Brancheanalyse af miljømæssige forhold i træ- og møbelindustrien 

3. Livscyklusvurdering

3.1 Livscyklustankegangen
3.2 LCA-metoden
3.2.1 Målsætning
3.2.2 Afgrænsning
3.2.3 Opgørelse
3.2.4 Vurdering
3.3 UMIP PC-værktøjet
3.3.1 Databasen
3.3.2 Indtastningsmodul og beregningsværktøj
3.4 Kommentarer til nye brugere

I det følgende vil livscyklustankegangen blive præsenteret. Efterfølgende følger en introduktion til selve den benyttede metode og andre relevante begreber.

3.1 Livscyklustankegangen

I arbejdet med miljø har der i lang tid været ført et målrettet arbejde mod reduktion af forureninger fra både den producerende industri og bortskaffelsesindustrien. Resultatet inden for disse indsatsområder har på mange måder været positivt med reduktioner i miljøbelastningen fra en langt række industrielle processer.

Samtidigt med dette har den materielle levestandard og dermed forbruget af produkter, ressourcer og energi i den industrialiserede verden været markant stigende. Hvor politikken har resulteret i reducerede belastninger fra blandt andet industrielle spildevandsudledninger, har forbruget af produkter, energi og dermed også produktionen af affald været stigende.

I erkendelse af dette har man de seneste par år arbejdet målrettet på at flytte det miljømæssige fokus fra processer og enkeltudledninger over til en decideret indsats mod den samlede belastning fra produkterne. Denne ændring i indsatsområde kaldes også for den "produktorienterede miljøpolitik" og er blandt andet præsenteret i debatoplægget fra Miljøstyrelsen: "En styrket produktorienteret miljøindsats" (Miljøstyrelsen, 1996).

Inddragelse af livscykluskonceptet er en alternativ måde at tænke på, når en virksomhed fokuserer på miljøforbedringer. Der er i de senere år stigende erkendelse af, at det ikke kun er produktionsprocesserne, der giver anledning til miljøproblemer, men også råvareudvinding, brug, bortskaffelse og transport. Endvidere at sidstnævnte faser i et produkts livsforløb ikke er tilstrækkeligt styret af den hidtidige miljøadministration. Man må for at få klarhed over, hvilke miljømæssige konsekvenser et produkt giver, foretage en vurdering gennem hele dets livscyklus. Et centralt værktøj til at foretage denne vurdering er cyklusvurderinger, kaldet: LCA.

Hovedtanken i en LCA omfatter en systematisk opgørelse og en efterfølgende vurdering af miljømæssige belastninger, som et produkt forårsager lige fra råvarefremstilling til bortskaffelse.

Begrebet LCA dækker over den engelske forkortelse "Life-Cycle Assessment", som oversat til dansk benævnes livscyklusvurdering. En LCA er en systematisk analyse og en omfattende vurdering af de miljømæssige belastninger, som et produkt forårsager i hele dets livsforløb fra råvarefremstilling til bortskaffelse. Med et populært udtryk siges det, at produktet følges fra vugge-til-grav.

De første undersøgelser, som vi i dag kalder livscyklusvurderinger, blev udført i slutningen af 60'erne og i starten af 70'erne. Livscyklusvurderinger var i starten energianalyser, som blev udvidet til også at omfatte ressourcebehov, emissioner og affaldsproduktion. De fleste af disse undersøgelser omhandlede produkter, som var eksponenter for "køb og smid væk samfundet", bl.a. engangsemballage af for eksempel plast.

Den første danske LCA blev iværksat i 1988 og afsluttet i 1990 og omhandlede PVC i samfundet som helhed.

I slutningen af 1980'erne og i starten af 1990'erne begyndte et internationalt samarbejde, organiseret gennem Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC). Efterhånden blev SETAC den overordnede koordinator i Europa og USA, og den organisation, der fastsatte og udviklede rammerne for, hvad en LCA bør indeholde. SETAC har bl.a. udgivet Guidelines for Life-Cycle Assesment, 1993.

Selv om SETAC stadig har en toneangivende rolle inden for udviklingen af den internationale konsensus, har LCA-feltet opnået langt større gennemslagskraft efter udgivelsen af ISO 14040 serien, der fastsætter standarder for de forskellige områder inden for LCA. Arbejdet med ISO 14040 serien er dog ikke færdig på nuværende tidspunkt.

I 1996 blev den danske LCA-metode UMIP (Udvikling af Miljøvenlige Industriprodukter) publiceret. Da UMIP-metoden er udviklet med henblik på produktudvikling indeholder den intet krav om ekstern kvalitetssikring, som er et krav til LCA’er udført med henblik på ekstern markedsføring ifølge ISO. Ud over dette følges retningslinierne udstedt af ISO.

UMIP-projektet har resulteret i udgivelsen af 5 bøger rettet mod forskellige brugere – lige fra LCA-udøveren over konstruktører til ledelsen. Yderligere er der i forbindelse med projektet udfærdiget et PC-værktøj (Miljøstyrelsens LCV-system/UMIP PC-værktøj) til beregning af produkternes miljøbelastninger.

I erkendelse af at produktudviklingen fastlægger hovedparten af et produkts miljømæssige egenskaber, var UMIP projektet rettet mod netop produktudvikleren. På nuværende tidspunkt bruges LCA og UMIP bredt i Danmark, men brugen af livscyklusværktøjer inden for produktudviklingen er stadigt begrænset. Dette skyldes hovedsageligt det relativt store arbejde, der er involveret i anvendelsen af såvel UMIP som andre metoder. Derfor har Miljøstyrelsen i en del projekter inkluderet en afrapportering af data, således at disse data kan bruges til at lette udførelsen af LCA’er og dermed udbredelsen af den produktorienterede miljøstrategi.

 Figur 3.1
Frihedsgrader til ændring af produkter i produktudviklingen

Miljøbelastninger fra et produkt disponeres i vid udstrækning under produktudviklingen, hvor produktets sammensætning og egenskaber fastlægges. Jo tidligere i produktets udviklingsforløb miljøbetragtninger foretages, desto flere frihedsgrader har man til at påvirke og ændre produktet.

Selv om frihedsgraderne i produktionen er mindre end i produktudviklingen, kan små ændringer bidrage til en mindre miljøbelastning. Hvilke ændringer, der skal foretages, kan muligvis afdækkes i en LCA.

Sådanne miljøvurderinger kan blandt andet bruges som dokumentation af produktets miljøperformance i forhold til:

• Interessenter
  • kunder
  • myndigheder
  • bankforbindelser
  • forsikringsselskaber
• Andre produkter
• Interne parter
• Ledelsen – som strategisk beslutningsværktøj
• Indkøbere – valg af materialer og leverandører
• Produktion – valg af processer
• Produktudviklere – design af fremtidige produkter
• Distribution – valg af transportformer
• Marketing – markedsføring af miljømæssige egenskaber

En LCA kan også anvendes som et middel for virksomheden til bl.a. at dokumentere renere teknologitiltag, herunder grundlag for miljømærkning, løbende miljøforbedringer i miljøstyringssammenhæng etc.

 3.2 LCA-metoden

Da resultaterne af projektets dataindsamling skal rettes mod anvendelse i UMIP-projektets værktøjer, vil der i dette afsnit blive gennemgået byggestenene i en LCA udført efter UMIP-metoden. Gennemgangen vil være summarisk. For en grundigere indførelse i såvel UMIP-metoden som LCA-begreberne henvises der til faglitteraturen.

Umip-metoden består af fire byggestene:

1. Målsætning
2. Afgrænsning
3. Opgørelse
4. Vurdering

3.2.1  Målsætning

Beskriver, hvad vurderingen skal bruges til, hvilke beslutninger den skal understøtte samt omfanget af disse beslutninger. Formålet med at inkludere omfanget er, at denne vil være styrende for, hvor grundig vurderingen skal være. Et eksempel på forskellige omfang er vist i figur 3.2

Figur 3.2
Omfang af vurdering i forhold til omfang af beslutning

3.2.2  Afgrænsning

Afgrænsningen bruges til at konkretisere og fastsætte produktsystemet, der skal vurderes. Med et produktsystem forstås hele det forløb, et produkt gennemgår fra udvinding af råvarer til endelig bortskaffelse efter brug.

Når man skal sammenligne to produkter, er det meget vigtigt, at man er opmærksom på, at der sammenlignes på samme grundlag. For eksempel kan man ikke sammenligne en dyr kvalitetsstol med en ditto kopi udført i inferiøre materialer i en dårlig udførelseskvalitet. Den dårlige kvalitet kan være den mindst miljøbelastende, men levetiden vil også være væsentligt forringet. Hvis den ene stol dermed har en levetid, der er dobbelt så lang som den anden, er det nødvendigt af sammenligne 2 stole af dårlig kvalitet med 1 stol af god kvalitet. Hermed sammenligner vi ydelsen at sidde i et givent antal år.

Ved at sammenligne stolenes ydelse får man dermed et mere korrekt billede af stolenes miljøprofil.

Ofte sammenskrives produktets forskellige ydelser til den funktionelle enhed, der sammenfatter de funktioner, der karakteriserer produktet. Disse funktioner vil ofte bestå af en kvantitet, en varighed og nogle kvaliteter.

Nedenstående tabel viser nogle eksempler på funktioner, der tilsammen kunne udgøre en funktionel enhed.

Heri beskrives produktet, der skal vurderes. Ofte vil dette produkt kaldes referenceproduktet, da dette efterfølgende vil blive holdt op mod nye scenarier, hvor der er foretaget ændringer. Disse ændringer kan for eksempel være et - set i forhold til levetiden, bortskaffelsesveje (genbrug contra deponi), materialer o.a.

3.2.2.3 Udvælgelse af vurderingsparametre

Formålet med en miljøvurdering efter LCA-princippet er at kunne vurdere produktet på baggrund af udvalgte miljøindikatorer – i UMIP terminologi kaldes disse for effektkategorier. Effektkategorierne er opdelt i tre grupper:

• Miljøeffektpotentialer (potentielle miljøeffekter)
• Ressourceforbrug
• Arbejdsmiljøeffekter

Miljøeffektpotentialer

Miljøeffekterne er defineret som effekter på det ydre miljø samt menneskers sundhed. I UMIP er følgende effekter inkluderet:

Ressourcer

Valget af ressourceforbrug vil variere fra vurdering til vurdering. Af forskellige ressourcer kan nævnes:

Fossile brændsler (også kaldet energiressourcer²):

Olie
Stenkul
Brunkul
Naturgas
…

Metaller

Jern
Aluminium
Kobber
…

Mineraler

Natriumchlorid
Kalk
…

Biomasse

Træ
Majs
…

Vand

Arbejdsmiljøeffekter

Effekter på arbejdsmiljøet kan stamme fra påvirkninger fra støj, vibrationer, ulykker, kemiske stoffer o.a. Resultatet af disse påvirkninger kan være: Reproduktionsskader, kræft, allergi, nervesystemsskader, bevægeapparatskader, høreskader eller arbejdsulykker.

3.2.2.4 Afgrænsning af produktsystemet

Heri beskrives det til referenceproduktet tilhørende produktsystem. Dette afsnit vil som regel både indeholde kvalitative beskrivelser samt kvantitative data. Forudsætninger og antagelser såsom hvilke dele af livsforløbet der ikke er medtaget i vurderingen, hvor produktet bruges henne, eller hvordan det bortskaffes, vil også blive beskrevet her.

De fleste produktsystemer vil som regel bestå af fire faser. Disse er illustreret i figur 3.4

Figur 3.3
Illustration af faser i et produkts livsforløb

Faserne kan for eksempel indeholde følgende processer:

• Materialefase
  • Udvinding og raffinering af olie, udvinding af kul, udvinding og produktion af stål, produktion af plasttyper, skovning af træ, produktion af halvfabrikata…
    
• Produktionsfase
  • Forarbejdning af emner, produktion af halvfabrikata, slutmontage af produkter, bortskaffelse af produktionsaffald….
    
• Brugsfase
  • Montage af produkt hos bruger, vedligehold af produkt, brug af produkt…
    
• Bortskaffelsesfase
  • Demontage af produkt, deponi, forbrænding, genbrug….

Enhver af de beskrevne processer vil som regel bestå af en lang række underprocesser eller enhedsprocesser, som de også kaldes.

Et eksempel er spåntagning af træ. Denne forarbejdningsproces kunne bestå af følgende enhedsprocesser:

• Produktion af elektricitet
• Produktion af smøreolier
• Bortskaffelse af brugte smøreolier
• Bortskaffelse af træspåner
• Vedligehold af maskineri
• Udsugning…..

I og imellem alle faserne vil der altid være tilknyttet en eller anden form for transport. Intern transport i en virksomhed vil som regel altid blive tilknyttet den enkelte fase. For transport mellem faserne vil det ofte være tilfældet, at LCA-udøveren vælger at slå de enkelte transportled sammen i en enkelt transportfase. Dette gøres for at kunne vurdere transportleddet separat.

3.2.2.5 Tidsmæssig afgrænsning

Definerer det tidsrum, som de beslutninger, der træffes på baggrund af LCA'en, bør være gyldige indenfor. Definerer endvidere det tidsrum, inden for hvilken vi betragter de miljømæssige påvirkninger fra produktet.

Definerer det teknologiniveau, der bør lægges til grund for den information, der indgår i LCA'en. Dette vil bl.a. være en funktion af den tidsmæssige afgrænsning.

3.2.2.7 Allokeringsmodeller

Fastlægger fordelingsnøgler for processer med flere inputs eller outputs af produkter for herigennem at kunne tilskrive miljøbelastningerne til det enkelte produkt. Fastlægger tilsvarende fordelingsnøgler for genvindingsprocesser.

 3.2.3 Opgørelse

På baggrund af afgrænsningen er det nu muligt at foretage selve opgørelsen. Dette trin består af flere dele.

3.2.3.1 Præsentation af data

Her præsenteres det samlede livsforløb for produktet. I de efterfølgende cases er det valgt at vise denne illustrativt. Et eksempel på dette er vist i nedenstående figur 3.5

Figur 3.4 Se her!
Eksempel på præsentation af kvantificeret livsforløb

Når livsforløbet er kvantificeret i forhold til den funktionelle enhed, er det dernæst muligt at foretage modelleringen af produktsystemet i UMIPs PC-værktøj, som er et beregningsværktøj til udregning af produkters miljøbelastning (se afsnit 3 om UMIP PC-værktøjet).

3.2.3.2 Præsentation af datakilder og deres repræsentativitet

Målet med dette afsnit er at vise, hvordan data er sammensat, og hvor eventuelle usikkerheder i datamaterialet måtte være placeret. Efter modelleringen er det i dette projekt valgt at præsentere de benyttede datakilder og beskrive deres repræsentativitet.

3.2.3.3 Termineret opgørelse

Modelleringen af produktets livsforløb i beregningsværktøjet tillader, at man nu kan terminere de enkle processer. Ved terminering af for eksempel 1 kWh elektricitet kvantificeres denne helt tilbage til udgravning af de enkelte energiressourcer og frem til den endelige forbrænding af kul i et kraftværk med dertil hørende produktion af affald og udledninger af forbrændingsgasser.

Da den terminerede opgørelse for dansk elektricitet indeholder op mod 92 udvekslinger (forbrug af ressourcer, produktion af affald samt emissioner til jord, luft og vand), er det valgt at præsentere udvalgte ressourceforbrug samt produktionen af affald.

Et eksempel på en termineret opgørelse for materialefasen for et givent produkt er vist i figur 3.6

Figur 3.5  Se her!
Eksempel på termineret opgørelse for materialefasen

3.2.4 Vurdering

Vurderingen består af tre trin:

• Beregning af miljøeffektpotentialer
• Normalisering
• Vægtning

Til disse knyttes der kommentarer i form af konklusioner, vurdering af usikkerheder samt opstilling af eventuelle alternative scenarier, hvor man undersøger betydningen af udvalgte materialer, processer eller faser.

3.2.4.1  Beregning af miljøeffektpotentialer (standardisering)

Her grupperes de forskellige udvekslinger alt efter, hvilke effekttyper, de kan forventes at bidrage til, og den potentielle miljøeffekt beregnes. For en beskrivelse af effekttyperne henvises til det ovenstående.

Figur 3.7 viser, hvordan udvekslinger kan bidrage til flere forskellige effekter. Da man ikke kan forudsige, hvilken effekt udledningerne vil bidrage til, defineres udledningerne at bidrage ligeligt til alle effekter. Altså kan udledningerne resultere i potentielle miljøeffekter, hvorfor de endelige effekter på miljøet benævnes "miljøeffektpotentialer" (potentielle miljøeffekter).

Figur 3.6
Eksempler på udvekslingers potentielle bidrag til forskellige effekter (Wenzel et al, 1996a)

Når man har bestemt, hvilke miljøeffekter de enkelte udvekslinger bidrager til, er det muligt at kvantificere dette bidrag ved hjælp af miljøeffektfaktorer.

I det følgende er det valgt at vise, hvorledes bidrag til drivhuseffekten udregnes i henhold til UMIP-metoden (Wenzel et al, 1996). For en grundigere indføring henvises til litteraturen.

For at kunne sammenligne effekten fra de forskellige gasser er det nødvendigt at omregne effekten fra disse i henhold til en reference. Som reference for drivhsueffekten er det valgt at bruge kuldioxid (CO₂), da dette er langt den vigtigste drivhusgas, udledt af mennesket til dato.

Ved denne definition fås det altså, at 1 g CO₂ udledt svarer til 1 g CO₂-ækvivalent. Ved udledning af for eksempel 1 g methan (CH₄), der er en potent drivhusgas, vil dette svare til 25 g CO₂-ækvivalenter. Altså har 1 g methan udledt til atmosfæren en potentiel effekt på drivhuseffekten, der er 25 gange større end udledningen af 1 g CO₂.

Dette gøres på samme vis for alle stoffer, der bidrager til drivhuseffekten (for eksempel: Lattergas, CFC’ere, HFC’ere, kulmonoxid o.a.) og gentages for alle i vurderingen inkluderede miljøeffekter.

Ud over bidrag til drivhuseffekten kunne de inkluderede miljøeffekter være:

• Nedbrydning af ozonlaget
• Forsuring
• Næringssaltbelastning
• Fotokemisk ozondannelse
• Humantoksicitet
• Økotoksicitet
• Farligt affald
• Radioaktivt affald
• Slagge og aske
• Volumenaffald

Efter standardiseringen kan der yderligere for at sammenligne de forskellige effekttyper udføres en normalisering, dvs. de potentielle bidrag til miljøeffekterne relateres til en baggrundsbelastning. For miljøeffekterne vil denne baggrundsbelastning svare til, hvad en gennemsnitsborger belaster det ydre miljø med over et år. Ved at dele denne baggrundsbelastning op i det aktuelle produkts belastning pr. år fås et tal, der beskriver produktets belastning i forhold til en gennemsnitsborger. Enheden for denne størrelse er en personækvivalent (PE).

Hvis et produkt bidrager til forsuring med 0,01 PE, svarer dette til, at et produkt bidrager med 1% af, hvad en gennemsnitsborger totalt belaster miljøet med.

Denne beregning er analog for samtlige miljøeffektpotentialer.

For ressourceforbrugene sættes forbruget af ressourcer i produktet ligeledes i forhold til det gennemsnitlige forbrug pr. borger. Enheden for normaliserede ressourceforbrug er ligeledes PE.

3.2.4.3 Vurdering

Ved vurderingen vægtes de enkelte effekttyper i forhold til den miljømæssige væsentlighed, således at man bliver i stand til at sammenligne bidragene eller forbrugene og dermed foretage prioriteringer.

Vægtningen af væsentligheden af ressourceforbrugene foretages på baggrund af forsyningshorisonten, hvor ressourcer, der har en relativt kort forsyningshorisont (nikkel, zink….) vægtes tungere end ressourcer med lange forsyningshorisonter (aluminium, kul, vand …).

Effekter på miljøet kan ikke vægtes på samme måde. Derfor er det i UMIP-metoden valgt at bruge en miljøpolitisk vægtning baseret på lovkrav, reduktionsmålsætninger o.a.

Denne type af vægtning vil ikke altid afspejle en korrekt miljøprofil for et givent produkt, men da metoden er rettet mod virksomheder, vurderes brugen af miljøpolitiske vægtningsfaktorer at være fornuftig, da det gennem disse vil være muligt at forudse fremtidige afgifter og skatter.

 3.3  UMIP PC-værktøjet

I de efterfølgende cases er modelleringen af produktsystemerne og de efterfølgende beregninger udført i UMIP PC-værktøj version 2.12 beta.

UMIP PC-værktøjet blev udgivet i 1998 og er den foreløbigt sidste del af UMIP-serien, der således består af 5 bøger, en enhedsprocesdatabase (der udelukkende fungerer som et opslagsværk) samt LCV-systemet.

LCV-systemet består af to dele:
1. Databasen
2. Indtastningsmodul og beregningsværktøj

 3.3.1 Databasen

Databasen er langt hen af vejen identisk med enhedsprocesdatabasen, der blev udgivet 1996. Dog er en del af processerne blevet rettet for fejl og opdateret.

I modsætning til den tidligere udgivelse, der var en statisk database og udelukkende fungerede som et opslagsværk, bevirker indtastningsmodulet, at nye enhedsprocesser kan tilføjes, og de eksisterende processer kan opdateres.

Databasen består af ca. 400 enhedsprocesser, hvoraf det kun er de 300, der indeholder reelle data. De resterende ca. 100 processer indeholder ingen data, men er blot oprettet med navn.

Data, indsamlet og bearbejdet i brancheanalysen, forventes at indgå i databasen som vejledende branchedata.

Enhedsprocesserne er grupperet i følgende mapper:

• Affaldstyper
• Bortskaffelsesprocesser
• Energisystemer (elektricitet og termisk energi)
• Hjælpematerialer
• Materialer
• Produktionsprocesser
• Ressourcer
• Udvekslinger
• Transportprocesser

Ud over navn, input og output vil de processer, der indeholder data, inkludere en lang række reviewfelter, der kvalitativt beskriver datas repræsentativitet, kvalitet o.a. Dette giver senere LCA-udøvere mulighed for at tage stilling til usikkerheder og repræsentativitet.

For en uddybet forklaring af enhedsprocessernes opbygning henvises til den udarbejdede manual, der leveres sammen med programmet.

3.3.2  Indtastningsmodul og beregningsværktøj

Til databasen hører et indtastnings- og beregningsmodul, hvor beregningsfaktorer og nye enhedsprocesser indtastes, og produkter modelleres.

Grundet opbygningen af værktøjet er det ikke muligt at printe samlede oversigter af beregningsfaktorerne, men det er muligt at læse og rette i tabellerne.

Ud over at modellere og beregne giver beregningsværktøjet også en lang række muligheder for at se på stedfaktorer (i skrivende stund ikke operationaliseret), sammenligne profiler og eksportere data. Den sidste funktion er nødvendig for at præsentere data i en overskuelig form.

3.4  Kommentarer til nye brugere

Nye brugere skal være opmærksom på, at der er visse beregningsfaktorer, der er behæftet med fejl, og som skal rettes manuelt. Disse rettelser forefindes på Miljøstyrelsens hjemmeside under faggrupper. Derudover har Miljøstyrelsen også udgivet en opdateringsfil, der selv går ind og retter andre indbyggede uhensigtsmæssigheder og fejl i programmet.

Da man har valgt at udgive LCV-systemet som en betaversion, d.v.s at den ikke er fuldt gennemtestet, er der uundgåeligt en langt række uhensigtsmæssigheder og fejl, der ikke alle er blevet rettet, og som nye brugere derfor ikke vil blive gjort opmærksom på. Disse kan gå fra ubetydelige fejl i enheder til mere graverende beregningsfejl. Siden udgivelsen af programmet er der blevet udgivet 2 opdateringer. En tredje planlægges at udkomme i år 2000.

Derfor anbefales nye brugere at arbejde sammen med en mere erfaren sparringspartner ved de første par modelleringer.