[Forside] [Indhold] [Forrige] [Næste]

Miljøprofiler for aluminium i et livscyklusperspektiv

3. Miljøprofiler for udvalgte aluminiumprodukter

3.1 Emballage
3.1.1 Målsætning
3.1.2 Systembeskrivelse
3.1.3 Opgørelse
3.1.4 Vurdering
3.1.5 Forbedringsvurdering
3.1.6 Beskrivelse af alternativ
3.1.7 Sammenligning af de to alternativer
3.1.8 Fortolkning og konklusioner
3.2 Bilmotor
3.2.1 Målsætning
3.2.2 Systembeskrivelse
3.2.3 Opgørelse og vurdering
3.2.4 Sammenligning af alternativer
3.2.5 Fortolkning og konklusioner
3.3 Vejinventar
3.3.1 Målsætning
3.3.2 Systembeskrivelse
3.3.3 Opgørelse og vurdering
3.3.4 Forbedringsvurdering
3.3.5 Fortolkning og konklusioner

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:

  • Bakke til udbringning af mad til ældre. En løsning med aluminiumbakker sammenlignes med en løsning med bakker af PET. Dette eksempel belyser brugen af aluminium til emballage, som er et væsentligt anvendelsesområde for aluminium, der er karakteristisk ved, at aluminium som hovedregel ikke genanvendes. Spørgsmålet er, om der findes alternative emballager, der miljømæssigt er konkurrencedygtige med aluminium.
  • Bilmotordel af aluminium. En løsning med aluminium sammenlignes med en løsning, hvor der anvendes stål. Dette eksempel belyser brugen af aluminium til transportmidler, hvor det grundet den lavere vægt af aluminium i forhold til stål må forventes, at aluminium miljømæssigt er fordelagtig fremfor stål på grund af det lavere energiforbrug i brugsfasen.
  • Bøjle til vejskilt. En løsning med aluminium sammenlignes med en løsning med galvaniseret stål. Vejinventar og lignende produkter med lang levetid er et potentielt vigtigt fremtidigt marked for aluminium. Spørgsmålet er, om miljøbelastninger ved produktion af aluminium gør en aluminiumløsning miljømæssigt mindre fordelagtig end en løsning med galvaniseret stål, hvor der sker et tab af zink til omgivelserne.

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:

  • bakken skal være opdelt i 2 rum
  • det samlede volumen skal minimum være 720 cm3
  • materialet skal kunne klare temperaturer op til ca. 200 grader celsius
  • bakken skal være selvbærende/stabil
  • den må ikke afgive smagsstoffer eller lign. til maden

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.

Nr.

Mo-
del

Mate-
ri-
ale

Antal rum

Vægt

(10 stk.)

Vægt

(1 stk.)

Mate-
riale- tyk-
kelse

Volu-
men (rum 1 ; 2)

Låg

1

5582

Al

2

172 g

17,2 g

99 m m

315 ; 410

Alufolie

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:

  • Det antages, at der er et materialetab på 10% i produktionsfasen fra fx afskæring, hvilket er inden for det interval, som er opgivet af producent /36/. Med en funktionel enhed på 6.278 g, svarer dette tab til 698 g pr. funktionel enhed. Det afskårne aluminiumfolie regnes at blive sendt til omsmeltning.
  • Aluminiumoxid, som produceres ved afbrænding af aluminium, antages at ende som volumenaffald.
  • Emballage til bakkerne og låg udelades af beregningen under antagelse af, at dette er af minimal betydning for den samlede vurdering.
  • Tilbagetagningssystemet forårsager ikke hygiejniske problemer i forbindelse med transporten og opbevaringen af brugte bakker.

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.

Kg. Aluminiumsfolie
(bakke)

Afgivet
energi

Leveret energi i form af fjernvarme

2,511

2,511 kg · 31 MJ/kg = 78 MJ

78 MJ · 75% = 59 MJ

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.

Enheds-
proces

Frak-
tion til gen-
brug

Fraktion til
for-
bræn-
ding

Fraktion til
de-
poni

Fordelings-
fak-
torer

Allo-
kerings-
faktor 2)

 

a

b1

b2

fa

fb

f

  
Produktion af
primær-
aluminium

0,63

0,35

0,02

0,1

1

-

0,43

Valsning af
aluminium
         

1

1

Produktion
af bakke
         

1

1

Omsmelt-
ning
af brugte
aluminium bak-
ker
         

1

1

Forbrænding af
brugte aluminium-
bakker
         

1

1

Deponering 1)

0,63

-

0,02

0,1

1

-

0,08

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:

  • Produktionen af primær-aluminium udgør det væsentlige bidrag til ressourceforbrug og miljøeffektpotentialer i det samlede livsforløb.
  • Ved afbrænding af folie opnås meget små miljøgevinster set i relation til det totale livsforløb.

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:

  • Ingen bortskaffelse til omsmeltning (0%).
  • Reference system (60% til omsmeltning).
  • Øget fraktion til omsmeltning (90%).

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:

  • De miljømæssige udvekslinger fra produktionen af primær-aluminium er væsentlige, men kan reduceres betydeligt ved øget genbrug.
  • Ved afbrænding af folie opnås meget små miljøgevinster set i relation til det totale livsforløb. En reduktion vil medvirke til væsentligt reducerede bidrag til såvel det samlede volumenaffald som den samlede produktion af slagge og aske.

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

Mo-
del

Mate-
ri-
ale

Antal rum

Vægt (10 stk.)

Vægt (1 stk.)

Vægt
pr. funk-
tio-
nel en-
hed

Mate-
riale-
tyk-
ke-
lse

Volu-
men rum
1;2

Låg

1550

C-PET

2

294 g

29,4 g

10,730 g

60 m m

395;500

PETP

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/.

Del Legering

Vægt i kg

%

Master (2 stk) EN AW
6106/T5

7,95

82

Vinger (4 stk) EN AW
5754/H22

1

10

Beslag EN AW
4261

0,6

6

Topstykker EN
AW 4261

0,2

2

Tabel 3.9

Legeringssammensætning af Al-løsningens legeringer /45/.

Element

Sammensætning (%)

 

Vinger

EN AW 5754

Master

EN AW 6106

Besalg og topstykker

EN AW 4261

Si

0,40

0,45-0,6

10,5-13,5

Fe

0,40

0,10-0,30

0,15

Cu

0,10

0,10

0,01

Mn

0,1-0,6

(summen af Mn og
Cr er < 0,6)

0,10

(summen af Mn og Cr er < 0,6)

0,02

(summen af Mn og Cr er < 0,6)

Mg

2,6-3,6

0,45-0,6

0,03

Cr

0,1-0,6

(summen af Mn
og Cr er < 0,6)

0,05

(summen af Mn og Cr er < 0,6)

-

Zn

0,2

0,15

0,07

Ti

0,15

0,10

0,15

Andre - per stk.

0,05

0,05

-

Al

ca. 96

ca. 98

ca. 88

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.

Transport-
proces
nr.

D vægt pr. funk-
tionel enhed

Af-
stand

D -transport-
arbejde pr. funktionel enhed

Valgt
transporttype
jf. UMIP-
enheds-
proces-
databasen

 

kg

km

kg·km

 
1

12,25

600

7.350

Lastbil 3,5-16t diesel landevej

2

12,25

60

735

Varebil < 3,5 ton, diesel, landevej, nyttelast = 1 ton

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.


[Forside] [Indhold] [Forrige] [Næste] [Top]