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.

Materiale- og elektricitetsforbrug til produktion af 1 kg aluminiumbarrer Se her

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.

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 N_OX 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:

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 N_OX 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.

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.

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.

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.

Normaliserede miljøeffektpotentialer ved produktion af 1 kg primær-aluminium med UMIP "aluminium-el" scenarie. .Vedrørende enheden på x-aksen; se afsnit 2.1.

Vægtede miljøeffektpotentialer ved produktion af 1 kg primær-aluminium med UMIP "aluminium-el" scenarie. Vedrørende enheden på x-aksen; se afsnit 2.1.

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:

• Norsk el: Overvejende vandkraft
• Svensk el: Overvejende vandkraft og A-kraft
• Fransk el: Overvejende A-kraft
• Tysk el: Overvejende kulkraft (brun- og stenkul) og A-kraft
• Dansk el: Overvejende kulkraft

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 &eacutet 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:

• Mulighederne for brug af alternativt anodemateriale i elektrolysen, hvorved elektrolysens direkte bidrag til drivhuseffekten kan begrænses.
• Mulighederne for opbygning af personlig miljøbevidsthed hos de enkelte medarbejder på elektrolyseanlæggene måske koblet til at begrænsning i udslippet af fx fluorider gøres til en del af anlæggets resultatløn, hvilket /15/ har haft succes med - en stor del af fluorid-udslippet fra elektrolyseanlæggene kan simpelthen udgås ved optimal drift af anlægget.
• Mulighederne for at substituere AlF₃ som pH-regulator i elektrolysebadet, hvorved de lokale miljøeffekter og påvirkningen af drivhuseffekten kan begrænses markant.
• Såfremt brugen af kulstof som anodemateriale fastholdes, bør der findes alternative brændsler til anodebrændeovnen, så afbrænding af spildolie og andre opløsningsmidler undgås.

2.3 Produktionsfasen

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:

• Ekstrudering af aluminiumprofiler.
• Valsning af tynde plader til ydre bildele (1,25 mm).
• Valsning af tynde aluminiumfolier (100 m m).

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.

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.

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.

Flow af aluminium ved valsning af 1 kg aluminiumplade.

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

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

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:

• Deponering
• Forbrænding
• Oparbejdning af skrot i åbent kredsløb
• Oparbejdning af skrot i lukket kredsløb

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 &eacutet produkt, nemlig:

• Når der opstår eller indgår flere samtidige produkter fra eller i en proces; i UMIP-metoden kaldet "sam-produkter".
• Ved genbrug af materialer eller dele af produkter.

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:

• at allokere en del af udvekslingerne ved produktionen af primær-aluminium til det aluminium, som bortskaffes til genanvendelse og dermed til den bruger, som anvender sekundær-aluminium.
• at allokere en del af udvekslingerne ved den terminale bortskaffelse af materiale, som er bortskaffet til genbrug, til den bruger, som sender aluminium til genanvendelse.

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, f_a, 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:

f_b = f(ny) , hvis der anvendes primær-aluminium

f_b = f(skrot), hvis der anvendes sekundær-aluminium.

f_a = f(tab)

Ved brug af andre allokeringspricipper kan f_a udmærket være forskellig fra f(tab), eksempelvis er f_a 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 - &eacuten eller flere gange - ender på deponi. Terminale processer er i figuren angivet med .

Afgrænsede livsforløb for de fire scenarier. I A angiver Q mængderne af aluminium, som udgår af de enkelte processer,.