|
LCA og kemikalier - forprojekt 5 Vurdering af kemikaliers betydning i forskellige faser af livscyklus
Dette afsnit giver fire eksempler på potentielle miljøeffekter ved fremstilling, brug og bortskaffelse af kemikalier. Kemikalierne, der indgår i vurderingen, er nævnt herunder med angivelse af begrundelsen for valget:
Vurderingen er gennemført som en LCA med få udvalgte effektkategorier og et simplificeret livsforløb. Den anvendte metode er nærmere beskrevet i afsnit 5.1. Et simplificeret livsforløb og opgørelsesdata for de betragtede kemikalier er præsenteret i afsnit 5.2. Den samlede vurdering af kemikaliers betydning i forskellige faser af livscyklus er præsenteret i afsnit 5.3. 5.1 Anvendt metodeDen simple LCA omfatter følgende faser: udvinding af råvarer, produktion af råmaterialer, produktion af færdigvarer, brug af produktet og bortskaffelse af det udtjente produkt. Transportprocesser er generelt udeladt af vurderingen, med mindre der er tale om transport i forbindelse med landbrugsprocesser som fx udbringning af gødning mv. Transport er i visse tilfælde inkluderet i de anvendte aggregerede data for produktion af råvarer fx polystyren. Den funktionelle enhed er for alle eksemplerne brug af 1 kg af det færdige produkt dvs. 1 kg polystyrenprodukt, 1 kg ethanol, 1 kg tetrachlorethylen og 1 kg ammoniak. Polystyren er det eneste "produkt" hvor råvaren (styren) forarbejdes i et eller flere mellemtrin inden anvendelsen. Formålet med vurderingen er at sammenligne og vurdere betydningen af human og økotoksikologiske effekter ved produktion, brug og bortskaffelse af kemikalier i forhold til øvrige potentielle effekter. Det er derfor valgt at opgøre de potentielle effekter per kilo kemikalie. Informationerne om og beskrivelser af de forskellige processer er så vidt muligt hentet i åbne kilder, fx Ullmann, LCI databaser o.l. Jiménez-González et al. (2000) har beskrevet en metode til systematisk bestemmelse af gate-to-gate data (energiforbrug, emissioner og affald) for produktion af kemikalier baseret på teknisk beskrivelse af produktionen af de pågældende kemikalier samt grundlæggende kendskab til kemiske enhedsprocesser. Den beskrevne metode omfatter følgende trin:
Et gennemført case-studie vedrørende produktion af ammoniak viser rimelig overensstemmelse med publicerede LCI data med undtagelse af emission af ammoniak og carbondioxid. Afvigelsen forklares blandt andet ved, at den beskrevne metode anvender en tommelfingerregel til estimering af luftformige emissioner1 og derved medtager nogle emissioner, som normal ikke registreres. Carbondioxid regnes som et biprodukt, mens det i publicerede LCI data opgøres som luftemission. I det omfang, der i de valgte eksempler ikke findes opgørelser over emissioner til luft, vil ovennævnte tommelfingerregel blive anvendt. Vurderingen i denne simple LCA omfatter følgende potentielle effekter: drivhuseffekt, forsuring, eutrofiering, økotoksicitet, persistent toksicitet2 og human toksicitet. Effekterne er udvalgt fra UMIP’s bruttoliste, fordi det på forhånd blev vurderet, at der her ville vise sig en række forskelle mellem de undersøgte stoffer. En vurdering af samtlige effekter bidrager naturligvis med et mere nuanceret billede, men ville på samme tid forringe mulighederne for en overskuelig grafisk præsentation. Tabel 25 viser eksempler på hvilke emissioner, der bidrager til de enkelte effekter. De efterfølgende beregninger er gennemført med LCV-værktøjet (LCV) med anvendelse af den medfølgende database. Det betyder, at processerne fra databasen bidrager med en lang række emissioner, som ikke er vist i Tabel 25. Tabel 25.Potentielle effekter medtaget i vurderingen og stoffer, der bidrager til de enkelte effekter
Tabel 26.
Effektfaktorerne for eksponering via luft ses at være stigende for stofferne ammoniak, ethanol, styren og tetrachlorethylen i nævnte rækkefølge med ca. en faktor 10 til forskel mellem stofferne. Eksponering via vand og jord er kun relevant for ethanol og tetrachlorethylen. Styren og tetrachlorethylen fordeler sig i samme forhold mellem medier uanset til hvilket medie stoffet emitteres, hvilket resulterer i samme effektfaktorer for styren eller tetrachlorethylen uanset om de emitteres til luft, vand eller jord. Tabel 27.
Akut økotoksiske effekter i det akvatiske miljø ses kun ved direkte udledning til vand, og styren har den højeste toksicitet efterfulgt af tetrachlorethylen og ammoniak. Kronisk økotoksiske effekter i det akvatiske miljø ses primært for stoffer udledt direkte til det akvatiske miljø. For tetrachlorethylen gælder som tidligere nævnt, at stoffet fordeler sig i samme forhold mellem luft, vand og jord, uanset om det udledes til det ene eller det andet medie, og det afspejles, som for human toksicitet, i ens effektfaktorer for kronisk akvatisk og terrestrisk økotoksicitet. Tetrachlorethylen har den højeste toksicitet efterfulgt af ammoniak og ethanol. Ammoniak udviser den højeste kronisk terrestriske toksicitet efterfulgt af tetrachlorethylen og ethanol 5.2 Simplificeret livsforløb for de betragtede kemikalier5.2.1 Styren (til polystyren)Styren fremstilles ud fra naturgas og råolie. Naturgas og råolie indvindes i fx Nordsøen, hvorfra det transporteres via tankskib eller "pipe-line" til raffinaderier, hvor det raffineres og crackes. Ved disse processer dannes ethylen og benzen, som er udgangspunkt for produktion af ethylbenzen. Ethylbenzen omdannes til styren ved katalytisk dehydrogenering, hvorefter styren destilleres og overskydende hydrogen fjernes oxidativt; denne proces står for 85% af styrenproduktionen (James & Castor, 1994). Produktionen af styren foregår i kontinuerte processer i lukkede systemer, hvorfor emissionen af styren og mellemprodukter skønnes at være minimal. Styren polymeriseres til polystyren og afhængig af de valgte procesbetingelser mv. fås "crystal polystyrene" / "general purpose polystyrene" (GPPS), "high impact polystyrene" (HIPS) eller "expandable polystyrene" (EPS) (Maul et al., 1994). Afhængig af processens udformning vil polymeren kunne indeholde en vis mængde ikke reageret styrenmonomer. Polystyren forarbejdes til det færdige produkt ved fx sprøjtestøbning. Polymeriseringen af styren til polystyren foregår ofte i tilknytning til styrenproduktionen, hvorfor der ikke forekommer transport eller væsentlige udslip af styren. Procestræ for fremstilling af polystyren, forarbejdning til produkt, brug og bortskaffelse af produktet er vist i Figur 7.
Figur 7. Information om ressourceforbrug, emissioner og affald ved produktion af polystyren er baseret på Boustead (1999). Bortskaffelse af polystyrenproduktet sker ved forbrænding med energiudnyttelse, hvor den udvundne energi antages at erstatte varmeproduktion i et anlæg (1-100 MW) fyret med let fuelolie (effektivitet 72%). Oprindelse af data herunder argumentation for eventuelle estimater er givet i Tabel 28. Tabel 28.
Figur 8. Figur 8 viser, at de energirelaterede emissioner er dominerende for produktion, brug og bortskaffelse af polystyren. Produktion af råvarer giver tre gange så stort bidrag til potentiel drivhuseffekt i forhold til produktion af færdigvarer. Forskellen er mindre udtalt for eutrofiering og forsuring. Bidragene til økotoksicitet, persistent toksicitet og human toksicitet er forsvindende små i forhold til de øvrige effektpotentialer med undtagelse af bortskaffelsesfasen, hvor den fortrængte energiproduktion giver anledning til "fortrængt" persistent toksicitet såvel som human toksicitet. De kasserede polystyrenprodukter forbrændes med energiudnyttelse og erstatter varme produceret på fuelolie baseret anlæg. Der forekommer kun ringe reduktion i drivhuseffekten, da den forbrændte mængde plast modsvares af stort set samme mængde fuelolie (og derved samme CO2-bidrag). Der ses højere reduktion i eutrofiering og forsuring, idet plasten fortrænger fuelolie med højere indhold af svovl i en proces, der giver anledning til højere produktion af NOx per produceret energienhed. Emissionen af styren fremgår som tidligere nævnt ikke af den anvendte opgørelse (Boustead, 1999), hvorfor den er skønnet til 0,2 henholdsvis 5 g styren/kg polystyren. Af Figur 8 fremgår det, at 25 x forøgelse af emissionsfaktoren for styren kun giver en forsvindende ændring af såvel økotoksicitet som human toksicitet. Kemikalier fremstillet i lukkede systemer giver sandsynligvis ikke anledning til væsentlige emissioner i produktionsfasen, og ved polymerisering er teknikken udviklet med henblik på at minimere indholdet af restmonomer i plasten, hvorfor emissionen af monomer i brugsfasen er forsvindende. Styrenemission vil således kun give anledning til væsentlige effektpotentialer, hvis emissionen er underestimeret, eller hvis effektpotentialerne er underestimerede. 5.2.2 EthanolEthanol fremstilles ved kemisk syntese - direkte eller indirekte hydrering af ethylen, ud fra methanol - eller ved fermentering af sukker eller sukkerholdige afgrøder (Kosaric et al., 1994). På verdensplan produceres omkring 63% ethanol ved fermentering. Fermenteringen foregår ved hjælp af særligt udviklede gærtyper, som giver et højt udbytte af ethanol og lavt udbytte af biprodukter samt er tolerant over for høj alkoholprocent mv. Reaktionsligningen for produktion af ethanol er: C6H12O6 ® 2 C2H5OH + 2 CO2 Fermenteringen kan ske batchvis eller i en kontinuert proces i vandigt medium. Fermenteringen resulterer i ca. 10% ethanol i vand, og den efterfølges af destillering af ethanolen til en renhedsgrad på 88% til 99,9% afhængig af, hvad det skal bruges til. Alternativer til distillering er fx solvent ekstraktion og forskellige membranteknologier. Ethanol anvendes i alkoholiske drikke, som opløsningsmiddel, som råmateriale i kemisk syntese og som brændsel. Den valgte case er baseret på dyrkning af hvede (herunder mekanisk arbejde, produktion og udbringning af gødning, produktion og udbringning af pesticider, høst) samt fermentering af kulhydraterne og destillering af ethanol (Richards, 2000). Procestræ for fremstilling af biomasse, ethanol og anvendelse af ethanol samt strå som brændsel er vist i Figur 9. Alternativet til anvendelse af strå som brændsel er nedpløjning, hvorved biomasse og næringsstoffer tilbageføres til jorden. Ved anvendelse af dette alternativ er energibalancen knap så favorabel.
Figur 9. Oprindelsen af data herunder argumentation for eventuelle estimater er givet i Tabel 29. Oprindelse af råvarer mv. med angivelse af kilde til de anvendte informationer.. Tabel 29.
Tabel 30.
Figur 10. Figur 10 viser, at det største bidrag til potentiel drivhuseffekt forekommer i produktionsfasen, idet der forekommer et væsentligt energiforbrug til fermentering samt destillering af ethanol. Selve forbrændingen af ethanol og strå giver ikke væsentligt bidrag til potentiel drivhuseffekt, idet biobrændsel betragtes som CO2-neutralt; den potentielle drivhuseffekt, der alligevel forekommer, kan tilskrives emission af methan og dinitrogenoxid. Den potentielle eutrofiering og forsuring er mest markant i brugsfasen, idet forbrænding af biobrændsel giver anledning til emission af NOx, som er en procesafhængig emission. Effektpotentialerne for persistent toksicitet og human toksicitet er uden betydning i forhold til de øvrige effektpotentialer, om end der ses et bidrag til human toksicitet i brugsfasen, som sandsynligvis tilskrives emissionen af dinitrogenoxid ved forbrænding af biomasse (halm). Bidraget fra emission af ethanol er stort set uden betydning, og vil kun få konsekvenser for den samlede vurdering, hvis emissionen af ethanol eller effektfaktorerne for ethanol er underestimerede. Fotokemisk ozondannelse er ikke medtaget i vurderingen ligesom den potentielle emission af partikler ikke er medtaget i vurderingen. 5.2.3 TetrachlorethylenTetrachlorethylen fremstilles ud fra hydrocarboner eller chlorerede hydrocarboner ved én af følgende tre processer (Rossberg et al., 1994):
De to sidstnævnte processer angives at være de mest anvendte. Dette eksempel tager udgangspunkt i oxychlorinering, som resulterer i en blanding af tetrachlorethylen og trichlorethylen (TRI/PER processen). Reaktionsligningen for processen er følgende: CH2CH2 + CH2ClCH2Cl + 2,5 Cl2 + 1,75 O2 ® CHClCCl2 + CCl2CCl2 + 3,5 H2O Processerne er illustreret i Figur 11.
Figur 11. Oprindelsen af data, herunder argumentation for eventuelle estimater, er givet i Tabel 31. Tabel 31.
1 Tetrachlorethylen produceres blandt andet af Solvay, Belgien.Emissionsfaktorer - opgivet som interval - for en række processer involveret i produktionen af tetrachlorethylen (Carpenter et al., 1990) er præsenteret i Tabel 32. Tabel 32.
1 Sammensætningen er ikke oplyst.Resultaterne af den simple LCA af produktion og brug af tetrachlorethylen er vist i Figur 12.
Figur 12. Figur 12 viser, at persistent toksicitet er absolut dominerende, hvilket skyldes, at det er antaget, at 50% af det centrale stof emitteres til luft under brugen, mens den resterende del bortskaffes som farligt affald. Såvel persistent toksicitet som human toksicitet er beregnet ud fra den samme emission af tetrachlorethylen. Emission af en given mængde tetrachlorethylen giver således anledning til relativt større effekt i det akvatiske miljø end hos mennesker. Forskellen i udslaget af de to effektkategorier kan forklares ved forholdet mellem effektfaktorer for tetrachlorethylen og de relevante normaliseringsreferencer. Der har generelt været få specifikke oplysninger om produktion af tetrachlorethylen med undtagelse af råvarerne chlor og ethylen, hvorfor der er anvendt worst case skøn for energiforbrug ved fremstilling af ilt og tetrachlorethylen. 5.2.4 AmmoniakAmmoniak (NH3) fremstilles ved reaktion af nitrogen med hydrogen under tilførelse af energi. Processen kan i korte træk beskrives ved følgende (Bakemeier et al., 1994):
Information om ressourceforbrug, emissioner og affald ved fremstilling af ammoniak er baseret på Boustead (1999) suppleret med et estimat af emission af NH3 under produktionen udarbejdet af Jiménez-González et al. (2000). Ammoniak bruges direkte som gødning eller som udgangspunkt for produktion af bl.a. urinstof og ammoniumphosphat. Ammoniakken transporteres med tankskib/lastbil eller tog/lastbil til brugere i Danmark, hvor den udbringes på/nedfældes i landbrugsjord. 99% optages og udnyttes i planter eller bindes i jorden (tabel 5.12; Andersen et al., 1999). Skæbnen af den del af ammoniakken der ikke bliver optaget i planter eller bundet i jorden kendes ikke, men det skønnes at 0,5%, 0,25% og 0,25% henholdsvis fordamper, afstrømmer til overfladevand og nedsiver til grundvand (Andersen et al., 1999). Denne rate forekommer underestimeret, idet Brentrup et al. (2000) på grundlag af informationer om maksimalt potentielt tab som funktion af temperatur og infiltrering i jorden samt en tidsfaktorer har beregnet det potentielle tab af ammoniak fra husdyrgødning til ca. 20% af den tilførte mængde.
Figur 13. Bortskaffelsesfasen er ikke relevant for ammoniak anvendt som gødning, idet ammoniakken optages - indbygges - i planterne i brugsfasen, og den del der ikke optages i planterne ender i det ydre miljø. Oprindelsen af data herunder argumentation for eventuelle estimater er givet i Tabel 33. Tabel 33.
Figur 14. Figur 14 viser, at energirelaterede emissioner, som drivhuseffekt og forsuring, er dominerende for produktion af rå-/færdigvare, mens økotoksiske effekter, som persistent toksicitet og økotoksicitet, er dominerende for brugsfasen. Effekterne i brugsfasen kan primært tilskrives, at ammoniak under brugen spredes på landbrugsjord som gødning. Idet ammoniak har et højt damptryk og høj vandopløselighed vil en del fordampe eller blive udvasket, inden det optages af planter eller på anden måde immobiliseres i jorden. I det viste eksempel er der regnet med et tab på 1%, men resultatet i form af persistent toksicitet og økotoksicitet afhænger meget af tabet af ammoniak, hvorfor det er følsomt over for hvorvidt tabet er estimeret korrekt. En anden vigtig faktor er naturligvis den anvendte effektfaktor for de pågældende påvirkningskategorier. Dette blev kort berørt under den afsluttende workshop (se kapitel 7). 5.3 Samlet vurderingDe foregående afsnit præsenterer simple LCAer af produktion, brug og bortskaffelse af fire kemikaliebaserede produkter. Inden for projektets rammer er det valgt at benytte let tilgængelige data for de fire eksempler, idet formålet primært er at vise betydningen af emissioner af kemikalier i de forskellige faser af livscyklus. I flere tilfælde indeholder standardopgørelser (generiske data) for livscyklus af råvarer/produkter ikke detaljerede oplysninger om emissioner af specifikke stoffer, hvorfor de er estimeret med udgangspunkt i tommelfingerregler eller oplysninger fra andre kilder. De simple LCAer medtager følgende effektkategorier for de fire LCAer: drivhuseffekt, forsuring, eutrofiering, økotoksicitet, persistent toksicitet og human toksicitet. Produkterne er baseret på styren, ethanol, tetrachlorethylen og ammoniak, og de er udvalgt med følgende begrundelse:
I Figur 15 er resultaterne af de fire LCAer sammenstillet, vel vidende at de fire eksempler ikke er relateret til samme funktionelle enhed og derfor i princippet ikke sammenlignelige. Figur 15. Figur 15 viser, at eksemplet med produktion og brug af tetrachlorethylen har det markant største effektpotentiale (persistent toksicitet), men figuren giver ikke mulighed for at sammenligne fordelingen mellem de forskellige effektpotentialer. I Figur 16 er effektpotentialernes relative bidrag til de enkelte eksemplers samlede effektpotentiale vist.
Figur 16. Figur 16 viser, at energirelaterede emissioner er mest relevant for produktion, brug og bortskaffelse af polystyren. Det gælder til dels også for ethanol, på trods af at forbrænding af biobrændsel betragtes som CO2-neutralt. For såvel ammoniak som tetrachlorethylen gælder det, at stofferne under/efter brugen emitteres direkte til det ydre miljø, og persistent toksicitet ses at være det mest markante effektpotentiale. For ammoniak er både estimeringen af den udledte mængde og effektfaktoren af stor betydning for resultatet. De fire eksempler viser, at det er vigtigt at kende såvel specifikke emissioner som deres størrelse. Ved anvendelse af generiske data (standardopgørelser) som fx APME opgørelser fås oplysninger om tungmetaller og specifikke organiske stoffer kun som "metaller" henholdsvis "hydrocarboner"/"aromatiske hydrocarboner". Opgørelserne giver ikke mulighed for at dele disse emissioner op på enkeltstoffer. Årsagen til de manglende oplysninger kan dels skyldes, at der ikke lokalt er fokus på de pågældende stoffer, hvorfor der ikke er krav til registrering, dels at de energirelaterede emissioner kendes og derfor meddeles, når der indsamles oplysninger til standardopgørelserne. Emissioner som fx styren vil ofte forekomme fra diffuse kilder, hvilket er med til at besværliggøre registreringen af dem. Det betyder, at vigtige bidrag til især human- såvel som økotoksikologiske effekter kan blive overset, jf. produktion af tetrachlorethylen. Der er således behov for en yderligere kvantificering og specificering af emissioner i produktionsfasen, hvis der skal gives et præcist billede af et kemisk stofs miljøbelastning over hele livsforløbet. Det første eksempel viser, at kemikalier, der anvendes i en lukket matrix/polymeriseres til en mindre toksisk forbindelse, fx styren til polystyren med ubetydeligt indhold af restmonomer, ikke bidrager væsentligt til human- eller økotoksikologiske effekter i brugsfasen. Denne konklusion vil dog ikke gælde for monomerer/polymerer, hvor monomeren har potentielle sundhedsmæssige effekter ved kontakt som fx acrylmonomerer. Det andet eksempel omhandler brug af biobrændsel (her illustreret ved ethanol), og hverken produktionsprocessen eller forbrændingsprocessen er særlig godt belyst på opgørelsesniveau. Der kan således være oversete bidrag til effektkategorierne fotokemisk ozondannelse, human- og økotoksicitet. Det tredje eksempel omhandler et relativt toksisk stof - såvel human som økotoksikologisk - som i stort omfang emitteres under brugen (tetrachlorethylen). Det slår tydeligt igennem på de normaliserede effektpotentialer (persistent og human toksicitet). For dette eksempel gælder ligeledes, at produktionsprocessen ikke er særligt godt belyst, hvorfor der kan være oversete emissionsbidrag. Det fjerde eksempel omhandler et stof - ammoniak anvendt som gødning - der spredes i miljøet i brugsfasen. For at kunne opgøre den samlede miljøbelastning er det vigtigt at have et præcist kendskab til ammoniaks spredning og skæbne i miljøet. I praksis gælder det om, at størst mulig mængde kvælstof kommer afgrøderne til nytte, hvorfor der af økonomiske årsager arbejdes med optimering af udbringningen med henblik på at reducere tabet til luft, overfladevand og grundvand. Et standardscenarie kunne suppleres med en følsomhedsvurdering, hvor det samlede tab såvel som fordelingen mellem luft, overfladevand og grundvand varieres.
|
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
