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

Brancheindsats for jern- og metalstøberier

2 Indledende miljøvurdering

• 2.1 Støbeprocessen
• 2.2 Miljøvurderingsmetoden
  • 2.2.1 Datakilder og datakategorier
  • 2.2.2 Vurderede miljøeffekter og ressourcer
  • 2.2.3 Miljøeffekter
  • 2.2.4 Miljøvurderingsmetoden ifølge UMIP
• 2.3 Miljøvurderingens resultat

Som hjælp til udvælgelse af relevante processer for dataindsamlingen er der udført en indledende miljøvurdering efter LCA princippet (Life Cycle Assessment) for produktionen hos 2 støbejerns støberier, som begge har en betydelig tonnage, men hvor den ene især støber små emner (op til 100 kg) i lerbundet sand og den anden store emner (op til 4000 kg) i kemisk bundet sand.

2.1 Støbeprocessen

I figur 4.1 er vist materialer, fremstillingsprocesser og bortskaffelse der indgår i 1 kg støbt produkt fra støberi 2 (emner op til 4000 kg). Støberi 1(emner op til 100 kg) er stort set tilsvarende.

Figur 4.1. Produktlivscyklus for støbegods op til 4000 kg målt per kg

Af materialeinput bruges der i alt 70 gram mere end det ene kg støbte produkt der produceres. De 70 gram er fordelt på 22 g stål og 48 g koks/grafit og legeringselementer. Dette er et udtryk for et tab af jern i støbeprocessen på godt 2% og et samlet materialetab på 7 %. Der er væsentligt større materialetab direkte fra støbeprocessen, men en stor del af dette tab genvindes. En del af de 7 % materialetab indgår i slagge der kan nyttiggøres til f.eks. vejbelægninger, men heri ligger der ingen erstatning af metaller, kun af sten og grus. Et materialetab af størrelsesorden 2 – 3 % af støbematerialet (i dette tilfælde jern) er normalt forventeligt fra støbeprocesser, men tabsprocenten kan muligvis nedbringes ved omhyggelig fokusering på denne problemstilling. Dette gælder ligeledes tabet af koks/grafit.

2.2 Miljøvurderingsmetoden

Forbruget af materialer og de forskellige emissioner forbundet med metalstøbning såvel som al anden menneskelig aktivitet er ikke umiddelbart sammenlignelige. Enkelte af emissionerne kan være interessante hver for sig f.eks. i relation til politiske målsætninger (jf. f.eks. de politiske diskussioner om muligheden for at leve op til de nationale og internationale målsætninger om at reducere udledningen af drivhusgasser), men som regel er man interesseret i en sammenlignende vurdering af miljøeffekterne. Miljøvurderingen er foretaget efter den såkaldte UMIP metode (Wenzel et al., 1996), som dette afsnit forklarer sammen med miljøeffekter og ressourcer.

2.2.1 Datakilder og datakategorier

Oplysninger til brug for miljøvurderingen er indsamlet på de medvirkende jernstøberier. Denne indledende dataindsamling er beskrevet i statusrapport for delprojekt 1 fra Teknologisk Institut (Crepaz, 2002)

For hver støbeproces er der indsamlet oplysninger om:

• Forbrug af materialer (råvarer, hjælpematerialer, emballager etc.)
• Forbrug af energi (el, varme, naturgas, olie, benzin, diesel etc.)
• Emissioner til luft
• Emissioner til vand
• Produceret affald (spild, kasserede produkter, affald til genvinding andre steder mv.)

De administrations- og personalerelaterede aktiviteter, også kaldet ”overhead”, dvs. belysning, rumopvarmning, varmt vand og toilet, komfortventilation etc., er medtaget i vurderingen, og er opgjort separat.

Til miljøvurdering af de indsamlede oplysninger er benyttet data for de materialer, energiprocesser, emissioner, affaldstyper, etc. som findes i Miljøstyrelsens UMIP PC-værktøj (Miljøstyrelsen, 1999). Derudover er der benyttet opdaterede data tilgængelige på IPU for visse materialer og energiscenarier.

2.2.2 Vurderede miljøeffekter og ressourcer

I dette projekt er det valgt at medtage følgende miljøeffekter:

• Drivhuseffekten
• Forsuring
• Næringssaltbelastning
• Fotokemisk ozondannelse
• Volumenaffald
• Slagge og aske
• Farligt affald
• Radioaktivt affald
• Ressource forbrug

Toksiske effekter kan være betydende, men en direkte beregning af de toksiske effekter er udeladt i udvælgelsen af processer. Dette skyldes, at datagrundlaget for de toksiske stoffer og kemikalier er mangelfuldt og behæftet med stor usikkerhed. Dette gælder både med hensyn til hvilke stoffer, det er muligt at få oplysninger om og med hensyn til de stoffer, der er toksicitetsvurderet. Data om toksiske stoffer har dog været indsamlet under opgørelsen, og de er inddraget på et mere kvalitativt grundlag, se næste kapitel. Der er bl.a. på følgegruppemødet vist stor interesse for at fortsætte arbejdet med vurdering af de toksiske effekter og et mål er at disse skal kunne indgå i LCA vurderingen efter metoden beskrevet i UMIP såvel som i virksomhedernes miljøarbejde.

Affald er ikke i sig selv en miljøeffekt men anvendes som indikator for de effekter, affaldsdeponering kan medføre, f.eks. arealødelæggelse og potentiel emission af methan og tungmetaller.

Stratosfærisk ozonnedbrydning er en effekt der er udeladt, da den normalt ikke længere anses for problematisk i produktsystemer, hvor ozonnedbrydende stoffer er udfaset. Støj og lugt er ligeledes udeladt, da de ikke kan håndteres efter UMIP-metoden.

De ressourcer, der bruges mest af til energi og materialer på jernstøberier, er vist i nedenstående tabel.

Tabel 4.1. Ressourcer af betydning støbeprocesser

Det vurderes, at de øvrige ressourcer, der bruges i systemerne, forekommer i mængder, der er så små, at de ikke har betydning for konklusionerne.

2.2.3 Miljøeffekter

Emissioner resulterer i en række mere eller mindre alvorlige miljøeffekter. Man kan skelne mellem de potentielle eller første ordens effekter, og afledte effekter eller skadevirkninger. En potentiel effekt er f.eks. en (mulig) giftvirkning, og skadevirkninger er, at mennesker bliver syge og eventuelt dør. Med hensyn til potentielle miljøeffekter kan disse beskrives ved et ret lille antal:

• Drivhuseffekt

     Drivhuseffekten skyldes, at forskellige gasser i atmosfæren ”holder på varmen”. Den mest kendte drivhusgas er kuldioxid (CO₂), som udledes ved vores brug af olie, kul og naturgas. Methan fra landbrug og HFC gasser fra køleskabe er andre og kraftigt virkende drivhusgasser. En stor del af drivhusgasserne, f.eks. vanddamp, er naturlige, men det menneskeskabte ”ekstrabidrag” kan måske medføre alvorlige ændringer i det globale klima.

• Forsuring

     Udslip af gasser fra afbrænding af kul og olie i fyr, elektricitetsværker og biler kan medføre dannelse af syrer, som falder ned med regnen og forsurer f.eks. skove og søer. Svovldioxid (SO₂) er kendt af de fleste, men også NOx og ammoniak (NH₃) bidrager til forsuring.

• Næringssaltbelastning

     Udledning af kvælstof fra landbrug, fyring, 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 giver søer og indre farvande plager i form af iltsvind og fiskedød og landområder, der springer i skov. Fra landbruget er det især gødningsstofferne ammoniak (NH₃) og nitrophoska, som bidrager til næringssaltbelastning, og fra biler og kraftværker er det især NOx.

• Fotokemisk ozondannelse

     Skyldes en reaktion mellem VOC og NOx som danner ozon (O₃) i atmosfærens jordnære lag. Stigende indhold af ozon i den luft, vi indånder, er en følge af brug af opløsningsmidler og udledning af uforbrændte brændstoffer fra biler og kraftværker. Ozon forårsager gener og sygdomme i luftveje hos mennesker og forvolder også skader på skov og landbrug.

• Økotoksicitet og toksicitet for mennesker i miljøet

     Er spredning fra utallige menneskeskabte aktiviteter af miljøfremmede stoffer med giftvirkninger på mennesker og økosystemer. Det medfører bl.a. øget hyppighed af allergi, forskellige kræftformer og reproduktionsskader hos mennesker og dyr. De kendte emissioner af VOC, partikler og tungmetaller er toksiske. I sidste halvdel af det tyvende århundrede er der yderligere 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, kan de have uventede og ofte uforudsigelige effekter på natur og mennesker.

• Affald

     Produktion af affald skaber ophobning og beslaglæggelse af områder i lang tid fremover til forskellige deponier med følgevirkninger i form af grundvandsforurening og methan. Affaldsforbrænding og anden affaldshåndtering skaber problemer med giftige røggasser og store mængder restprodukter som flyveaske og slagger samt slam fra rensning, altså mere affald.

Foruden disse effekter afledt af emissioner findes der andre miljøpåvirkninger så som støj, ressourceforbrug, arealødelæggelse, påvirkning af dyreliv m.fl.. De fleste af disse vurderes normalt ikke i LCA, men ressourceforbruget gør:

• Ressourceforbrug

     Vi skal anvende vores ressourcegrundlag, så de nødvendige ressourcer også vil være tilgængelige for vores efterkommere. Det gælder ikke mindst de ressourcer, som ikke fornys, dvs. kul, olie og metaller, men også de fornyelige biologiske ressourcer skal bruges på en måde, så der ikke sker overforbrug.

2.2.4 Miljøvurderingsmetoden ifølge UMIP

For at kunne sammenligne og vurdere materialeforbruget eller miljøeffekterne fra emissionerne må de bringes på sammenlignelig form.

Dette sker i miljøvurderingen efter UMIP metoden i tre trin:

1. Datakarakterisering, dvs. beregning af de samlede bidrag til miljøeffekterne eller til ressourceforbruget.

2. Normalisering. Det beregnes, hvor store ressourceforbrugene og bidragene til miljøeffekterne er i forhold til de totale bidrag fra samfundet.

3. Vægtning. Det beregnes, hvilke miljøeffekter samt ressourceforbrug, der er de væsentligste.

2.2.4.1 Datakarakterisering

I datakarakteriseringen beregnes de samlede bidrag til miljøeffekterne, kaldet ”miljøeffektpotentialer” i (Wenzel et al., 1996), ved at beregne, hvor meget hver emission bidrager til miljøeffekterne i forhold til en referenceemission og efterfølgende lægge bidragene sammen. For drivhuseffekten er referenceemissionen kuldioxid (CO₂); men methan (CH₄) bidrager 25 gange så kraftigt og lattergas (N₂O) 320 gange så kraftigt. Ved at gange methan- og lattergasemissionen med de nævnte faktorer omregnes de til potentielle drivhuseffektbidrag målt i CO₂-ækvivalenter. Disse oplyses f.eks. i gram (g-ækv.). Tilsvarende bidrager SO₂, NOx og NH₃ til forsuring og omregnes til SO₂ ækvivalenter. NOx, NH₃ og N₂O bidrager til næringssaltbelastning og omregnes til NO₃^- ækvivalenter. NMVOC og i mindre grad CO og CH₄ bidrager til fotokemisk ozondannelse og udtrykkes i C₂H₄ ækvivalenter. Tilsvarende beregninger kan udføres for toksicitet. Miljøeffekten stratosfærisk ozonnedbrydning medtages normalt ikke mere, da ozonnedbrydende stoffer stort set er udfaset.

Materialeforbruget omregnes til ressourceforbrug som en del af dataindsamlingen, kaldet ”resultatet af opgørelsen” i (Wenzel et al., 1996), og disse forbrug udgør datakarakteriseringen for ressourcer. Eksempelvis omregnes de direkte forbrug af dieselolie, benzin og fuelolie alle til ressourcen råolie.

2.2.4.2 Normalisering

Normaliseringen består i at sætte de netop omtalte karakteriserede data i forhold til noget, man kan forholde sig til, idet man ikke kan vurdere, om f.eks. ”2,3 kg CO₂-ækvivalenter” er lidt eller meget. Normalisering af miljøeffekter udføres ved, at samfundets samlede bidrag til en potentiel miljøeffekt, f.eks. drivhuseffekt, beregnes per indbygger i referenceåret 1990. Enheden er Personækvivalent, PE. For globale effekter, så som drivhuseffekten, benyttes hele verdens bidrag til effekten per indbygger i verden. For lokale og regionale effekter, så som forsuring, næringssaltbelastning, fotokemisk ozondannelse og deponeret affald, benyttes bidraget til effekten i Danmark per indbygger i Danmark. For at udtrykke dette sammen med referenceåret 1990 bruger man indices: PE_wdk90.

Ressourceforbrugene normaliseres ved at sætte dem i forhold til en verdensborgers gennemsnitlige forbrug af den pågældende ressource. De normaliserede ressourceforbrug udtrykkes dermed også i personækvivalenter. Da ressourceforbruget kan opfattes som en global effekt benytter man enheden: PE_w90.

Normaliseringen udtrykker én persons gennemsnitlige bidrag til miljøeffekterne og forbrug af ressourcer per år. På samfundsplan svarer det til den baggrundsbelastning, samfundet hvert år udsætter miljøet for. De anvendte normaliseringsfaktorer er vist i tabel 4.2.

De normaliserede miljøeffekter og ressourceforbrug siger intet om, hvor alvorlige disse er i forhold til hinanden. Det er derfor nødvendigt at gennemføre en vægtning.

2.2.4.3 Vægtning

Vægtning af en miljøeffekt illustrerer, hvor alvorlig en miljøeffekt og dens mulige konsekvenser vurderes at være i forhold til andre miljøeffekter.

Inden for livscyklusvurderinger findes der mange metoder til at udføre vægtning på. UMIP metodens vægtning anvender de politiske målsætninger for reduktion af de væsentligste miljøbelastninger, som bidrager til de enkelte miljøeffekter. Reduktionsmålsætningerne beregnes p.t. i forhold til det valgte fælles målsætningsår 2000 og referenceår 1990. Dette udtrykkes i en vægtningsfaktor. De politiske målsætninger afspejler til en hvis grad faglige vurderinger, men er naturligvis også påvirket af økonomiske interesser m.v. Fordelen ved at benytte en politisk målsætning er, at det giver et politisk acceptabelt styringsgrundlag. Vægtningen sker ved at gange vægtningsfaktorerne med de respektive normaliserede miljøeffekter. Enheden er personækvivalenter målsat (PEM) med indices W (world), DK (Danmark) og målsætningsårstallet. Enheden for vægtning er derfor PEM_WDK2000, som udtrykker miljøeffekterne i forhold til den målsatte belastning per person, dvs. ”det miljøpolitisk målsatte råderum”. Dermed udtrykkes de vægtede bidrag til miljøeffekter i ”personækvivalenter i forhold til målene for år 2000”.

En tilsvarende procedure findes for vægtning af ressourceforbrug. Vægtningsfaktorerne for ressourcer svarer til 1/forsyningshorisonten målt i år, dvs. man dividerer med ressourcens forsyningshorisont, forstået som det antal år kendte og økonomisk rentable reserver rækker med nuværende forbrug. Dette er ikke det samme som en teoretisk forsyningshorisont, som f.eks. kan basere sig på en målt eller estimeret totalmængde af ressourcer i jordskorpen. Der skelnes i UMIP-metoden ikke mellem fornyelige og ikke-fornyelige ressourcer, og på den måde indgår overforbrug af fornyelige ressourcer i vurderingen. Enheden for vægtede ressourcer er personreserve, PR_W90, og den udtrykker ”andelen af de kendte reserver af den pågældende ressource, som hver verdensborger råder over”. Selvom enheden minder om enheden for miljøvurderingen, nemlig den målsatte personækvivalent (PE_WDK2000), er resultatet af miljø- og ressourcevurderingen ikke sammenlignelige, og resultaterne må præsenteres for sig.

Miljøstyrelsen har igangsat en opdatering af normaliserings- og vægtningsfaktorerne mod fremtidige målsætninger, da vi nu er i det hidtil anvendte referenceår 2000. Nærværende projekt har ikke kunnet afvente de nye faktorer, hvorfor de oprindelige er anvendt.

Tabel 4.2. De anvendte normaliserings- og vægtningsfaktorer

I denne rapport vises resultaterne af vægtningen. De anvendte vægtningsfaktorer er vist i tabel 4.2 (Wenzel et. al., 1996). Forsyningshorisonten for ressourcerne er angivet i parentes efter vægtningsfaktorerne.

2.3 Miljøvurderingens resultat

Figur 4.2 og 4.3 viser de vægtede miljøeffekter på henholdsvis støberi 2 og 1 målt per kg emne. Den første blok viser miljøeffekterne forbundet med fremstillingen af de materialer, der forbruges under støbeprocessen til det støbte produkt. Den sidste blok viser hvad man sparer samfundet for af miljøeffekter ved at genbruge de støbte produkter, når de til sin tid kasseres. Besparelsen fremkommer ved, at man sparer produktion af nyt materiale ved at genvinde det gamle. Den anden blok viser netto resultatet når miljøeffekterne for materialefremstilling godskrives gevinsten ved materialegenbruget. Den tredje blok viser miljøeffekterne fra støbeproduktionen. En del af denne effekt kommer direkte fra støberiet, men en væsentlig del kommer fra kraftværket der producerer strøm til virksomheden samt fra produktion af brændsler til virksomheden. De to midterste blokke er således det egentlige resultat af miljøvurderingen.

Figur 4.2. Vægtede miljøeffekter for støbegods op til 4000 kg målt per kg

Der er ikke stor forskel på miljøeffekterne forbundet med netto materialeforbruget til de to støbeprocesser, men virksomheden, der producerer de store emner har en noget mindre miljøbelastning per kg emne. Dette er måske forventeligt, da der vil være et større tab af varmeenergi forbundet med produktion af små emner end med store.

Figur 4.4 viser de vægtede ressourceforbrug for støberi 2. Støberi 1 er ikke vist, da det kun adskiller sig ved et lidt større forbrug af energiressourcer til produktionen. Figuren viser, at de væsentligste vægtede ressourceforbrug er forbundet med tilsætning af legeringselementerne mangan og kobber, fordi de to ressourcer er begrænsede (se tabel 4.2). Under bortskaffelsen sker der yderligere tilsætning af mangan, hvilket kan skyldes tab af mangan fra processen, eller at der benyttes et lidt højere manganindhold i kvaliteten af genbrugsstål.

Figur 4.3. Vægtede miljøeffekter for støbegods op til 100 kg målt per kg

Figur 4.4. Vægtede ressourcer for støbegods op til 4000 kg målt per kg

Figur 4.5 og 4.6 viser de vægtede miljøeffekter når disse opdeles på deres oprindelseskilder. Materialeforbrug og -bortskaffelse svarer til figur 4.2 og 4.3, men produktionen er opdelt på støbeproduktionens delprocesser. For støberi 2, der producerer store emner, er de ”tunge” processer især smeltning/varmholdning, ventilation og overhead (komfort). For støberi 1, der producerer mindre emner, er de ”tunge” processer især smeltning/varmholdning, ventilation og form- og kernefremstilling.

Det skal bemærkes, at miljøeffekterne især er relateret til støberiernes energiforbrug, og at toksicitetsvurdering af gasemissioner fra selve udstøbningen ikke indgår. Denne vil forventeligt komme til at bidrage synligt til miljøeffekterne. Det samme vil muligvis gøre sig gældende for gasudvikling andre steder fra produktionen og for støv fra emnerengøringen. Det er målet at udvikle toksicitetsfaktorer (se kapitel 3), således at toksicitetsvurdering kan vises på lige fod med de øvrige miljøeffekter.

Resultaterne af affaldsvurderingen er ikke vist her, men resultatet viser, at fokus for støberier bl.a. bør ligge på det farlige affald.

Figur 4.5. Vægtede miljøeffekter efter kilde for støbegods op til 4000 kg målt per kg

Figur 4.6. Vægtede miljøeffekter efter kilde for støbegods op til 100 kg målt per kg

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

Version 1.0 September 2006, © Miljøstyrelsen.