| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |
Miljørigtig udvikling i produktfamilier
Til miljøvurdering af produkter anvendes en Livscyklusvurdering Det kaldes også en
LCA, som er forkortelsen af det engelske Life Cycle Assessment. En livscyklusvurdering
beskriver de miljømæssige konsekvenser af et produkts livsforløb, dvs. fra vugge til
grav. Vurderingen inkluderer udvinding af råmaterialer, produktion, brug,
bortskaffelse og transport, og baseres på en detaljeret analyse af produktet,
herunder alle produktets komponenter og de væsentligste processer i produktets
livsforløb.
Miljøvurderingen kan udføres på forskellige niveauer. Afhængigt af formålet kan
man stoppe på det niveau som er tilstrækkeligt for den beslutning miljøvurderingen skal
understøtte. Niveauerne kaldes:
- Livscykluscheck
- Screening
- Detaljeret livscyklusvurdering
Livscykluscheck er en hurtig vurdering hvor resultatet beskriver de største
bidrag til miljøeffekter og størrelsen af bidragene gennem produktets livsforløb. Til
Livscykluschecket (se litteraturlisten) anvender man MEKA-princippet, hvor M står
for Materialer, E for energi, K for kemikalier og A for andet.
Tabel 5.1.
MEKA-skemaet
|
Råvarefase |
Produktions fase |
Brugs-fase |
Bortskaffeses- fase |
Transport i faserne |
Materiale |
|
|
|
|
|
Energi |
|
|
|
|
|
Kemikalier |
|
|
|
|
|
Andet |
|
|
|
|
|
MEKA giver en overskuelig struktur til at systematisere og forenkle miljøvurderingens
resultater. En 3-4 dages arbejde plus papir, blyant og lommeregner er, hvad der skal til
for at udføre et Livscykluscheck, når man forinden har sat sig ind i proceduren.
Screening er næste niveau hvor de forhold som MEKA vurderingen har peget på
kan være væsentlige, tages op til en nærmere undersøgelse. Man anvender de data som
umiddelbart er tilgængelige eller bruger et kvalificeret skøn, men følger overordnet
samme struktur som er beskrevet i den detaljerede livscyklusvurdering. At udføre en
screening kræver specialviden om LCA og udføres oftest af miljøspecialister, og der
anvendes et PC-værktøj.
En detaljeret Livcyklusvurdering kræver viden om kemiske og fysiske forhold, og
udføres oftest af miljøspecialister. Der er et omfattende arbejde med dataindsamling
forbundet med en detaljeret livscyklusvurdering. Et LCA-PC-værktøj er nødvendigt til at
understøtte og præsentere miljøvurderingen på dette niveau. Den detaljerede
miljøvurdering er beskrevet yderligere i kapitlet om UMIP-metoden, som i øvrigt
også udgør metodegrundlaget for de ovenfor beskrevne forenklede procedurer.
Hvor grundig en LCA skal være afhænger som nævnt af formålet og de beslutninger,
den skal understøtte. Produkterne, som repræsenterer produktfamilierne i herværende
håndbog har alle været underlagt en detaljeret eller en screening LCA. Hver LCA er
beskrevet i tekniske baggrundsrapporter, som er tilgængelige på Miljøstyrelsens
hjemmeside.
Hvordan indpasses miljø i produkter?
Det gør man ved at forebygge, og ikke vente til skaden er sket. Det største råderum
til at miljøforbedre et produkt, er i de tidlige faser i produktudviklingen. Råderummet
indsnævres, og det bliver mere omkostningskrævende jo længere hen i udviklingsforløbet
man kommer. Så start tidligt med at tænke miljøforberinger ind i produktet!
Ved at anvende miljøvurdering kan man forøge muligheden for i de tidlige faser af
projektforløbet at bedømme de miljømæssige konsekvenser af ændringer, man overvejer
at gennemføre (Olesen & Hauschild, 1998).
Analysér et referenceprodukt, altså et eksisterende produkt som er nært beslægtet.
Det arbejdet er gjort for produktfamilierne, så her har man allerede et overblik samt
fokus på de opgaver, der skal løses.
Overvej store eller små indgreb. Og vælg altid den løsning med de bedste
miljøegenskaber. Se anbefalingerne under de enkelte produktfamilier.
Betragt altid konsekvensen af nye løsninger i hele produktets livsforløb. Overvej om
løsninger som "koster" på miljøsiden enkelte steder i produktet, måske
alligevel giver en miljømæssig gevinst set over det samlede livsforløb. Og vise versa.
Brug de miljøforbedringsværktøjer som allerede findes, f.eks.
- Denne håndbog
- Håndbog i miljøvurdering af produkter, - en enkel metode
- Håndbog i produktorienteret miljøarbejde
- UMIP-bøger og værktøj
- Se mere på Miljøstyrelsens hjemmeside www.mst.dk
Det er de påvirkninger af miljøet som bl.a. forårsages af vores forbrug af
produkter. Miljøeffekterne, som indgår i UMIP-metodens miljøvurdering ( Hauschild 1996,
Olesen & Hauschild 1998) kan ses i tabel 5.2
Tabel 5.2
Miljøeffekter og ressourceforbrug
Drivshuseffekt
Skyldes primært vores forbrug af olie, kul og naturgas, og medfører
måske alvorlige ændringer i det globale klima
Stratosfærisk ozonnedbrydning
er nedbrydning af stratosfærens indhold af ozon, som beskytter livet
på jorden mod skadelig ultraviolet stråling fra solen. Et eksempel på stratosfærisk
ozonnedbrydning er iagttagelse af ozonhullet over Sydpolen, og et eksempel på hvad der
forårsager ozonnedbrydning er bl.a. udsivning af CFC fra køleskabe.
Fotokemisk ozondannelse
Bidrager til stigende indhold af ozon i den luft vi indånder er en
følge af brug af opløsningsmidler og udledninger fra biler og kraftværker. Ozon
forårsager gener og sygdomme i luftveje hos mennesker. Ozon forvolder også skader på
skov og landbrug. Fotokemisk ozondannelse indgår også i problematikken omkring smog
episoder.
Forsuring
af skove og søer sker pga. udslip af gasser fra elektricitetsværker
og biler, hvilket medfører at der dannes syre, som falder ned med regnen.
Næringssaltbelastning
Udledning af kvælstof fra landbrug, kraftværker og biler samt
udledning af fosfor fra renseanlæg og landbrug medfører overgødskning af vandløb,
søer, indre farvande, og af næringsfattige områder som klit og højmose. Det
forårsager bl.a. iltsvind og fiskedød i indre farvande, og landområder, der springer i
skov.
Økotoksicitet og toksicitet for mennesker i miljøet
er spredning af miljøfremmede stoffer med ukendte virkninger på
mennesker og økosystemer fra utallige menneske skabte aktiviteter. Det medfører bl.a.
øget hyppighed af allergi, forskellige kræftformer og reproduktionsskader hos mennesker
og dyr. I sidste halvdel af det tyvende århundrede er der sket en eksplosiv vækst i
antallet af kemiske stoffer, som er almindelige i anvendelse. Nye miljøfremmede
kemikalier indgår i mange produktionsprocesser. Når kemikalier fremstilles kunstigt, har
de ofte uventede og uforudsigelige effekter i naturen.
Affald
Giver problemer med ophobning, beslaglæggelse af områder i lang tid
fremover, grundvandsforurening og methan samt giftige røggasser fra affaldsforbrænding
og store mængder restprodukter som flyveaske, slagger og slam fra rensningen, altså mere
affald .
Ressourceforbrug
Jordens ressourcer bør anvendes på en måde, som indebærer at de
nødvendige ressourcer også er tilgængelige for vores efterkommere. Det gælder ikke
mindst de ressourcer, som ikke fornys, f.eks. kul, olie og metaller; men også de
biologiske ressourcer skal bruges på en måde, så de ikke forsvinder. |
I forbindelse med miljøvurderinger udtrykkes ressourcer som rene stoffer og ikke som
malme, dvs. f.eks. jern og ikke jernmalm. For at vurdere ressourceforbruget fra et
produkts livsforløb, er det nødvendigt med en fælles reference (se også afsnit 5.2 om
UMIP-metoden).
Man holder ressourceforbruget op mod henholdsvis den globale produktion af pågældende
ressource målt per indbygger i verden og dernæst mod forsyningshorisonten. I skemaet
vises eksempler på årlig produktion, reserver og forsyningshorisont for udvalgte
ressourcer.
Tabel 5.3
Årlig produktion , reserver og forsyningshorisont for udvagte ressourcer
(Referencer: BP 1992, World Resources, 1992, World Mineral Statistics, 1991.)
Ressource |
Årlig global produktion
(1000 tons) |
Kendte globale reserver (1990)
(1000 tons) |
Forsyningshorisont
(År) |
Olie |
3.132.500 |
135.400.000 |
43 |
Stenkul |
3.038.300 |
521.413.000 |
170 |
Brunkul |
1.342.200 |
519.116.000 |
390 |
Naturgas (mio. m3) |
2.019.600 |
124.000.000 |
60 |
Jern |
544.300 |
64.648.000 |
120 |
Aluminium |
17.900 |
3.488.000 |
200 |
Zink |
7.300 |
144.000 |
20 |
Kobber |
8.800 |
321.000 |
36 |
Nikkel |
940 |
49.000 |
50 |
Mangan |
9.500 |
812.000 |
86 |
Bly |
3.400 |
70.000 |
20 |
Tin |
200 |
5.900 |
27 |
UMIP er en metode til at miljøvurdere produkter og ydelser. Hvad den egentlig
går ud på beskrives i det følgende. De fagudtryk som man bruger i miljøvurderingen
forklares også.
Udvikling af Miljøvenlige IndustriProdukter -UMIP
Produktfamilierne er vurderet ved hjælp af den dansk udviklede UMIP-metode. UMIP står
for Udvikling af Miljøvenlige IndustriProdukter. UMIP-programmet var et 5-årigt
udviklingsprogram iværksat i 1991 af Miljøstyrelsen med deltagelse af Dansk Industri,
Danfoss, B&O, Grundfos, KEW og Gram, Danmarks Tekniske Universitet og Instituttet for
Produktudvikling.
UMIP-metoden er internationalt anerkendt og anvendt, og metoden er i overensstemmelse
med de krav til LCA som ISO-standarderne i 14000 serien beskriver.
UMIP-metoden er beskrevet i fem dansk- og to engelsksprogede bøger (se
litteraturlisten). Metoden understøttes af et PC-værktøj med tilhørende database som
indeholder omkring 250 enhedsprocesser (se litteraturlisten).
.gif)
Figur 5.1.
Logoet, som findes på alle UMIP-værktøjerne
UMIP-metoden er målrettet til anvendelse i produktudvikling, fordi der her er det
største råderum, når det gælder om at miljøforbedre et produkt.
Miljøbelastning fra produkter
Et produkts miljøbelastninger opstår i de processer, som tilsammen udgør
livsforløbet. Hele produktets livsforløb kaldes også produktsystemet. Faserne i
livsforløbet: Materialer, Produktion, Transport, Brug og Bortskaffelse består hver især
af en række processer, som man også kan kalde produktsystemets byggeklodser.

Figur 5.2.
Produktsystemet og dets byggeklodser (processer)
I processen kan der forbruges energi f.eks. el eller afbrænding af olie og naturgas.
Der kan også bruges materialer som f.eks. kobber eller plast. Der kan forekomme
emissioner (udledninger), enten direkte fra processerne eller indirekte fra kraftværket,
som leverer elektricitet til en proces. Emissionerne belaster miljøet hvis de bidrager
til miljøeffekter som f.eks. drivhuseffekt og forsuring.
Som hovedregel kan miljøeffekterne opdeles i 2 grupper afhængig af kilden til
emissioner, nemlig:
 | Energirelaterede effekter, som f.eks. kan være drivhuseffekt, forsuring, fotokemisk
ozondannelse og næringssaltsbelastning, der alle helt eller delvist skyldes produktets
forbrug af energi. |
 | Kemikalierelaterede effekter, som kan være giftvirkninger på mennesker og
økosystemer, og som skyldes brugen og emission af kemikalier i produktets livsforløb,
f.eks. når kemikalier udledes med spildevandet. |
Ressourceforbrug kan som hovedregel også opdeles i 2 grupper, nemlig
 | Ressourcer til energi |
 | Ressourcer bundet i produktet |
Sådan bruger man UMIP- vurderingsmetoden
Når et produkt miljøvurderes følger man en bestemt procedure. Internationalt er man
blevet enige om at en miljøvurdering skal følge de trin, som er vist i figur 5.3. Hvad
de enkelte kasser dækker forklares i det følgende.
Se her!
Figur 5.3.
Trin i miljøvurderingen (Bearbejdet efter ISO 14040. 1997, trin i
miljøvurdering)
Formål
Hvad skal miljøvurderingen bruges til?
Hvem skal bruge den?
Hvilke beslutninger skal den understøtte?
Afgrænsning
Hvilket produkt skal vurderes?
Hvad er produktets ydelse?
Hvor meget tages med i vurderingen?
Når miljøvurderingen anvendes til at sammenligne alternative løsninger, er ydelsen
det man vurderer. F.eks. kan ydelsen "ventilation af et rum" opnås på
forskellige måder, åbne et vindue eller installere et ventilationsanlæg.
For at sikre, at det er den samme ydelse, der bliver vurderet hver gang defineres
ydelsen i forhold til mængden og kvaliteten af ydelsen. Dette kaldes den funktionelle
enhed. Det er helt afgørende for miljøvurderingens resultat at den
funktionelle enhed er defineret korrekt og præcist.
I et eksempel i publikationen Life Cycle Check (Wenzel et al., se litteraturlisten)
beskrives det, hvordan man ikke bare kan sammenligne to hvide hospitalskitler af
henholdsvis bomuld og polyester. Det viser sig nemlig, at personalet næsten altid har en
T-shirt af bomuld under polyesterkitlen, pga. varme og komfort. Når man skal
miljøvurdere de to kitler, skal man derfor sammenligne en polyesterkittel inklusiv en
bomulds T-shirt med en bomuldskittel.
Afgrænsningen indeholder også parametre som tidsmæssig, geografisk og teknologisk
afgrænsning. F.eks. fastlægges om det er moderne eller gamle produktionsmetoder, i
hvilke lande produktet sælges osv.
Opgørelse
I opgørelsen samles og bearbejdes data fra alle processerne i produktets livsforløb,
dvs. fra vugge til grav. Det er de data, som skal bruges til at opgøre forbrug og
udledninger fra alle processer i produktets livsforløb. UMIP-metoden anvender en
styklistestruktur for produktet, hvor materiale indhold og produktionsprocesser er nøje
specificeret.
Data bearbejdes og lagres som såkaldte enhedsprocesser.
Det er de tidligere omtalte byggeklodser i produktsystemet, som nu kvantificeres og
får betegnelsen enhedsprocesser. Dvs. at data relateres til en bestemt mængde af
produktet fra den givne proces. Det gør dem skalerbare og dermed generelt anvendelige i
forskellige sammenhænge i miljøvurderingsforløbet.

Figur 5.4.
Eksempel på byggeklodsen (enhedsprocessen) for et kg støbegods
Dataformatet i UMIPs database for enhedsprocesser indeholder tre kategorier af
informationer:
 | beskrivelse af processen, |
 | en opgørelse af processens udvekslinger (in- og output) med miljøet og endelig |
 | en karakterisering af datainformationen. |
UMIP-enhedsprocesdatabasen (se litteraturlisten) indeholder mulighed for at rette i
eller oprette helt nye databeskrivelser, når det er nødvendigt.
Det kan være en særdeles tidskrævende arbejdsopgave at indsamle og bearbejde data.
Vurderingen
Når opgørelsen er tilendebragt skal den vurderes. Første trin i vurderingen er en
slags oversættelse af data til de miljøeffekter, som enkelte udledninger forventes at
give. Denne oversættelse kaldes karakterisering og det man regner sig frem til
kaldes miljøeffektpotentialer.
I UMIP-metoden vurderes miljøeffekter, ressourceforbrug og arbejdsmiljøeffekter. Hvad
er ressourceforbruget? Hvor store er miljøeffekterne?
For at fortolke ressourceforbrug og de forventede miljøeffekter er det nødvendigt at
bringe dem på en fælles skala og bruge samme sammenligningsreference. Det kaldes normalisering.
Ved normaliseringen bliver størrelsen af de forventede miljøeffekter og
resourceforbrug udtrykt i en enhed, som det er let at forholde sig til, nemlig brøkdele
af den årlige belastning fra en gennemsnitsperson. Det udtrykkes i enheden personækvivalenter
(PE) f.eks. for en gennemsnitspersons belastning i Danmark i 1990, og skrives
som PE DK90 eller i verden, som skrives PEW90.
UMIP-PC-værktøj understøtter denne procedure og resultaterne kan vises som let
overskuelige diagrammer. Efterfølgende foretages en usikkerheds- og følsomhedsvurdering
af vurderingens resultater.
I vurderingen ligger også muligheden for at fortolke resultaterne fra normaliseringen,
dvs. at lave en indbyrdes sammenligning. Det kaldes vægtning. Hvor
alvorlige er de forventede miljøbelastninger eller trækket på ressourcer? Hvad er
værst, bidrag til drivhuseffekt eller til forsuring? Hvilke effekttyper er globale og
hvilke er regionale, og hvad er vigtigt?
Den indbyrdes alvorlighed af miljøeffekterne udtrykkes i et sæt af
vægtningsfaktorer, som afspejler de mulige konsekvenser af miljøeffekterne i forhold til
hinanden. Vægtningen kan baseres både på rent miljøfaglige parametre, som kritiske
tærskelværdier samt på mere holdningsprægede parametre som politisk fastsatte
reduktionsmål for udledninger, som f.eks. for CO2-udledning .
UMIP-metoden tager udgangspunkt i de eksisterende målsætninger for reduktion af
forskellige former for miljøbelastninger og udtrykkes i enheden PEMWDK2000.
Det står for personækvivalent ved målsatte eller accepterede udledninger i år 2000
globalt, regionalt og lokalt.
Også vægtningsproceduren udføres i UMIP-PC-værktøjet, og resultaterne illustreres,
ligesom ved normaliseringen, i let overskuelige diagrammer, som det også kan ses under de
forskellige produktfamilier.
Fortolkning
Den yderligere fortolkning omfatter også en vurdering af, hvorvidt resultaterne
opfylder formålet med miljøvurderingen fyldestgørende. Svarer de på de stillede
spørgsmål? Er vurderingen god nok til at gøre det? Kan målgruppen anvende
resultaterne? Osv.
Miljøvurderinger på produktfamilierne
Miljøvurderingerne på produktfamilierne er udført i UMIP-PC værktøjet med
tilhørende database (se litteraturlisten). Med udgangspunkt i de indsamlede data er
opstillet en model, som omfatter materialeforbrug, produktionsprocesser,
transportprocesser, brug, bortskaffelsesprocesser og udslip til miljøet som produktet
medfører i hele dets livscyklus. På baggrund af den opstillede model er
miljøpåvirkningerne beregnet. Resultaterne præsenteres i søjlediagrammer, hvor det er
let at udpege de væsentligste påvirkninger.
Ved at ændre på materialer og processer i modellen, kan det beregnes hvilken effekt
det har f.eks. at udskifte et bestemt materiale eller en bestemt proces. Det er på
baggrund af disse beregninger, som er beskrevet i baggrundsrapporterne (tilgængelige på
Miljøstyrelsens hjemmeside www.mst.dk) at det
er muligt at fremkomme med forslag til bedre miljømæssige løsninger for de enkelte
produktfamilier.
Man følger energi forbruget tilbage til udvinding af ressourcen og kompenserer for de
tab der er undervejs. Der anvendes en række forskellige begreber til beskrivelse af den
energi, der fremkommer ved afbrænding af ressourcer. I det følgende forklares hvad de
forskellige begreber dækker og der gives et eksempel på hvordan man regner sig frem til
energiforbruget.
Om energi fra brændsler
Brændsler til energiformål udvindes af ressourcer. Ressourcerne kan være
fornyelige, som f.eks. biomasse (træ, halm etc.) eller begrænsede, som f.eks. fossile
brændsler (naturgas, olie, kul). Brændslerne anvendes både til varme, transport og
el-fremstilling.
Primær energi
Den primære energi er den mængde energi, der forbruges som ressource. Den
primære energi er større end den energimængde, der fremkommer ved forbrænding af det
producerede brændsel dvs. den energi som er indeholdt i brændslet. Dette skyldes, at
brændslerne før de kan anvendes skal udvindes, klargøres eller forædles samt
transporteres. Disse processer kaldes tilsammen precombustion. Direkte oversat
betyder det "før forbrænding", men dette udtryk benyttes ikke på dansk.
Precombustion kræver energi og medfører en miljøbelastning. I forhold til energien i
brændslet udgør tabet ved precombustion 5-20%.
Se her!
Figur 5.5
Fra primær energi til direkte energi
Den primære energi er summen af precombustion og energien i brændslet.
Energien i brændslet kaldes også det direkte brændselsforbrug
Direkte energi
Den mængde energi, som bliver nyttiggjort ved forbrænding i f.eks.
fyr eller maskiner kaldes direkte energi. Den direkte energi kan f.eks. være
relateret til el, damp eller varme. Ofte vil der være tab således, at den direkte energi
er mindre end energien i brændslet.
Termisk energi og transport energi
Termisk energi er varme eller damp fra fyringsanlæg. Transportenergi
er mekanisk energi fra motorer. Til produktion af termisk energi og transportenergi
indgår den primære energi, selve forbrændingen, tab ved forbrændingen og tab ved brug
af energien. Tabet ved forbrænding udgør typisk 10-30% for fyr og 50-85 % for motorer.
Eksempel:
En el-motor med akseleffekten 7,5 kW leverer på en time energimængden
7,5kWh = 27 MJ. Med en virkningsgrad på f.eks. 86% skal motoren bruge 31,5 MJ elektrisk
energi direkte fra nettet. Med et konverteringstab ved el-produktion på 65% skal
el-værket bruge 90 MJ brændsel (kul, olie, naturgas) for at producere 31,5 MJ el.
Udvinding og raffinering af denne brændselsmængde koster ca. 10% svarende til 10 MJ. I
alt skal der bruges 100 MJ primær energi til drift af motoren.
Energien i det indfyrede brændsel måles f.eks. i MJ eller undertiden i
kWh eller angives som direkte brændselsforbrug i f.eks. kg, liter eller m3.
Den leverede (direkte) energi måles i f.eks. MJ eller kWh.
Elektrisk energi
kommer fra fossile brændsler, uran og biobrændsler. Dertil kommer
sol, vind eller vand. I elektrisk energi produceret fra brændsler indgår de samme
processer og tab, som er nævnt ovenfor. Desuden er der tab ved levering af el fra
kraftværk til forbruger.
I forhold til energien i brændslet er det samlede tab ved produktion og
levering af elenergi typisk 60-70%. Det er således kun ca. 1/3 af den primære energi,
der kan tappes som el af forbrugerne.
Brændselsenergien indfyret i kraftværket måles f.eks. i TJ (1012
J) eller tons. Den producerede og direkte anvendte elenergi angives normalt i kWh eller
GWh (109 Wh).
Man prøver bl.a. at skabe et overblik over om der i produktets livsforløb forekommer
kemikalier, der i forvejen betragtes som farlige af myndighederne. Men alle kemikalier er
i princippet farlige, hvis man udsættes for tilstrækkelig stor mængde af stoffet.
Hvilke miljøeffektyper påvirkes?
De fleste miljøeffekttyper, som vurderes i LCA påvirkes kun af et begrænset antal
kemikalier. Dette gælder drivhuseffekt, stratosfærisk ozonnedbrydning, forsuring,
næringssaltbelastning samt fotokemisk ozondannelse. De kemikalier og kemikaliegrupper,
som bidrager til disse effekttyper, er listet f.eks. i UMIP-metode bogen (Wenzel et al.,
1996) og hvert enkelt stofs bidrag til miljøeffekterne er allerede vurderet. Der er dog
også miljøeffekttyper, forårsaget af kemikalier, som ikke er helt så lette at have med
at gøre. Det er økotoksicitet og toksicitet over for mennesker. De største bidrag til
de nævnte effekttyper stammer fra energiproduktionen. I et livscyklustjek (efter
MEKA-princippet) er disse effekttyper således allerede delvis repræsenteret ved
energiforbruget. I de mere detaljerede miljøvurderinger beregnes det specifikke
produktsystems bidrag til de enkelte miljøeffekttyper automatisk af PC-værktøjet på
baggrund af allerede udførte vurderinger af stofferne.
Trinsvis vurdering af giftighed for mennesker og miljø
Den væsentligste grund til, at effekttyperne økotoksicitet og toksicitet er svære at
håndtere er, at alle stoffer i princippet er giftige, hvis man udsættes for en
tilstrækkelig stor mængde af stoffet. Det er altså ikke muligt at lave en liste over
stoffer, som er giftige eller på forhånd at vurdere alle stoffers bidrag til
miljøeffekttypen ligesom det er for de øvrige miljøeffekttyper.
Når det gælder økotoksicitet og toksicitet overfor mennesker foretages vurderingen
af kemikalier i en mere eller mindre trinvis fremgangsmåde afhængig af dybden af
LCAen (fra MEKA til detaljeret).
I første trin, hvor der skaffes et overblik over produktets miljøbelastninger i
livsforløbet ved hjælp af et livcyklustjek er det af hensyn til tidsforbruget ikke
rimeligt at gå i dybden med kemikalievurderingen. Her skaffes, på baggrund af de
oplysninger som er tilgængelige, overblik over om der i livsforløbet for produktet
forekommer kemikalier, der i forvejen betragtes som farlige af myndigheder. Det primære
formål med vurdering af kemikalierne på dette niveau er at sikre, at der ikke overses
væsentlige miljø- og sundhedspåvirkninger. Mange af kemikalierne anvendes i
produktionen og vil sandsynligvis primært forårsage risici i arbejdsmiljøet.
Næste trin afhænger af det aktuelle behov. Anvendes eller udledes f.eks. store
mængder af specifikke kemikalier. som bør vurderes nærmere eller er der helt andre
parametre i produktets livsforløb som der skal fokuseres på?
Vurdering af kemiske stoffer skal foretages af eksperter
Derefter modelleres produktets livsforløb i flere detaljer ved hjælp af et
PC-værktøj. For en række af normalt forekommende emissioner samt for emissioner, som er
blevet vurderet i forbindelse med tidligere projekter i UMIP-regi er de kemikalier som
optræder allerede vurderet. Men en lang række af kemiske stoffer er endnu ikke blevet
vurderet. Hvis disse kemiske stoffer skal bidrage til produktets samlede bidrag til
effekttypen skal de vurderes således, at de kan indgår i beregningerne.
| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top
| |