| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Baggrund til håndbog i miljøvurdering af produkter

2. Afgrænsninger

Den første forenkling ligger i afgrænsningen, som tager udgangspunkt i de indgående strømme. Udgående strømme som emissioner eller affald kan medtages i det omfang, de er kendt, men repræsenteres i øvrigt af de indgående strømme.

2.1 Materiale- og produktionsfasen

Det overordnede udgangspunkt for afgrænsningen er materiale- og proceslisten. Dvs. at denne liste omfatter materiale- og produktionsfasen.

Spild i produktionen udelades. De processer, der typisk giver de største mængder af produktionsspild, er materialebearbejdning. For metal kan den være op til 50%, men typisk ligger den omkring 5-10%. Da spildet imidlertid er karakteriseret ved at være rene, veldefinerede materialer, vil de kunne genvindes med ringe omkostninger. Ofte kan de endda anvendes internt i virksomheden.

For sprøjestøbning af plast kan spildet variere meget: Fra 1-90% størst for små emner. Dette kan normalt også genanvendes, enten internt eller eksternt.

For papirfremstilling er der stort set intet spild, men ved fremstilling af fx papkartoner kan der være et lille spild. Rene fraktioner vil typisk blive genanvendt, men pap som er belagt kan eventuelt forbrændes.

For tekstiler antages spildet at være i størrelsesordenen 5-10%. Spildet genanvendes ikke (Knudsen, 2000).

Tabel 2.1
Kaffemaskinens sammensætning med tilknyttede fremstillingsprocesser.

For langt de fleste produkter vil spildet udgøre en mindre del af det samlede materialeforbrug, og udeladelsen vil ikke have betydning for konklusionerne.

Den relative fordeling af materialer vil være den samme, uanset om spildet medtages eller ej, og derfor vil en vurdering mellem materialer vil også give det samme resultat. Kun i tilfælde, hvor sparsomme ressourcer har et meget større spild end andre materialer, vil der være mulighed for fejlfortolkninger med hensyn til ressourcer.

Kun materialer og energi opgøres kvantitativt, og de absolutte tal er derfor kun af betydning her. En direkte sammenligning mellem materialer og energi er mulig, fordi der kan omregnes til den samme enhed: Milli-personreserver (mPR). Imidlertid vil forskellen i antal mPR mellem energiforbrug og materialer typisk være meget stort for produkter, der enten bruger energi i brugsfasen, eller som bruger mange materialer og ikke forbruger energi i brugsfasen. For vandvarmeren er der fx ca. en faktor 100 til forskel mellem materialeforbrug og energiforbrug omregnet til mPR. For en vandhane vil det være omvendt: Her indgår knappe ressourcer, men der bruges kun energi til fremstilling af materialer og i produktionsfasen. Hvis materialerne ikke genvindes, er ressourceforbruget til materialer ca. en faktor 100 større end energiforbruget.

En signifikant forskel mellem materialer og energi vil altså vise sig som en forskel i størrelsesordenen 50-100 eller mere, og en fejl på en faktor 0,5-2,0 som kan introduceres på grund af spild, vil derfor ikke have betydning for afvejning mellem materialer og energi.

Der anvendes kun en type af hvert materiale, som er de primære materialer. Årsagen er, at selv om man anvender sekundære materialer, vil det i sidste ende have indflydelse på den primære produktion, når produktionen af det pågældende materiale er stigende. Dette er i overensstemmelse med den allokeringsmetode, der er valgt, nemlig systemudvidelse. For yderligere detaljer om systemudvidelse henvises til rapporteringen om projektet: LCA-metodeforbedring-metodeudvikling og konsensusskabelse (Weidema, 2000). I visse specialtilfælde, hvor markedet for skrot er mættet, vil en øget anvendelse af sekundære materialer have betydning for efterspørgslen efter sekundære materialer. Dette betyder, at skrottet, som i dette tilfælde er affald, vil blive udnyttet. I disse situationer skal der anvendes en procentvis fordeling mellem affald og primære materialer, når der anvendes sekundære materialer.

Da effekter fra energiforbruget er dækket indirekte via indikatoren: Energi, vil "Affald", "Emissioner" samt anvendelse af "Hjælpestoffer" ikke blive medtaget systematisk. Det er op til brugeren at indsætte relevante stoffer eller at sørge for at få vurderet fejlmulighederne her. Fx er det nødvendigt selv at være opmærksom på tilsætnings- og hjælpestoffer. I tabellerne i bilaget til Håndbogen er angivet enkelte udvalgte emissioner samt affaldstyper ved materialefremstilling. Det er klart, at disse udvalgte emissioner ikke kan gøre det ud for en opgørelse over de enkelte materialer, men de er medtaget for at vise, at materialefremstilling også giver anledning til emissioner.

De data for materialefremstilling, som findes i databasen er i forvejen ikke fuldstændige. Specielt er udvinding (dvs. operationer i og ved minen) ikke godt dækket med hensyn til hjælpestoffer og emissioner.

De fejl, som opstår ved at anvende data i tabellerne i Håndbogen, er derfor ikke nødvendigvis meget større end ved at anvende data fra en database.

For kemisk produktion er det et problem, at en opgørelse baseret på indgående strømme (dvs. bestanddelene i produktet) kan være meget forskellig fra det, der kommer ud som emissioner eller affald. For et produkt bestående af polyurethanskum, vil de indgående strømme være isocyanater og polyoler. Fremstillingen af disse stoffer, dvs. råvarer og emissioner, vil imidlertid ikke blive medtaget. Isocyanater og polyoler bør medtages under kemikalier, men det er måske helt andre stoffer, som er halvfabrikata i produktionen af dem, der er de væsentlige. Disse kommer ikke med, hvis de ikke står i styklisten, jf. tabel 2.1, men der er intet i metoden, som forhindrer udvidelse af bilagene med de væsentligste emissioner og affaldstyper for diverse stoffer. Da det imidlertid ikke er muligt at lave bilag, der dækker alle materialer og stoffer, bør man, især hvis der er tale om kemisk produktion, overveje eventuelle reaktionsprodukter.

Energi, som er en væsentlig del af materialefremstillingen, er godt dækket.

2.2 Brugsfasen

For brugsfasen bruges de oplysninger, der er umiddelbart tilgængelige. Data for brugsfasen er typisk baseret på antagelser selv i detaljerede LCA’er, så her er ingen forskel fra almindelig praksis. Selvfølgelig er det på et overordnet niveau, så overslagene kan være mere grove.

Tabel 2.2
Brug af kaffemaskinen.

For brugsfasen vurderes det, at der ikke sker væsentlige fejl ved at anvende indgående strømme som basis, da de ind- og udgående strømme typisk vil være identiske. Dette gælder fx for rengøringsmidler. For kemikalier, som anvendes til overfladebehandling, vil en del typisk blive på produktet, men her betyder antagelsen blot, at man får mere med, idet det ikke er det hele, der emitteres. Da kemikalievurderingen ikke er kvantitativ, har dette ikke betydning for resultatet af vurderingen.

2.3 Bortskaffelsesfasen

I bortskaffelsen gøres nogle antagelser svarende til materialefasen, dvs. ingen tab ved bortskaffelsen. Selve bortskaffelsesscenariet kan laves ud fra konkret viden, eller nogle tommelfingerregler om, hvad der sker.

Tommelfingerreglerne er naturligvis grove antagelser, og der skelnes ikke mellem forskellige metaller, glas- eller papirtyper. Men man kan altså vælge at anvende mere specifikke data.

Tabel 2.3
Tommelfingerregler for bortskaffelsesveje af materialer, der bortskaffes via genbrugsstation.

Tommelfingerreglerne er baseret på målsætningerne for Affald 21 og de oplysninger om den nuværende affaldsbehandling, der findes (Miljøstyrelsen, 1999). Der er taget hensyn til, at affaldet afleveres på genbrugsstation, så genanvendelsen må forventes at være højere end den gennemsnitlige. Ikke-brændbart affald defineres her som affald, der ikke falder ind under de nævnte kategorier, fx byggeaffald.

Tabel 2.4
Målsætninger for Affald 21.

Tabel 2.5
Bortskaffelse af kaffemaskinen.

For bortskaffelsen medtages emissioner fra affaldsforbrænding og deponi ikke. Det kan være en væsentlig fejl, men der eksisterer kun modeller på udviklingsstadiet (Nielsen et al., 1998; Erichsen et al., 2000 ), der kan håndtere disse områder, og i praksis medtages de derfor sjældent selv i detaljerede LCA’er.

2.4 Transportfasen

De udgående strømme fra transportfasen er emissioner fra forbrænding af brændstof. De medtages ikke, men er altså indirekte med i form af energiforbruget. Emissionerne afhænger naturligvis af brændstoftype og forbrændingsmotoren, men der vil dog overordnet set kun være små forskelle. Hvis man ønsker at vurdere det detaljerede niveau som fx emission af svovldioxid, er det nødvendigt at anvende screenings- eller den detaljerede LCA, da emissionerne er stærkt afhængige af brændstof og eventuelle renseforanstaltninger. Typisk vil transportfasen dog også vise sig lille i forhold til de øvrige faser og ikke have betydning for det samlede resultat.

Tabel 2.6
Transport for kaffemaskinen.

2.5 Godskrivning

Godskrivning er et begreb, som anvendes i stedet for allokering. Dvs. når materialer genvindes eller når varmeproduktion udnyttes, anvendes godskrivning i stedet for allokering. Dette betyder, at der benyttes systemudvidelse. Dette princip er som nævnt i tråd med den nyeste udvikling inden for LCA.

Der er imidlertid også forenklinger her, nemlig at materialer og varme godskrives 100%, der er altså ikke taget højde for tab ved genvinding.

Tab ved genvinding opstår forskellige steder:

1. Tab i genvinding som følge af produktionstab eller på grund af manglende opsamling af specifikke ressourcer.
2. Lødighedstab i de genvundne materialer.

Tab ved genvinding kan opstå flere steder. Større sammensatte produkter vil oftest blive sendt igennem en shredder, som er en stor kværn, der findeler produkterne. Herefter sker der en udsortering ved hjælp af magneter, sigtning, forskelle i massefylde etc. Fordi jern er magnetisk, vil det være let at separere fra andre materialer, og næsten 100% af jernet bliver opsamlet. Andre materialer vil imidlertid blive opsamlet i fraktioner, der kan være vanskelige at separere eller de vil optræde som forureninger i de "rene" materialefraktioner. Dette gælder fx for kobber fra elektromotorer. I den efterfølgende magnetiske separation vil rotoren ende i jernfraktionen, fordi kobbervindingerne bliver mast sammen med armaturet, der består af jern.

For jern, som generelt har en høj genvindingsrate i det eksisterende systemer, vil antagelserne om 100% godskrivning være rimelige, men for fx kobber eller sjældne metaller kan der være store afvigelser. For kobber vil kun mellem 30 og 70% af det kobber, der sendes gennem en shredder, kunne oparbejdes til ny kobber (Erichsen, 1999), afhængigt af hvordan kobberet optræder. Resten vil ende i stålfraktionen eller som affald.

Når de enkelte fraktioner er opsamlet, vil de blive sendt til genvinding, fx på et kobberværk. I de efterfølgende processer vil der altid ske tab, men herudover vil der være metaller, som slet ikke bliver genvundet, fordi de ikke kan separeres i de eksisterende processer. Metaller som tin, zink og nikkel har kun en genvindingsrate på 80-85% i et kobberværk (Legarth, 1996; Caspersen, 1999). Hvis man i stedet anvender et blyværk til oparbejdning af metallerne, vil typisk hverken bly eller zink blive genvundet (Legarth, 1996). Disse problemer vil der typisk i forvejen kun blive taget højde for i meget detaljerede LCA’er, og der er naturligvis intet til hinder for, at man anvender denne viden, hvis man har den, også på MEKA-niveau.

Det lødighedstab, der kan være ved genvinding, bliver der heller ikke taget højde for. Det kan fx være ved genvinding af plast. I praksis er det fx nødvendigt at indføde 20% primært materiale ved genvinding af PVC på grund af nedbrydning af polymerer. Lødighedstab ses kun i praksis for plast og papir. For metaller sker der intet lødighedstab, men her kan det være nødvendigt at indføde primært materiale på grund af akkumulation af uønskede stoffer. Dette problem vil i praksis maksimalt udgøre 10%, og det vil derfor ikke have nogen større betydning for afvejning mellem forskellige faser. Lødighedstabet medtages i LCA-screeningen.

Materialeforbruget er underestimeret (fordi produktionsspild ikke medtages), og godskrivningen ved bortskaffelsen er overestimeret. Samlet bliver resultatet derfor, at netto-materialeforbruget vil være underestimeret.

For energiudnyttelse ligger værdierne i praksis mellem ca. 80 og 100% afhængig af, om det er ved affaldsforbrænding eller spildvarme fra elforbrugende apparater, fx kaffemaskinen eller vandvarmeren. Der er altså tale om ringe afvigelser.

Den energi, der godskrives ved affaldsforbrænding, svarer til fx forbrænding af naturgas. Godskrivningen svarer netop til, at man sparer en anden (energi)kilde. Den øverste figur viser den forenklede metode. I dette tilfælde erstatter 20 MJ naturgas de 20 MJ varmeproduktion. I praksis er der et tab ved affaldsforbrænding, jf. figur 2.1, så varmeproduktionen kun er ca. 18 MJ. Når naturgas erstatter varmeproduktionen, er der et tab, så der skal bruges ca. 20 MJ for at give 18 MJ. Dvs. at resultatet bliver det samme. I praksis vil man naturligvis ikke altid kunne sætte lighedstegn mellem effektiviteten af et affaldsforbrændingsanlæg og forbrænding af naturgas i et privat fyr, men forskellen vil være lille.

Figur 2.1
Godskrivning af varme ved affaldsforbrænding. Øverst konsekvensen af den forenklede metode. Nederst et eksempel på godskrivning ved almindelig praksis.