige forudsætninger, som spænder fra en nedtrapning af forbruget til en streng overholdelse af grænserne i det økologiske råderum. Spørgsmålet vedrørende fordelingsproblemet mellem nulevende mennesker og mellem nulevende og fremtidige generationer berøres ikke. I stedet vil det blive antaget, at alle nulevende mennesker skal have samme adgang til ressourcen aluminium, mens fordelingen mellem nulevende og fremtidige generationer afhænger af forudsætningerne i de enkelte beregningsmetoder. Arbejdsgruppe Denne rapport er udarbejdet af Torben Kaas, DTI Miljø, og Erik Hansen, COWI. Redaktionen af rapporten er afsluttet januar 1997. 2. ResumeDa der endnu ikke er udviklet et paradigma for beregningen af økologiske råderum, er råderummet her beskrevet ud fra et udvalg af kriterier hentet i definitionen af begrebet. Kriterierne er valgt med overvægt til kravet om ressourcebevarelse, mens kravet om ligelig fordeling af ressourcerne kun er berørt perifert. De fire forudsætninger er:
Disse forudsætninger fører til forskellige grænser for de økologiske råderum. De tre første forudsætninger fører til absolutte loftværdier for mængden af aluminium, en indbygger må forbruge årligt. Den sidste forudsætning fører til en loftværdi for aluminiumforbruget, som afhænger af forbrugerens øvrige aktiviteter. Hovedresultaterne af de enkelte beregninger er: Friends of the Earth Gennemsnitsdanskerens forbrug af aluminium skal skæres ned fra 15,3 kg/år nu til 0,97 kg/år i år 2050. Det svarer til en reduktion på 94% af det nuværende forbrug. Geologisk råderum I geologisk tidsperspektiv er aluminium en fornybar ressource med en lang gendannelsestid. Det personlige råderum for tab af aluminium er under 1 g/år når kun de kendte bauxitreserver udnyttes og ca. 1 kg, når alt tilgængeligt aluminium udnyttes. Arealbegrænset råderum Arealbehovet til fremskaffelse af råvarer, infrastruktur og procesenergi ved fremstilling af aluminiumprofiler virker ikke særligt begrænsende. Derimod stilles der enorme pladskrav til bortskaffelsen af aluminium. Det betyder, at der årligt kan bortskaffes højst 110 g aluminium pr. indbygger. Ved beregningen af det arealbegrænsede råderum anvendes meget forenklede forudsætninger, som gør, at resultaterne må betragtes med forbehold. Emissionsbegrænset råderum Grænserne for naturens evne til at absorbere emissioner af surregns- komponenter, kvælstof som næringsstof og drivhusgasser fra aluminiumproduktion blev bestemt. Råderummet afgrænset af drivhusgasemissionerne er helt klart det mindste og virker derfor afgrænsende for aluminiumforbruget. Det vurderes, at dette råderum ville føre til et aluminiumforbrug på 240 g/år i år 2100. 3. Beregning af det økologiske råderum3.1 Betingelser for beregningen Det er ikke muligt at forbruge ressourcer uden at påvirke omgivelserne og uden at ændre på vilkårene for fremtidige generationers forbrug. Det må derfor bero på valg af kriterier og på gæt på fremtidige generationers præferencer for behovsopfyldelse, hvordan et økologisk og fremtidssikret råderum fastlægges for nutidig adfærd og forbrug. Definitionen af det økologiske råderum i Natur- og Miljøpolitisk Redegørelse 1995 lægger op til et bredt kriterievalg, der tager hensyn til såvel ressourceforbrug som produktion af affaldsstoffer. Ressourceforbruget er nævnt direkte i redegørelsen. Her står, at råderummet defineres som den mængde ressourcer, der kan forbruges uden, at fremtidige generationer derved får adgang til en mindre mængde. Produktionen af affaldsstoffer er nævnt mere implicit som en faktor af betydning for råderummet. Det hedder, at de naturressourcer, fremtidige generationer stilles til rådighed, skal have samme kvalitet som i dag. Det forudsætter for så vidt angår jord, luft og vand bl.a., at disse ressourcer ikke opblandes med affaldsstoffer. Det er derfor fundet rimeligt at supplere beskrivelsen af det ressourcemæssige råderum med beskrivelse af nogle affaldsstofmæssige råderum. Herved skal forstås råderum, som begrænses af naturens evne til at omsætte de aluminium- og affaldsemissioner, der er forbundet med menneskets udvinding, forbrug og bortskaffelse af aluminium. 3.2 Scenarier for det økologiske råderum 3.2.1 Ressourcebegrænset råderum Skal der i fremtiden være samme mængde af ikke-fornybare ressourcer til rådighed som i dag, betyder det stort set, at det økologiske råderum set ud fra et ressourcesynspunkt er lig med størrelsen af genvindingen af ressourcerne. Der ses her bort fra gendannelsen af de oprindelige aluminiumholdige mineraler og fra situationer, hvor der er store mængder energi til rådighed til behandlingen af aluminiumholdige affaldsprodukter. Imidlertid er det af to grunde absurd slet ikke at forbruge primære ressourcer: det er ikke realistisk at indstille forbruget af alle ikke-fornybare ressourcer og en ressource har ingen værdi, hvis den ikke må udnyttes af hverken nulevende eller fremtidige generationer. Miljø- og Energiministeriet har derfor foreslået en generel linie for, hvordan forbruget af ikke-fornybare ressourcer bør aftrappes. Udgangspunktet er en antagelse om, at et bæredygtigt forbrug af primære ressourcer svarer til en halvering af det globale årlige forbrug i 1990. Dette mål skal være nået i 2050, mens målet for 2020 er at have opnået en reduktion på 25%. Begrundelsen for disse mål er, at det globale økologiske system ikke må bryde sammen i overgangsperioden, hvorfor denne skal være kort, og at perioden samtidig skal være lang nok til, at det er realistisk at overholde målene. Disse mål er pånær tidsgrænsen identiske med de mål, Friends of the Earth opstiller. Friends of the Earth ønsker en 25% reduktion i forbruget af primære ressourcer allerede i 2010, mens det endelig mål om 50% reduktion skal nås i løbet af perioden 2030-2050. 3.2.2 Geologisk begrænset råderum En mere bogstavelig tolkning af definitionen af det økologiske råderum åbner ikke mulighed for forbrug af primære, ikke-fornybare ressourcer overhovedet. Ses omsætningen af ressourcer imidlertid i et geologisk tidsperspektiv, eksisterer begrebet "Ikke-fornybare ressourcer" ikke. I et geologisk tidsperspektiv, vil metaller og andre grundstoffer igen indlejres i nye mineraler. Set i dette perspektiv er alle ressourcer fornybare - omend visse er det i en meget langsom takt, medmindre ubegrænsede energiressourcer er til rådighed ved oparbejdningen af affaldsprodukter og andre mindre lødige forkomster af ressourcen. En umiddelbar forudsætning for overholdelsen af det økologiske råderum for fornybare ressourcer er, at ressourcerne ikke må forbruges hurtigere, end de gendannes. 3.2.3 Arealbegrænset råderum Forbrug af ressourcer kan være begrænset dels af en knaphed på den forbrugte ressource og dels af knaphed på andre ressourcer. Andre begrænsende ressourcer kan eksempelvis være energi, hjælpestoffer og plads, som er nødvendige at forbruge for at udnytte en given ressource. Livet på Jorden kan kun eksistere, fordi Jorden konstant er udsat for tilførsel af energi udefra i form af solindstråling. Solindstråling er det eneste input til opretholdelse af alle processer og alt liv og er derfor på langt sigt den eneste begrænsende faktor for bl.a. menneskelig aktivitet. Med ubegrænset energi er et vilkårligt højt aktivitets- og forbrugsniveau i praksis muligt set ud fra et ressourceforbrugssynspunkt, da eksempelvis mineralforekomster af enhver lødighed vil kunne udnyttes. Bredes perspektivet ud fra alene at se på ressourcerne til også at omfatte affaldsprodukternes indlejring i de naturlige kredsløb, er energiinputtet ikke længere eneste begrænsende ressource. Da omsætningen af solenergi til elektricitet og varme og omdannelsen af affaldsprodukters indlejring i de naturlige kredsløb kræver plads, er areal en knap ressource, der kan bruges som mål for det økologiske råderum. Brugen af areal som måleenhed for det økologiske råderums størrelse opfylder to vigtige krav til sådanne indikatorer:
3.2.4 Produktion af affaldsstoffer Foruden at være begrænset af ressourceknaphed kan menneskelig adfærd også være begrænset af omgivelsernes evne til at absorbere og omsætte affaldsprodukterne fra menneskelig aktivitet. Dette kan dels være i form af indlejring af forbrugte ressourcer i de naturlige kredsløb som beskrevet ovenfor, og dels være i form af naturens begrænsede evne til at optage og omsætte emissioner og affald forbundet med aktiviteten. Den maksimale grænse for, hvor meget naturen kan tåle af forurening, kaldes naturens tålegrænse. Denne varierer for visse stoffer fra region til region, mens der for andre stoffer gælder en global tålegrænse. For de enkelte stoffer vil det kunne vurderes, hvor store mængder naturen kan optage uden at lide synlig overlast. I den udstrækning produktion, brug eller bortskaffelse af et produkt giver anledning til emissioner, må man vurdere, om omfanget af disse emissioner optager en større del af det samlede råderum for udledningen af det aktuelle stof, end den nytte, man opnår fra produktet, berettiger. 3.2.5 Beregning af råderummet Det økologiske råderum for aluminium kan beregnes ud fra alle fire ovennævnte sæt af forudsætninger. Dette vil blive gjort i de efterfølgende afsnit. Beregningerne hviler på meget forenklede forudsætninger, hvor en af de store usikkerhedsfaktorer er, hvilke materielle krav fremtidige generationer stiller. Definitionen af det økologiske råderum i Natur- og Miljøpolitisk Redegørelse bygger alene på en forudsætning om ressourcebevarelse. Der er således ikke taget hensyn til, at præferencer kan ændre sig på måder, der gør det muligt at opnå større eller mindre nytte med givne ressourcemængder. Mekanismerne i det globale økosystem er ikke tilnærmelsesvis afdækkede i en grad, så det er muligt at forudse de fulde konsekvenser af en given adfærd. Beregningerne af råderummet bygger på snævre forudsætninger om forbrug af aluminium og de dermed snævert forbundne konsekvenser, men forfølger ikke konsekvenserne af forbruget igennem økosystemerne. Hvor det giver mening, ligger det i bæredygtighedsbegrebet, at hele verdens befolkning skal have lige muligheder for at forbruge Jordens ressourcer. For mange stoffer indebærer denne tankegang en betydelig forøgelse af transporten rundt i verden, hvilket bidrager til belastningen af omgivelserne uden at være indregnet i råderummet. Dertil kommer regionale skift i præferencer, sådan at en given vare giver anledning til forskellige grader af nytte i forskellige dele af Verden. Med byttehandler vil det med overvejende sandsynlighed være muligt at øge summen af nytte i forhold til en situation, hvor alle har adgang til lige meget af hver ressource. En sådan nyttemaksimering strider imidlertid mod de hidtidige definitioner af råderummet, da den sandsynligvis vil føre til en fordelingssituation meget lig den nuværende men på et lavere niveau for ressourceforbrug. Denne problemstilling er heller ikke medtaget i de følgende beregninger. 4. Beregningseksempler4.1 Det traditionelt beregnede råderum Introduktionen af begrebet økologisk råderum skete i forbindelse med UNCED 1992, hvor den hollandske Friends of the Earth-gruppe (FoE) præsenterede deres rapport "Action Plan Sustainable Netherlands". For at komme tættere på en konkretisering af bæredygtighedsbegrebet bad FoE Wuppertal Institut i Tyskland om at beskrive, hvad bæredygtig udvikling i Europa betyder. Resultatet af dette arbejde kom i 1995 i form af rapporten "Sustainable Europe", som på dansk hedder "Mod et bæredygtigt Europa". I Wuppertal Instituts rapport gives, hvad der må antages at være FoEs bud på, hvordan det økologiske råderum skal håndteres og beregnes. Introduktionen af det økologiske råderum er således FoEs fortjeneste, ligesom FoE med rapporten fra 1995 har givet et hidtil uimodsagt bud på, hvordan råderummet skal beregnes. Grundtankerne bag FoEs beregningsmetoder er som konsekvens heraf at genfinde i Miljø- og Energiministeriets generelle tanker vedrørende råderummet. I dette afsnit beskrives aluminiums økologiske råderum ud fra ministeriets foreslåede regneeksempel. Dette adskiller sig alene fra Wuppertal Instituts beregninger ved de tidsfrister, der er fastsat for målopfyldelsen. 4.1.1 Forudsætninger Aluminium hører til i gruppen af ikke-fornybare ressourcer. Det faktum at aluminium spredt i miljøet i løbet af et geologisk tidsperspektiv atter indarbejdes i de naturlige mineraler ændrer for denne beregningsmetode i praksis ikke på det korrekte i denne antagelse. For at opfylde betingelsen om at give kommende generationer samme materielle muligheder som den nuværende generation er det derfor nødvendigt helt at indstille produktionen af primært aluminium. Da dette helt åbenbart ikke er en farbar vej, har man i stedet valgt at se på omfanget af emissionerne fra produktionen af ikke-fornybare materialer. Det maksimalt acceptable emissionsniveau er derfor brugt som målestok for det bæredygtige råstofforbrug. Løseligt har man på denne måde vurderet, at der er behov for at halvere produktionen af affaldsstoffer forbundet med omsætningen af primærstoffer. Størrelsen af verdens samlede råstofstrømme skal med andre ord halveres for at nå dette resultat. Selv om der er tale om et overslag, som er meget generaliserende, så er gættet efter Wuppertal Instituts erfaringer i den rigtige størrelsesorden, hvilket for den vestlige verden er godt nok til at give forholdsvis præcise vurderinger af råderummenes størrelser. Halveringen skal ske i forhold til forbruget i 1990. En halvering af forbruget af primæraluminium vil ikke forhindre en udtømning af de udnyttelige aluminiumforekomster, men blot udskyde tidspunktet for udtømningen. Dette mål for råderummet bygger derfor på en antagelse om, at den ekstra tidsfrist er tilstrækkelig til at alternative og fornyelige materialer kan udvikles. Netop for aluminium er denne antagelse rimelig, da de kendte reserver med menneskets nuværende adfærd og produktionsteknologi rækker til 750-1.000 års forbrug. En 50% reduktion af de globale stofstrømme kræver strukturelle forandringer af produktion og livsformer, der formodentlig kræver årtier til deres gennemførelse. Miljø- og Energiministeriet har derfor sat år 2050 som en rimelig frist for at bringe strømmene af primærstoffer ned på et bæredygtigt niveau. Begrundelsen for denne tidsramme er ikke videnskabelig, men bygger på, at der på den ene side skal ske markante miljømæssige fremskridt og på den anden side en erkendelse af, at sådanne fremskridt tager tid. 25% af reduktionen skal være gennemført i 2020.
Figur 4.1 Miljø- og energiministeriets scenario for udviklingen i aluminiumforbruget pr. indbygger i Danmark 4.1.2 Beregning af råderummet I 1990 var den globale produktion af primært aluminium 19.300.000 ton (British Geological Survey, 1995). Tages der udgangspunkt i dette tal, vil en global halvering betyde, at den acceptable primærproduktion er 9.650.000 ton/år. Den nuværende verdensbefolkning tæller mere end 5,7 milliarder mennesker, men i 2050 er dette tal ifølge FN-prognoser vokset til ca. 10 milliarder mennesker, som skal deles om råderummene. Det økologiske råderum pr. verdensborger for aluminium er i 2050 derfor 0.97 kg/år. FN har beregnet at verdenspopulationen i 2150 vil stabilisere sig omkring 11,6 milliarder mennesker. Det økologiske råderum pr. verdensborger for aluminium vil til den tid være 0,83 kg/år forudsat, at man fortsat accepterer årligt at forbruge halvdelen af det nuværende årlige, globale forbrug. 4.1.3 Konsekvenser for forbruget Det nuværende forbrug af primær aluminium pr. verdensborger er 3,5 kg/år. Dette er imidlertid meget ujævnt fordelt med en meget stor del af det samlede forbrug koncentreret i den vestlige verden. I dette projekts hovedrapport et det vist, at det danske forbrug af aluminium som metal og i kemikalier er 91.200 tons/år. Heraf er de 9.900 tons/år recirkuleret sekundært aluminium, således at det årlige behov for tilførsel af aluminium til det danske samfund er 81.300 tons. Det svarer til et aluminiumforbrug pr. dansker på 15,3 kg/år. For at nå ned på et niveau svarende til det globale økologiske råderum vil det derfor være nødvendigt at mindske tilførslen af aluminium til det danske samfund med knap 94%. Regnes med et lineært forløb frem mod målet om at have nået halvdelen af reduktionsmålet i år 2020 og igen et lineært forløb frem mod en overholdelse af rammerne for det økologiske råderum i år 2050 sådan som det er vist i figur 3.1, vil det danske samfund i perioden 1990-2050 være tilført 488 kg aluminium pr. indbygger. Dette svarer med uændret befolkningstal til 2.500.000 tons aluminium. Den nuværende aluminiummængde lagret i de private husholdninger andrager ifølge et schweizisk studie (Baccini et al, 1993) knap 35 kg/indbygger. Dette tal inkluderer indbo, forbrugsvarer og bil, men ikke selve boligen. Ligeledes er infrastruktur og offentligt byggeri ikke medregnet. Regnes det samlede lager af metallisk aluminium i Danmark som det dobbelte af den lagrede mængde i private husholdninger og privatbiler, haves et lager på 70 kg/indbygger svarende til 364.000 tons. I perioden frem til 2050 kan dette lager næsten syvdobles, uden grænserne for en bevægelse mod bæredygtig adfærd som beskrevet ovenfor overskrides. Det er en forudsætning, at der i perioden ikke tabes aluminium til omgivelserne. 4.2 Råderummet i geologisk perspektiv 4.2.1 Forudsætninger Betragtes aluminium som en fornybar ressource, er det nødvendigt at se på hele stofcyklussen fra brydning af aluminiumholdige mineraler til den endelige omdannelse af det metalliske aluminium til mineraler igen. Gendannelsestiden for bauxit kendes ikke nøjagtigt og er afhængig af ydre forhold. De geologiske dannelsesprocesser er ikke blevet detailstuderet i forbindelse med denne rapport, hvorfor der her anvendes et generelt overslag over mineralers gendannelsestid. For beregningerne anvendes en forudsat gendannelsestid på 250 millioner år, hvilket med overvejende sandsynlighed ligger indenfor en størrelsesorden fra det rigtige tal. 4.2.2 Beregning af råderummet De nuværende lagre af metallisk aluminium i verdenssamfundet er ikke forsøgt beregnet. Selvom det eksisterende lager tidobles, vil det kun have en beskeden størrelse i forhold til de samlede kendte reserver af udnytteligt bauxit, som med uændret forbrug rækker endnu 750-1.000 år. Hertil kommer en nærmest uudtømmelig reserve af aluminium i andre mineraler. Det antages indledningsvis, at de samlede kendte bauxitreserver udgør den samlede pulje af udnytteligt aluminium, som skal cirkulere i gendannelseskredsløbet. Disse reserver udgør 55-75 milliarder tons bauxit (US Dept. of the Interior, 1993). Med den nuværende teknologi kan dette omdannes til 15-20 milliarder tons metallisk aluminium, hvilket stort set svarer til aluminiumindholdet i bauxiten (EEA, 1996). Almindeligvis er de kendte reserver af mineraler betydeligt mindre end de faktiske reserver, men dette er uden væsentlig betydning for konsekvenserne af de efterfølgende beregninger. Ønskes råderummet for at lade aluminium udgå af det antropogene kredsløb gjort lige stort for alle år, svarer de kendte reserver til, at der er en årlig kapacitet til at lade 60-82 tons aluminium forlade antroposfæren og indgå i de geologiske omdannelsesprocesser. Regnes igen med FNs beregninger for Jordens befolkningstal i år 2150, skal dette tab fordeles på 11,6 milliarder mennesker. Skal alle mennesker have samme ret til at forårsage tab af aluminium, betyder det, at det personlige økologiske råderum for tab af aluminium er 5-7 mg/år. Det ses, at selv om forudsætningerne for disse beregninger skrider to størrelsesordener, er råderummet stadig under 1 gram aluminium pr. indbygger om året. Da hele jordskorpen har et højt indhold af aluminium, som formodentlig ligger omkring 7-8%, er det diskutabelt, hvorvidt det er rimeligt kun at medtage aluminiumforkomster i form af bauxit ved beregningen af det "geologiske råderum". Den meget lave værdi for det acceptable aluminiumtab kan derfor øges ved at udnytte de samlede aluminiumforkomster i jordskorpen. For en god ordens skyld ses alene på forekomsterne på landjorden. Landjorden udgør 148.847.000 km2. Disse antages at kunne udnyttes ned til en dybde af 1 km, men da store arealer forudses ikke at være til rådighed for udnyttelse regnes med, at blot 10% af jordoverfladen kan åbnes som aluminiumminer. Idet jordskorpens densitet er 2,67 g/cm3, og aluminiumindholdet er 7-8%, giver det et samlet udnyttelsespotentiale på ca. 3x1015 tons aluminium. Regnes igen med en gendannelsestid på 250 millioner år, svarer det til en årlig tabskapacitet på ca.12.000.000 tons aluminium svarende til et tab på ca. 1 kg aluminium pr. verdensborger om året. 4.3 Det arealbegrænsede råderum På Technische Universität Graz, TU Graz, har en gruppe med Michael Narodoslawsky i spidsen arbejdet med at kæde materialeforbruget sammen med den mængde energi, der i form af solindstråling er til rådighed. Den følgende gennemgang er dels baseret på kilden Narodoslawsky et al (1994) og dels på foredrag og telefonsamtaler med Michael Narodoslawsky og Jan Sage, som begge arbejder på TU Graz. Udgangspunktet i Narodoslawskys metode er bæredygtig ressourceudnyttelse. I en ægte bæredygtig økonomi, kan man ikke forbruge mere energi per tid, end der tilføres i den samme periode. Eneste kilde til energi på jorden er solindstråling, og konverteringen af solenergi til varer og tjenesteydelser kræver plads. Derfor er pladsen den begrænsende faktor i en bæredygtig økonomi. Dette kan oversættes til, at enhver borger har et økologiske råderum til rådighed i form af et givent areal. Dette råderum kan da forvaltes på forskellige måder alt efter personlige præferencer. Enheden til beskrivelse af arealforbruget har fået navnet Sustainable Process Index, SPI. 4.3.1 Forudsætninger Bevarelsen af landbrugsarealer og vande kræver, at stofstrømmene til disse kompartimenter begrænses til bæredygtige niveauer for ikke at bringe eksempelvis landbrugsjordens frugtbarhed i fare på langt sigt. Ved "bæredygtigt niveau" forstås et niveau, hvor de naturlige stofkoncentrationer i jord og vand ikke ændres. Derfor kræver stofstrømme (affaldsstrømme) til kompartimenterne jord og vand også arealer, hvis disse strømme skal opretholdes uden at bringe den langsigtede bæredygtighed i fare. De videre beregninger bygger ifølge denne rapports forfattere på en forenklet naturopfattelse for så vidt angår omsætning af stoffer og fornyelse af grundvandsmagasinerne. Det forudsættes i metoden, at stofemissioner ikke påvirker omgivelserne, når blot udledningerne fordeles på tilstrækkeligt store arealer. Denne forudsætning er vanskelig at håndtere, da enhver påtrykt stofstrøm vil medføre en ændring af betingelserne i naturen. Efterfølgende refereres metoden på egne præmisser, hvilket vil sige, at alle antagne forudsætninger for metoden umiddelbart accepteres. Ved at tage hensyn til den dobbelte funktion af arealer, hvor de dels er recipienter for solenergi og dels kan absorbere affaldsstoffer og anvendes til produktion af f.eks. landbrugsprodukter, kan SPI bruges som mål for givne processers påvirkning af omgivelserne med hensyn til både kvantitet og kvalitet af de energi- og masseflows, som processerne genererer. Basis for SPI er det areal, der er nødvendigt for at indlejre en proces fuldstændigt i biosfæren. Dette areal består af det areal, der skal til for at udvinde råvarerne AR, det areal, der skal til for at tilvejebringe procesenergien AE, det areal, der skal til for at tilvejebringe den nødvendige infrastruktur AI og det areal, der skal til for at bortskaffe produkter og biprodukter AP: Atot=AR+AE+AI+Ap (m2) Dette areal beregnes på baggrund af masse- og energistrømmene samt infrastrukturbehovet indenfor referenceperioden, som normalt er 1 år. Indenfor denne referenceperiode vil et antal enheder NP af produkter eller serviceydelser være produceret af den undersøgte proces: atot=Atot/NP (m2a/enhed) På den anden side er der per person et areal ain til rådighed til produktion af varer og energi. Dette areal kan groft beregnes ved at dividere det samlede areal i regionen med antallet af indbyggere. SPI er defineret som: SPI=atot/ain (indbyggere/enhed) Dette er altså et mål for, hvor stor en del af det samlede areal, en indbygger har til sin rådighed, den betragtede proces optager. Jo større SPI er, des større er arealbehovet ved den betragtede proces. Nøglen til beregning af SPI for en given proces er arealerne til råvarefremskaffelse, energiproduktion, infrastruktur og til håndtering af produkter og biprodukter. Beregningen af AR kan inddeles i arealer til fornyelige og til ikke-fornyelige råmaterialer. For de fornyelige råmaterialer skal det nødvendige areal til omdannelse af byggesten (i hovedsagen kulstof, kvælstof og ilt) til biomasse medtages. Udnyttelsen af ikke-fornyelige råmaterialer er i sig selv ikke bæredygtig, men da sådan udnyttelse faktisk finder sted, må den også medtages i SPI. Dette gøres i form af energibehovet til frembringelse af råmaterialerne. Kendes dette energibehov ikke, kan det med udgangspunkt i råvareprisen på verdensmarkedet beregnes efter følgende formel: ED=Ctot. 0,95/PE (kWh/kg), hvor ED er energibehovet til fremstilling af et kg af den undersøgte råvare, Ctot er markedsprisen (verdensmarkedspris ekslusiv skatter og afgifter) og PE er prisen for en kWh energi (industriel pris eksklusiv skatter og afgifter). Ligningen bygger på den antagelse, at energiforbruget definerer priserne på oparbejdede råmaterialer. Faktoren 0,95 har vist sig at være et godt estimat for en meget lang række standardprodukter. For at kæde dette sammen med et areal, må man definere et areal per energienhed. Dette varierer geografisk afhængigt af klima og breddegrader, men ligger som regel i området 5 til 18 kWh/m2a. Det skal her bemærkes, at der i beregningerne for ED alene er tale om en beregning baseret på ressourcens pris og dermed indirekte energiforbruget til fremstilling af ressourcen. Der tages altså ikke højde for de arealer, der optages ved udvindingen af ressourcen eller for de arealer, der optages til bortskaffelse af affaldsprodukter fra udvindingen. Beregningen af AE afhænger meget af den krævede kvalitet af energien. Som en tommelfingerregel gælder det, at jo højere energikvalitet des større arealkrav. Opbevaring af energi i form af f.eks. olie er relativt kostbar i SPI-enheder. I tabel 4.1 er der givet nogle eksempler på energiudbytter ved forskellige arealanvendelser. Tabel 4.1 Energiudbytte fra een kvadratmeter jord ved alternative anvendelser. Alle enheder er i kWh/m2år.
*) Værdierne i denne tabel stammer fra en artikel af forskerne bag SPI fra 1993. Data er derfor ikke opdaterede. Eksempelvis produceres i dag fotovoltaiske celler med el-ydelser på 20-25 kWh/m2år. Arealforbruget til infrastruktur AI kan inddeles i to dele, som er det direkte arealforbrug til procesinstallationen og arealforbruget til bæredygtig frembringelse af det nødvendige udstyr. Det direkte anvendte areal er optaget, så længe processen kører. Derfor skal det medtages i det totale areal på sammen måde som råvarearealet og energiarealet. Arealet til tilvejebringelsen af infrastrukturen skal derimod kun bruges een gang i levetiden for et produktionsanlæg. For at gøre dette areal sammenligneligt med alle andre arealer, der er baseret på årligt forbrug, må dette "afskrives" over procesanlæggets levetid, der typisk er 15 år. Udstyret til infrastrukturen laves som regel af ikke-fornyelige råvarer, hvorfor arealerne hertil beregnes efter samme principper som anført ovenfor under AR. Arealforbruget kan estimeres ud fra de totale investeringsomkostninger CI (i US$), forudsat en industriel energidensitet på 6 kWh/m2år: AI=0,08.CI (m2) eller det kan estimeres ud fra apparatomkostningerne CA (i US$): AI=0,33.CA (m2) Beregningerne af arealforbruget til udstyr eller apparater er som regel et estimat indenfor en størrelsesorden. det gælder dog, at infrastrukturarealet sjældent dominerer SPI, hvorfor denne grad af præcision er tilstrækkelig på dette sted. undtaget herfra er energikonverteringsindustrier og landbrug, hvor den direkte arealanvendelse er vigtig. Endelig er der arealet til bortskaffelse af produkter og biprodukter AP. Ved beregningerne af arealet til frembringelse af råvarer AR blev der taget hensyn til pladskravene ved dannelse af biomasse ud fra byggestenene. Derfor må man her også tage hensyn til pladskravene ved nedbrydelse af produkterne til byggesten, der i hovedsagen udgøres af CO2, O2, H2O osv. Nedbrydelsen af produkterne må ikke føre til ændringer i de naturlige stofomsætninger, hvorfor AP for vand baseres på baggrundskoncentrationerne i drikkevand. Går man ud fra en ideal (men ukorrekt) antagelse om, at regnvand er fuldstændigt rent, finder man på baggrund af gennemsnitsværdier for forskellige stoffer i drikkevand de i tabel 4.2 tilladelige stofemissioner pr. areal for vand. Der regnes med en årlig nedbørsmængde på 600 mm. Tabel 4.2 Tilladelig årlig emission til vand
Note: Ovennævnte værdier er oprindeligt beregnet for Centraleuropæiske forhold baseret på en antagelse om en nedbørsmængde på 1.200 mm/år. Omregningen til en mindre nedbørsmængde tager ikke højde for ændrede baggrundsværdier i Danmark og kan derfor føre til værdier for tilladelige emissioner, som forekommer høje. Kvalitetsstandarden for jord er gennemsnitskoncentrationen af det betragtede stof i overfladejord. Disse værdier er som regel velkendte. I tabel 4.3 er angiver nogle værdier på baggrund af en komposteringsrate på 0,42 kg/m2år. Tabel 4.3 Tilladelig årlig emission til jord
Der er to mulige måder at reducere SPI på. Disse er genanvendelse af materialer og dobbelt anvendelse af arealer. I tilfælde af recyklering vil processen blive udvidet til både at omfatte den oprindelige produktion og recykleringsprocessen. Recykleringen er økologisk fordelagtig så længe energiforbruget, råmaterialeforbruget, infrastrukturforbruget og bortskaffelsesarealforbruget er mindre ved recykleringsprocessen end hvad der herved genvindes i form af råmaterialer. Den dobbelte anvendelse af arealerne går, som indledningsvis nævnt, på anvendelsen dels til vareproduktion og dels til energiproduktion ud fra solindstråling. Forfatterne ser først og fremmest SPI som et instrument til sammenligning af forskellige processer ved den strategiske planlægning i industrien, landbruget og andre sektorer. 4.3.2 Beregning af råderummet Det globale råderum er ca. 26.000 m2/indbygger med det nuværende befolkningstal, forudsat at alle landarealer (og alle typer landarealer) medregnes. Det specifikke areal pr. indbygger bliver til stadighed mindre. For Danmark er råderummet 8.283 m2/indbygger, men med tanke på en ligelig fordeling af de globale ressourcer vil det være mest rimeligt at antage, at også danskere har et råderum på 26.000 m2/indbygger. Potentielt vil også havarealer kunne bruges ved bortskaffelse af aluminium, men her ses bort fra denne mulighed. Det økologiske råderum for aluminium ligger derfor i intervallet mellem 0 og 26.000 m2/indbygger afhængigt af personlige præferencer. Man må således give afkald på alt andet forbrug inklusive fødevarer, hvis man vælger at fylde hele sit råderum ud med aluminiumforbrug. Arealforbruget til produktion og bortskaffelse af 1 kg ekstruderede aluminiumprofiler bliver i det efterfølgende udregnet for at illustrere størrelsesordenen af råderummet for en typisk gruppe aluminiumprodukter. AR Energibehovet til fremstilling af primært råaluminium er velkendt. Der medgår 1,009 kg aluminium til produktion af 1 kg profil. Energiforbruget hertil er 44,2 kWh (EEA, 1996), hvilket svarer til mellem 2,5 og 8,8 m2/år, når der regnes med 5-18 kWH/m2år jf. ovenfor. AE Til selve ekstruderingsprocessen forbruges ca. 2,5 kWh til at omdanne aluminiumblokken til profiler. Arealbehovet afhænger af den valgte måde at producerer elektricitet på. Nogle eksempler er: Solfangere: 0,21 m2/år Vandkraft: 0,06 m2/år AI Infrastrukturarealet er normalt meget lille, hvilket især er tilfældet for produkter bestående af energitunge materialer. Dette areal anslås til <0,05m2/år. AP Aluminiumindholdet i grundvandet antages maksimalt at antage værdier på 100 µg/l. Regnes med en nedbørsmængde på 600 mm/år, er den maksimalt tilladelige emission pr. areal for vand 60 mg/m2år. Da metallisk aluminium normalt kun meget vanskeligt vaskes ud i vandfasen, skønnes arealbehovet til at absorbere dette aluminium ikke at overstige 5 m2/år pr kg aluminiumprofil. For indarbejdning i nydannet humus regnes med et aluminiumindhold i humus på 10 ppm. Under denne antagelse kan der indarbejdes 4,2 mg aluminium/m2år jf. den ovenstående antagelse om årlig dannelse af 0,42 kg humus på én kvadratmeter jordoverflade.. En fuldstændig indlejring af 1 kg aluminiumprofil i humuslaget kræver derfor et areal på 238.095 m2/år. Atot Det totale årlige arealforbrug til produktion og bortskaffelse af 1 kg aluminiumprofil er: AR: 9,0 m2/år AE: 0,2 m2/år AI: 0,1 m2/år AP: 238.100 m2/år Atot: 238.109,3 m2/år Det er værd at bemærke, at arealforbruget til fremstilling af det energiintensive råmateriale, aluminium, udgør 0,004% af arealforbruget til bortskaffelse af materialet efter brug. Med et samlet personligt råderum på 26.000 m2/år, ligger det tilladelige forbrug af aluminium et sted i intervallet 0-0,11 kg/år. Da arealet til bortskaffelse af aluminium er helt dominerende i dette tilfælde, er det mere rimeligt at sige, at det tilladelige tab af aluminiumprofil til omgivelserne er 0,11 kg/år. Arealet til infrastruktur og til produktion af råvare og profil er i dette tilfælde kun 9,3 m2/år. Arealet til bortskaffelse kan foruden aluminium optage visse mængder af alle andre grundstoffer. Et årligt tab af 0,11 kg aluminium til omgivelserne udelukker derfor ikke forbrug af eksempelvis fødevarer og tjenesteydelser. Beregningen af SPI er i dette tilfælde 238.109,3/26.000 = 9,2 indbyggere/kg aluminiumprofil, da beregningerne jo var udført for 1 kg aluminiumprofil. 4.3.3 Konsekvenser for forbruget Det nuværende danske tab af metallisk aluminium er jf. .hovedrapporten 11.900-19.600 tons/år svarende til 2,3-3,8 kg/år pr indbygger. Ved bortskaffelse af denne mængde metallisk aluminium optages således 2.100-3.500% af det tilgængelige råderum regnet på verdensplan. Da bortskaffelsen af aluminiumet efter brug er den helt overvejende arealforbruger i forbindelse med aluminium, kan man argumentere for, at det er mere rimelig i at regne med et dansk råderum fremfor et globalt, da affald normalt bortskaffes indenfor landets egne grænser. Regnes med et dansk råderum på 8.283 m2/år, optager det nuværende gennemsnitlige aluminiumforbrug 6.500-11.000% af råderummet for aluminium. Det faktum at bortskaffelsesfasen i praksis optager det samlede arealforbrug for aluminium kan lede til, at det i dette tilfælde ikke er rigtigt at se på et ressourcebegrænset råderum. I stedet er råderummet for aluminium begrænset af bortskaffelsesmulighederne. Principielt kan en person derfor forbruge adskillige kg aluminium årligt, når blot tabet til omgivelserne ikke overstiger 0,11 kg. En adfærd indenfor råderummet forudsætter derfor, at aluminiumprodukterne har en meget lang levetid eller, at genanvendelsessystemet fungerer stort set uden tab. 4.4 Emissionsbegrænset råderum Som et alternativ til de ressourcebegrænsede råderum, eksisterer der også outputbegrænsede råderum. De outputbegrænsede råderum udtrykker, at det globale økosystem kun kan omsætte begrænsede mængder af de enkelte emissionsprodukter fra den menneskelige aktivitet uden at undergå synlige eller målelige forandringer. Outputbaserede råderum kan dels betragtes som en alternativ måde at anskueliggøre råderummene på og dels ses som et supplement til de ressourcebegrænsede råderum. For nogle stoffer er ressourceknaphed en væsentlig begrænsende faktor, mens andre stoffer primært belaster det globale økosystem ved deres påvirkninger af omgivelserne. Den tyske Enquetekommission kom til en erkendelse af, at grænsen for de naturlige stofkredsløbs evne til at omsætte affaldsstoffer hurtigere virker begrænsende end ressourceknapheden (Enquete-Kommission, 1994). Ligesom det ikke er muligt at forbruge ressourcer uden at ændre på betingelserne for kommende generationer, er det heller ikke muligt at producere affaldsstoffer uden derved at påvirke kvaliteten af de tiloversblevne ressourcer. Grænserne for de outputbaserede råderum er derfor i lige så høj grad som grænserne for de ressourcebegrænsede råderum afhængige af et kriterievalg og dermed et udtryk for menneskelige præferencer. 4.4.1 Forudsætninger For en række væsentlige emissionsprodukter er det forsøgt udregnet, hvor meget mennesket kan tillade sig at udlede, uden naturen derved lider mere end en nærmere defineret overlast. Udledningen af drivhusgasser er det bedste eksempel på, at væsentlige ændringer i det globale økosystem anses for bæredygtige. Intergovernmental Panel on Climate Change har fastsat en række restriktioner for udledningen af drivhusgasser (IPCC, 1990). Disse indebærer, at den maksimale temperaturstigning skal begrænses til 2°C, at hastigheden, temperaturen stiger med, højst må være 0,1°C pr. årti, og at de globale emissioner af drivhusgasser inden år 2100 skal begrænses til 2 Gt CO2 ækvivalenter pr. år. De to første restriktioner er et udtryk for, at man har erkendt, at drivhuseffekten ikke kan undgås, og at man derfor er henvist til at forsøge at begrænse omfanget. Den tredie restriktion udtrykker det niveau for ændring af de naturlige stofstrømme, man finder acceptabelt. Også for emissionsprodukter med andre typer konsekvenser for miljøet er der beregnet grænser for, hvor meget det i forhold til naturen er acceptabelt at udlede. Det gælder eksempelvis for SO2 og NOx, hvor disse grænser er bestemt som såkaldte tålegrænser. 4.4.2 Beregning af råderummet Der foreligger endnu kun beregninger af tålegrænserne for få stoffer. "Geneve konventionen om Langtrækkende, Grænseoverskridende Luftforurening" fra 1979 omfatter bl.a. protokoller for begrænsninger af emissionerne af svovl, kvælstof og ozon. Disse forbindelser anses for at være hovedårsagerne til ubalancer i økosystemer. Rækkevidden af luftformige emissioner gør, at de i reglen mindst har regionale konsekvenser og for visse stoffer globale konsekvenser. Forureninger af jord og ferskvand har som hovedregel lokale konsekvenser og egner sig derfor ikke til overordnede betragtninger om det globale forbrugs konsekvenser i forhold til tålegrænser. Forurening af havet har ofte regionale konsekvenser, og kan derfor også bruges ved råderumsberegninger. Af hensyn til tilgængeligheden af data vil det emissionsbegrænsede økologiske råderum for aluminium her blive illustreret for gasformige emissioner. Der foreligger ikke data, som egner sig til at ekstrapolere globale råderumsgrænser. I stedet vil danske data blive brugt til illustration af beregningerne vedrørende svovl og kvælstofemissioner, mens FoEs værdi for drivhusgasser vil blive brugt for CO2 og andre af disse gasser. Tålegrænserne For Danmark har Danmarks Miljøundersøgelser kortlagt tålegrænserne for svovl og kvælstof og bestemt, hvor disse grænser overskrides (Bak, 1996). Tålegrænserne er bestemt som det immissionsniveau forskellige naturtyper tåler for så vidt angår forsuring og næringsstoffer. De valgte værdier er worst-case værdier, som gælder for landets mest følsomme lokaliteter. I praksis varierer tålegrænserne for forsuring og eutrofiering meget i forbindelse med skift i jordbund, natur- og vegetationstyper. Forsuring For forsuring er skove med eg og bøg de mest følsomme naturtyper med beregnede tålegrænseværdier omkring 50 keq syre km-2 år-1, som derfor i dette eksempel antages at være tålegrænsen for så vidt angår den forsurende effekt. COWI (1991) fandt dog på baggrund af 1985-data nogle generelt højere syretålegrænser varierende mellem 70 og ca. 300 keq syre km-2 år-1 for gran som den mest følsomme naturtype og op til 500 keq syre km-2 år-1 for løvskov. Eutrofiering Tålegrænserne for N-eutrofiering varierer meget efter naturtype og er lavest for gran- og fyrreskove samt for heder og moser. De lave værdier ligger her omkring 35 keq syre km-2 år-1. Lægges den generelle tålegrænse efter disse mest følsomme naturtyper, er tålegrænsen et immissionsniveau på 490 kgN km-2 år-1. Tørafsætning af kvælstofforbindelser antages noget forenklet at gå lige op med denitrifikationen, således at disse N-strømme udligner hinanden. Selvom NOx overvejende emitteres ved tørafsætning, kommer bidraget fra aluminiumproduktionen oveni det øvrige belastningsniveau og bør derfor medregnes fuldt ud. En forudsætning herfor er, at denitrifikationsprocessens hastighed er uafhængig af koncentrationen af kvælstof i jorden, hvilket kun delvist er gældende. Drivhuseffekt For CO2 har FoE ligesom for de øvrige emissionsprodukter vurderet, at en halvering af de globale udledninger, vil føre til en bæredygtig balance. Det nuværende emissionsniveau svarer til 4 ton CO2 pr. verdensborger om året. IPCC anbefaler som nævnt ovenfor, at de globale udledninger af drivhusgasser begrænses til 2 Gt CO2 ækvivalenter pr. år inden år 2100. I nedenstående tabel angives de økologiske råderum under FoEs og IPCCs forudsætninger. Tabel 4.4 Det økologiske råderum for CO2 (FoE) og for det samlede emissionsniveau for drivhusgasser udtrykt som CO2 ækvivalenter (IPCC)
Emissioner fra produktionen EEA har på baggrund af indmeldinger fra sine medlemsvirksomheder angivet det gennemsnitlige niveau for bl.a. emissionerne i forbindelse med produktion af aluminium og halvfabrikata af aluminium. Beregningerne bygger på et mix af energikilder: Vandkraft 50,8% Atomkraft 15,9% Kulkraft 25,6% Gaskraft 6,4% Oliekraft 2,2% Dette mix er typisk for Europa og den øvrige vestlige verden. Emissionerne til luften af udvalgte stoffer for produktion af 1,009 ton primært aluminium og videreforarbejdning til 1 ton ekstruderede profiler er angivet i nedenstående tabel. Tabel 4.5 Udvalgte emissioner fra produktionen af 1 ton aluminiumprofiler
Forsuringsråderum SO2 og NOx antages for illustrationens skyld meget forenklet at være divalent henholdsvis monovalent ved brintionafgivelsen. Da SO2 og NOx overvejende har regionale effekter, er det rimeligt at relatere forbruget til den danske naturs evne til at absorbere emissionerne. Det blev tidligere vist i afsnit 3.3.2, at en gennemsnitsdansker har 8.283 m2 land til rådighed. Da havet også kan absorbere syre- og næringsstofemmissioner, regnes de danske farvande med. Disse udgør løseligt anslået 2/3 af de områder, danskere påvirker ved deres adfærd. Således haves i alt ca. 25.000 m2 til rådighed pr. dansker. En tålegrænse på 50 keq syre km-2 år-1 kan derfor opfyldes med enten 1.600 kg SO2 km-2 år-1 eller med 2.300 kg NOx km-2 år-1. Det svarer for det fulde areal pr. dansker til samlede emissioner af 40 kg SO2/år eller 58 kg NOx/år eller kombinationer af disse som f.eks 20 kg SO2 og 29 kg NOx. Råderummet begrænset af forsuring forårsaget af produktionen af aluminiumprofiler er ca. 900 kg pr. dansker om året. Udfyldelsen af dette råderum forudsætter, at man i løbet af året ikke har andre forbrug, der genererer forsurende luftforurening. Dermed udelukkes forbrug af alle varer og tjenesteydelser, som er forbundet med forbrug af fossile brændsler. Eutrofieringsråderum Vælges en gennemsnitlig x-værdi på 2 i NOx, svarer emissionen på 6,4 kg NOx pr. produceret ton aluminiumprofiler til 1,9 kg ren N. Tålegrænsen blev vurderet til at være 490 kg N km-2 år-1, hvilket svarer til en tålegrænse på 12 kg N/år pr. 25.000 m2. Det samlede eutrofieringsråderum for aluminiumprofiler ligger afhængigt af personlige præferencer mellem 0 og 6.282 kg/år. Vælges at forbruge 6.282 kg aluminiumprofiler i et år, må man i dette år ikke have andre forbrug eller aktiviteter, som giver anledning til emissioner af kvælstof i former, hvor det kan bruges som næringsstof for planter. Det udelukker bl.a. forbrug af kød, vegetabile landbrugsprodukter, transport og energi. Drivhusråderum Det samlede drivhuspotentiale for emissionerne af CO2, C2F6 og N2O er omregnet til CO2 ækvivalenter ca. 5100 kg CO2. Det maksimale personlige økologiske drivhusråderum for aluminiumprofiler er ifølge FoEs forudsætninger i år 2100 200 kg/år og 34 kg/år ifølge IPCCs forudsætninger. Disse maksimale forbrug forudsætter, at man ikke har andre forbrug, som bidrager til CO2 udledningen hhv. til de samlede udledninger af drivhusgasser. Det betyder bl.a., at transport, opvarmning, energiforbrug og forbrug af bearbejdede fødevarer ikke må forekomme ifald man udnytter hele sit drivhusråderum med forbrug af aluminiumprofiler. 4.4.3 Konsekvenser for forbruget Af de tre demonstrerede emissionsbegrænsede råderum er råderummet bestemt ved emissionen af drivhusgasser helt klart det mest begrænsende. Af den nuværende emission af 12,3 t CO2/år for en gennemsnitsdansker (1990 niveau, NOAH, 1996) stammer de ca. 0,7% fra forbruget af aluminium. Med uændrede forhold mellem de enkelte former for forbrug, svarer det til, at en dansker ifølge FoEs scenario i 2030 kan forbruge 1,8 kg primært aluminium og i 2050 helt må undvære primært aluminium, mens en dansker ifølge IPCCs scenario i 2100 kan forbruge 0,24 kg primært aluminium. Disse beregninger forudsætter dels uændrede præference- og forbrugsmønstre og dels uændrede energikilder i aluminiumfremstillingen. Begge disse forudsætninger er tvivlsomme, hvorfor beregningerne blot skal tjene til at illustrere størrelsesordenen af de fremtidige gennemsnitlige råderum for aluminiumforbrug. 5. DiskussionI det forudgående er beskrevet fire forskellige måder at beregne det økologiske råderum for aluminium på. Metoderne varierer i forudsætninger og ambitionsniveau og leder derfor også til meget forskellige resultater varierende fra krav om i praksis ikke at forbruge primært aluminium til krav om en global halvering af aluminiumforbruget. Flere af de skitserede økologiske råderum vil det ganske givet ikke være muligt at overholde indenfor en overskuelig tidshorisont. De mest restriktive eller snævre økologiske råderum er de, der er i bedst overensstemmelse med definitionen af begrebet. Dermed sættes der fokus på de grundlæggende problemer, at det ikke er bæredygtigt at forbruge ikke-fornybare ressourcer, og at det ikke er bæredygtigt at sprede affaldsprodukter i det globale økosystem i en hurtigere takt, end systemet kan omsætte dem til de samme former, som de oprindeligt blev udvundet i. Det er ikke sandsynligt, at det vil være muligt indenfor en overskuelig tidshorisont at overholde både ressourcebevarelses- og naturbevarelseskriteriet i definitionen af det økologiske råderum. Det må således bero på en menneskeligt defineret acceptabel påvirkning af omgivelserne, hvornår konsekvenserne af den menneskelige aktivitet overskrider grænserne i det økologiske råderum. Overholdelse af råderumskriterierne Valget af et økologisk råderum svarende til en halvering af det globale forbrug af aluminium, sådan som det defineres af Friends of the Earth, er et eksempel på et råderum valgt ud fra en pragmatisk indstilling til begrebets praktiske omsættelighed. Til trods for at Friends of the Earths beskrivelse af råderummet medfører en dramatisk reduktion i det danske aluminiumforbrug, overholder det ikke kravet om ressourcebevarelse. Det er ligeledes tvivlsomt, hvorvidt kravet om naturbevarelse opfyldes. For at overholde kriteriet om naturbevarelse stilles der overvældende krav til forbedring af såvel genanvendelseskredsløbet som til forbedring af emissionsforholdene forbundet med især primærproduktion af aluminium. FoE tager i deres definition ikke konsekvent højde for, at knappe ressourcer er knappe og dermed kan slippe op. Videre er det en forudsætning hos FoE, at problemerne vedrørende naturbevarelse løser sig selv, når ressourceforbruget reduceres. Det er ikke i FoEs rapport fra 1995 eftervist, at et halveret ressourceforbrug automatisk vil føre til et bæredygtigt emissionsniveau. Det er dog hævet over tvivl, at et reduceret ressourceforbrug vil have en positiv virkning på betingelserne for at overholde kriterierne om naturbevarelse. De tre andre beregningsmetoder tager i modsætning til FoEs metode ikke udgangspunkt i et generelt ønske om at reducere miljøkonsekvenserne forbundet med ressourceforbrug. Disse tager i deres forudsætninger i stedet afsæt i hver deres del af råderumsdefinitionen:
Disse tre forudsætninger fører til betydeligt mere restriktive grænser for aluminiums økologiske råderum, end FoEs beregninger gør. Forskellen mellem FoEs resultater og resultaterne fra de øvrige tre metoder sætter spørgsmålstegn ved, om FoE med deres forudsætninger har beskrevet et bæredygtigt scenario for fremtidig ressourceudnyttelse. Anvendelighed af råderummene FoE beskriver, hvordan det er teknisk og økonomisk muligt at bringe forbruget i harmoni med betingelserne dikteret af de økologiske råderum. Det vigtigste element i omlægningen af forbrugs- og produktionsmønstrene er substitution af ikke-fornybare ressourcer med fornybare. Det gælder både materiale- og energiforbrug. Desuden kræves fra verdenssamfundet, at vækst og prestige i fremtiden ikke knyttes snævert sammen med ressourceforbrug, som tilfældet er i dag. Det var ikke muligt indenfor rammerne af den stillede opgave at udføre tilsvarende beregninger for de tre øvrige råderum. Beregningerne for disse har derfor alene angivet det niveau for aluminiumforbrug, man bør tilstræbe at sigte efter, men ikke givet svar på, hvordan og hvor hurtigt målene kan nås. To vigtige betingelser for at kunne bruge råderumsbegrebet aktivt er, at:
Den første betingelse er formodentlig opfyldt for hver af de fire gennemgåede beregningsmetoder i denne rapport. Den anden betingelse er ligeledes opfyldt for alle fire metoder, men for det emissionsbegrænsede råderum og især for det arealbegrænsede råderum kan det forudses, at lægfolk måske nok forstår, at der er en sammenhæng mellem adfærd og konsekvenser men ikke forstår, hvordan de beregnede råderum er blevet til. Eksempelvis er det ikke umiddelbart indlysende, at man kan substituere forskellige former for forbrug, sådan som det er muligt i det emissionsbegrænsede råderum. Ligeledes må det forudses, at det vil være vanskeligt at formidle sammenhængen mellem adfærd og arealforbrug, sådan som der lægges op til i det arealbegrænsede råderum. Antages de samme forudsætninger for at gennemføre reduktionerne, som er beskrevet af FoE, at gælde universelt, vil de ligeledes kunne bruges for de andre beregnede råderum. Frem for at lade aluminiumforbruget stabilisere sig i 2050 på et niveau svarende til halvdelen af det globale 1990-forbrug, må man fortsætte udviklingen, indtil det ægte bæredygtige niveau er nået. Det er ikke diskuteret, om det er muligt at fortsætte reduktionsbestræbelserne ud over det punkt, FoE angiver. FoEs argument for valget af tidsgrænser for at gennemføre reduktionsmålene anføres at være et kompromis mellem det tempo, reduktionerne praktisk kan gennemføres i og hensynet til ikke at forårsage et globalt økologisk sammenbrud inden reduktionerne er gennemført. I praksis er tidsgrænserne formodentlig fastsat i forhold til det hurtigste tempo, reduktionerne kan gennemføres i. Der er ikke argumenteret for, hvornår et økologisk sammenbrud skulle være i vente. For alle beregnede råderum kan man derfor sige, at så længe vi ikke forstår alle mekanismerne i det globale økosystem, gælder det om hurtigst muligt at reducere den menneskelige påvirkning af økosystemet. FoE har bl.a. anvist, hvordan en 50% reduktion af forbruget af aluminium kan gennemføres inden 2030-2050. Råderumsbegrebet Hvor bæredygtighedsbegrebet er blevet anvendt i alle tænkelige sammenhænge varierende fra egentlig bæredygtig adfærd til små opbremsninger i ressourceforbruget og forureningsniveauet, har man med det økologiske råderum fået et begreb, der kan kvantificere bæredygtig adfærd. Det fremgår af denne rapport, at det økologiske råderum ikke er en absolut størrelse. Arten og omfanget af det økologiske råderum er bestemt af de forudsætninger, det bestemmes under. Det er derfor menneskelige definitioner for bæredygtig adfærd og for den ønskede naturtilstand, der bestemmer råderummets grænser. Selv under forholdsvis entydige definitioner for, hvad det økologiske råderum skal indeholde, er der plads til store variationer i størrelsen af de beregnede råderum. Det bør derfor diskuteres, hvad man ønsker at opnå ved at definere og beregne råderummene. Formål 1 Et formål med råderummet kan være at illustrere, at det nuværende niveau for og udviklingen i ressourceforbruget vil føre til sammenbrud dels i form af opbrugte ressourcer og dels i form af ødelagte livsbetingelser. Til et sådant formål er det ikke vigtigt at have beregnet råderummet præcist; niveauet for råderummet er tilstrækkeligt til at vurdere, om der er behov for at ændre adfærd. For aluminium er det illustreret tydeligt, at der er behov for gennemgribende ændringer i forbrugsmønstret, hvis forbrug og råderum skal bringes i balance. Formål 2 Et andet formål med råderummet kan være at sætte mål for reguleringen af resourceforbruget. Ses aluminiumforbrug alene som et forbrug af en ressource: aluminium, er råderummet egnet til at beskrive, hvor store reguleringer, der er nødvendige. Defineres råderummet i stedet på grundlag af den forurening, aluminiumforbruget giver anledning til, er det ikke længere enkelt at anvende råderummet som mål for en regulering. Forureningen med en række stoffer og produkter er fælles for mange typer af forbrug og kan derfor ikke reguleres ved at kigge snævert på omsætningen af én bestemt ressource. I stedet må man da udregne et råderum for forureningsprodukterne og efterfølgende tage stilling til, hvor stor en del af dette råderum, aluminium må få lov til at optage. Det bliver dermed op til den enkelte forbruger at bestemme, hvordan man vil sammensætte sin varekurv til udfyldelse af råderummet. Formål 3 Dette leder videre til et tredje formål med råderummet. Ved at definere økologiske råderum, som ikke begrænses af de enkelte ressourcer men i stedet har grænser udtrykt ved den belastning menneskelig adfærd påtrykker omgivelserne, kan begrebet bruges som et redskab for den enkelte til at optimere sin nytte i forhold til egne præferencer. Dette kommer til udtryk ved, at enhver kan sammensætte sit personlige forbrug af varer og tjenesteydelser uden andre grænser end et fælles loft for miljøpåvirkningerne. Ved at konstruere ressourcebegrænsede råderum, må den enkelte forbruger suboptimere indenfor de enkelte typer forbrug, hvilket uvægerligt fører til en mindre nytteværdi for forbrugeren. Problemet med knappe ressourcer kan alternativt løses ved at lade graden af knaphed være medbestemmende for, hvor tungt forbrug af denne ressource vejer i det samlede regnskab. Med økologiske råderum begrænset af et samlet belastningsniveau, vil det være muligt at substituere forbrug af aluminium med kørsel i privatbil. Har en forbruger ikke behov for at forbruge aluminium, vil et ressourcebegrænset råderum ikke tillade, at forbrugeren i stedet kan øge sin aktivitet på andre områder som eksempelvis bilkørsel. Formål 4 Ved formuleringen af økologiske råderum er det nødvendigt at favne over hele indholdet i begrebet bæredygtighed. Derfor skal endnu mindst ét formål arbejdes ind i råderumsdefinitionen: Fordelingsproblematiken. Fordelingen af ressourcer mellem nulevende mennesker og mellem generationerne er formuleret i definitionen af det økologiske råderum, men er kun overfladisk til stede ved omsætningen til praksis. For at have et bredt anvendeligt paradigme for beregning af økologiske råderum, er det nødvendigt først at diskutere kriterierne for, hvornår ressourcerne er ligeligt fordelt. 6. LitteraturBaccini, P., H. Daxbeck, E. Glenck og G. Henseler (1993) Metapolis - Güterumsatz und Stofwechselprozesse in den Privathaushalten einer Stadt. ETH-Zürich, EAWAG, Dübendorf, Schweiz. Bak, J. (1996) Kortlægning af tålegrænser for svovl og kvælstof. Danmarks Miljøundersøgelser. 110 s. - Faglig rapport fra DMU, nr. 159. British Geological Survey (1995) World Mineral Production 1989-93, Preliminary Statistics. Keyworth, Nottingham, England. COWIconsult (1991) Indledende kortlægning af tålegrænserne for svovl- og kvælstofforbindelser. Udført for Miljøstyrelsen. Enquete-Kommission (1994) "Schutz des Menschen und der Umwelt" des Deutschen Bundestages. Die Industriegesellschaft gestallten - Perspektiven für einen nachhaltigen Umgang mit Stoff- und Materialströmen. European Aluminium Association (1996) Ecological Profile Report for the European Aluminium Industry. Udgivet af EEA, Bruxelles. IPCC (1990) Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC), Climate Change The IPCC Scientific Assessment, Geneve. Narodoslawsky, M., C. Krotscheck og J. Sage (1994) The Sustainable Process Index (SPI) A Meassure for Process Industries. Paper til MM-ARS Work shop, Wien. NOAH (1996) Bæredygtigt Danmark - Kampagnen for et bæredygtigt Europa. Friends of the Earth Denmark. National rapport juni 1996. United States Department of the Interior, Bureau of Mines (1993) Mineral Commodity Summaries. The World Commission on Environment and Development (1987) Our Common Future, Oxford University Press, Oxford and New York.
|
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||