Ökologische Systemanalyse

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ETH ZÜRICH
Ökologische Systemanalyse
Materialflussanalyse – Risikoanalyse - Oekobilanz
Vorlesungsskript
Dozierende:
Stefan Rubli
Ronnie Juraske
Stefanie Hellweg
Letzte Überarbeitung: 15. Februar 2015
Verdankung
Wir danken Matthias Gmür, Simone Grindat, Johannes Kobel und Matthias Pfäffli
für ihre Unterstützung beim Verfassen dieses Skripts.
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1
Inhaltsverzeichnis
Definitionen und Begriffe ..................................................................................................................................................... 5
1
2
Einleitung ............................................................................................................................................................................ 8
1.1
Kurze Umweltgeschichte .................................................................................................................................. 8
1.2
Motivation für die Anwendung von Umweltanalyseinstrumenten ............................................... 10
1.3
Lernziele der Vorlesung .................................................................................................................................. 11
Stofffluss- und Materialflussanalyse .................................................................................................................... 12
2.1
Kurzfassung und allgemeine Lernziele ..................................................................................................... 12
2.2
Anwendungsbereich ......................................................................................................................................... 12
2.3
Methodische Grundlagen ................................................................................................................................ 13
2.3.1
Allgemeines Vorgehen bei einer MFA .............................................................................................. 13
2.3.2
Bilanzierung von Prozessen und Systemen ................................................................................... 13
2.3.3
Stoffe als Indikatoren .............................................................................................................................. 16
2.4
2.4.1
Beispiel Papierhaushalt ......................................................................................................................... 16
2.4.2
Beispiel NPnEO .......................................................................................................................................... 18
2.5
Lager ........................................................................................................................................................................ 20
2.5.1
Klassierungen bei Lagern ...................................................................................................................... 20
2.5.2
Lageränderung .......................................................................................................................................... 21
2.6
3
Beispiele ................................................................................................................................................................. 16
Mathematische Modellierung........................................................................................................................ 22
2.6.1
Ziel der mathematischen Modellierung .......................................................................................... 22
2.6.2
Allgemeines Vorgehen der Modellrechnung ................................................................................. 22
2.6.3
Sensitivitätsanalyse ................................................................................................................................. 27
2.7
Schlussfolgerungen ........................................................................................................................................... 29
2.8
Übungsaufgabe .................................................................................................................................................... 30
Umweltrisikoanalyse von Chemikalien ................................................................................................................... 35
3.1
Einleitung .............................................................................................................................................................. 35
3.1.1
Überblick Gesetzgebung in der EU und der Schweiz für Industriechemikalien ............ 35
3.2
Grundstruktur der Risikoanalyse ................................................................................................................ 36
3.3
Expositionsanalyse ............................................................................................................................................ 37
3.3.1
Erfassung von Stoffen ............................................................................................................................. 37
2
3.3.2
4
Boxmodelle.................................................................................................................................................. 39
3.4
Herleitung für Level I und II .......................................................................................................................... 44
3.5
Effektabschätzung .............................................................................................................................................. 46
3.5.1
Begriffe .......................................................................................................................................................... 46
3.5.2
Standardtoxizitätstest ............................................................................................................................ 46
3.5.3
PNEC-Herleitung ....................................................................................................................................... 48
3.5.4
Die Spezies-Sensitivitätsverteilung (SSD) ...................................................................................... 49
3.6
Risikocharakterisierung .................................................................................................................................. 50
3.7
Unsicherheiten .................................................................................................................................................... 50
3.8
Schlussfolgerungen ........................................................................................................................................... 51
Ökobilanz......................................................................................................................................................................... 52
4.1
Kurzfassung .......................................................................................................................................................... 52
4.2
Hintergrund und Geschichte ......................................................................................................................... 52
4.3
Anwendungsbereiche ....................................................................................................................................... 53
4.4
Aufbau Ökobilanz ............................................................................................................................................... 54
4.5
Ziel und Rahmenbedingungen (Phase 1) ................................................................................................. 55
4.5.1
Kurzfassung und Lernziele ................................................................................................................... 55
4.5.2
Methode und Vorgehen .......................................................................................................................... 55
4.5.3
Beispiele ....................................................................................................................................................... 57
4.5.4
Schlussfolgerungen .................................................................................................................................. 58
4.5.5
Übungsaufgaben........................................................................................................................................ 59
4.6
Sachbilanz (LCI) (Phase 2) ............................................................................................................................. 60
4.6.1
Kurzfassung und Lernziele ................................................................................................................... 60
4.6.2
Methode und Vorgehen .......................................................................................................................... 61
4.6.3
Beispiele ....................................................................................................................................................... 71
4.6.4
Schlussfolgerungen .................................................................................................................................. 74
4.6.5
Übungsaufgaben........................................................................................................................................ 74
4.7
Wirkungsbilanz (LCIA) (Phase 3) ................................................................................................................ 79
4.7.1
Kurzfassung und Lernziele ................................................................................................................... 79
4.7.2
Methode und Vorgehen .......................................................................................................................... 79
4.7.3
Bestehenden Methoden zur Wirkungsabschätzung .................................................................. 82
4.7.4
Modellierung von Wirkungsketten: Methodische Ansätze für ausgewählte
Wirkungskategorien ................................................................................................................................................... 90
3
4.7.5
Vereinfachte Wirkungsindikatoren (“Fussabdrücke”) ............................................................. 94
4.7.6
Anwendungsbeispiele............................................................................................................................. 98
4.7.7
Schlussfolgerungen ............................................................................................................................... 102
4.7.8
Übungsaufgaben..................................................................................................................................... 103
4.8
5
Interpretation (Phase 4) .............................................................................................................................. 110
4.8.1
Kurzfassung und Lernziele ................................................................................................................ 110
4.8.2
Methode und Vorgehen ....................................................................................................................... 110
4.8.3
Beispiel: Interpretation einer Ökobilanz von Entsorgungsverfahren ............................. 110
4.8.4
Schlussfolgerungen ............................................................................................................................... 112
4.8.5
Übungsaufgabe ....................................................................................................................................... 112
Literaturverzeichnis ................................................................................................................................................ 115
4
Definitionen und Begriffe
Allokation
Funktionelle Einheit
Gut
Inventarflüsse
Lager
Zuordnung der Emissionen und Ressourcenverbräuche eines Mehrproduktsystems auf die verschiedenen Produkte.
Quantifizierter Nutzen eines Produktsystems für die Verwendung als Vergleichseinheit in einer Ökobilanz-Studie (ISO 14040).
Güter sind Stoffe und Stoffgemische, welche eine bewertete Funktion erfüllen, z.B. Wasser, Zement, Holz. Innerhalb eines Systems haben sie einen
Herkunfts- und einen Zielprozess.
Technische Inputs und Outputs (Produkte, Hilfsmittel, Materialien usw.)
sowie Emissionen und Ressourcenverbräuche
Der Bestand von Gütern und Stoffen in einem Prozess sind Lagerbestände,
z.B. Holzlager, Stahl in Gebäuden.
Lagerwachstum
Dies ist die Differenz der Input- und Outputflüsse eines Prozesses innerhalb
eines bestimmten Zeitraumes, z.B. Aluminium in Autos.
Material
Materialien umfassen sowohl Stoffe wie auch Güter, folglich wird keine
Abgrenzung gemacht.
Prozess
Ein Prozess beschreibt die Transformation von Stoffen und Gütern wie
deren Produktion, Lagerung oder Transport. Inputs/Outputs beschreiben
Flüsse in bzw. aus einem Prozess. Häufig ist ein Prozess ein Black-BoxModell und Subprozesse sind möglich.
Sachbilanz / Inventarana- Phase der Ökobilanz, die die Zusammenstellung und Quantifizierung von
lyse (Life Cycle Inventory Inputs und Outputs eines gegebenen Produktsystems im Verlauf seines
Analysis; LCI)
Lebenswegs umfasst. (ISO 14040). Inputs und Outputs umfassen Produkte,
Betriebsstoffe usw. aus der Technosphäre wie auch Emissionen und Ressourcenverbräuche (Biosphäre).
Schadstoffe
Mikroschadstoffe: Natürliche oder anthropogene Chemikalien, die biologische Organismen und Ökosysteme beeinträchtigen. Schon sehr geringe
Konzentrationen können toxische, oft chronische Effekte haben. Beispiele:
Pestizide, Biozide, Tenside, Schwermetalle.
Makroschadstoffe: Natürliche Moleküle, die räumlich oder zeitlich in ungewöhnlich hohen Konzentrationen vorkommen und dadurch Schaden
verursachen. Das Molekül selbst ist nicht stark toxisch, kann jedoch aufgrund der hohen emittierten Menge Ökosysteme beeinträchtigen. Beispiele: Phosphat, Stickstoff, Sedimente, organisches Material.
Stoff
Dies sind chemische Elemente oder Verbindungen in reiner Form, z.B. C
oder CaCO3.
5
Stoffflussanalyse /
Materialflussanalyse
Die Stoffflussanalyse ist eine Methode zur Erfassung, Beschreibung und
Interpretation von Stoffwechselprozessen. (P. Baccini, 1996) Es ist ein naturwissenschaftliches Verfahren, welches innerhalb der Systemgrenzen
(definierter Raum und bestimmte Zeitperiode) den Stoffumsatz quantifiziert. Es werden komplexe Systeme vereinfacht dargestellt mit dem Ziel,
das Systemverständnis zu verbessern. Ein System ist dann vollständig beschrieben, wenn zu jeder Zeit t an jedem Ort x die Material- und Energieflüsse, wie auch die Konzentrationen, bekannt sind. (P. Baccini, 1996)
Stoffhaushaltsystem
Beinhaltet ein System, welches aus Gütern und Prozessen besteht und
durch welches Stoffe fliessen. Import-/Exportflüsse beschreiben Flüsse in
bzw. aus einem System, d.h. Flüsse, welche über die Systemgrenze hinausgehen.
Stofftypen
Industriechemikalien: Beispielsweise Zwischenprodukte (Anilin, Vinylchlorid), Additive (Weichmacher, Geschmacksstoffe), Lacke, Farben (Pigmente)
oder Lösungsmittel (Perchlorethen), die bei der Produktion von Gütern
verwendet werden.
Aktive Wirkstoffe: Dienen der Bekämpfung von Krankheiten oder Ungeziefer. Ihr Einsatz ist heute sehr streng geregelt. Beispiele: Pestizide, Biozide,
Pharmazeutika.
Unerwünschte Nebenprodukte: Substanzen, die in Prozessen als Nebenprodukte entstehen. Beispiele: Chlorierte Dioxine und polyzyklische Aromaten (PAH) aus Verbrennungsprozessen.
POP’s: Persistent Organic Pollutants; Organische Verbindungen, die nur
sehr langsam abgebaut werden und hoch toxisch sind. Sie reichern sich
stark in der Nahrungskette an und breiten sich aufgrund ihrer Flüchtigkeit
und hohen Stabilität weltweit aus. International wird der Einsatz solcher
Stoffe durch die Stockholm Konvention, die seit 2001 in Kraft ist, reguliert.
Beispiele: PCB, DDT, Aldrin,…
Eine
vollständige
Liste
findet
man
bei
der
UNEP:
www.chem.unep.ch/pops/alts02.html
Konsumentenprodukte und Pharmaka: Synthetische Duftstoffe, Pharmaka,
Flammschutzmittel.
Schwermetalle: Sind Bestandteil der Erdkruste und werden nicht anthropogen erzeugt, durch anthropogene Tätigkeiten aber stark angereichert.
Problematisch ist dabei selten das elementare Metall, sondern Metallkationen und Organometallverbindungen (z.B. Methylquecksilber). Beispiele:
6
Pb, Cd, Hg, As.
Systemgrenze
Transferkoeffizient
Schnittstelle zwischen einem Produktsystem und seiner Umwelt oder anderen Produktsystemen (ISO 14040).
Dieser Koeffizient ist der Anteil eines Outputflusses aus einem Prozess. Im
stationären Fall, d.h. wenn es keine Lageränderung gibt, ist es ein Prozentsatz des Inputflusses.
Wirkungsabschätzung (Life Phase der Ökobilanz, die dem Erkennen und der Beurteilung der Grösse
Cycle Impact Assessment; und Bedeutung von potentiellen Umweltwirkungen eines Produktsystems
LCIA)
dient (ISO 14040). In dieser Phase werden die Emissionen und Ressourcenverbräuche aus der Sachbilanz entsprechend ihrer Umweltwirkung gruppiert und untereinander gewichtet.
Wirkungskategorie
Klasse von Umweltwirkungen (z.B. Klimawandel, Ozonabbau), der die
(Impact category)
Emissionen und Ressourcenverbräuche in der Phase der Wirkungsabschätzung zugeordnet werden.
7
1 Einleitung
1.1 Kurze Umweltgeschichte
Umweltprobleme werden heute rege in den Medien und in der Gesellschaft diskutiert, aber sie sind
keineswegs ein neues Phänomen. Bereits 4500 v. Chr. wurden häusliche Abwasserrohre und Kanalisationen im Orient konstruiert. Einige der frühen Bauwerke, wie z.B. die „Quanats“ im Iran (2800 v. Chr.)
und die Cloaca Maxima in Rom (Schwemmkanalisation), sind noch heute sichtbar oder sogar noch in
Betrieb. Auch historische Schriften berichten von frühen Umweltproblemen, wie z.B. der Abholzung von
Wäldern für die Landwirtschaft und den Schiffsbau (z.B. Platon 400 v. Chr).
UMWELTEFFEKTE
Treibhauseffekt
Ozonloch
...
Toxische Effekte
Geruch
EINGRIFFE
In die Natur
Erosion
Überschwemmungen
Artensterben
Luftverschmutzung
Wasserverschmutzung
Abholzungen
Bergbau
Ressourcenerschöpfung
Mensch wird sesshaft Industrialisierung
Jäger und Sammler
ca. -2 Mio Jahre
ca. -8000 v.Chr
heute
1800
Abbildung 1: Menschliche Eingriffe und Umwelteffekte im zeitlichen Überblick
Aus dem Mittelalter gibt es Berichte über Holzknappheit in den Städten und Luftverschmutzung durch
Kohlefeuerung. Als Konsequenz der Proteste der Bevölkerung wurden damals vereinzelte Verbote erlassen. Das Bevölkerungswachstum und das Nichtvorhandensein einer Kanalisation führten zu vielen hygienischen Problemen. Viele Waldgebiete wurden für Schiffsbau, Bergbau und Ausweitung Landwirtschaft
abgeholzt. Gerbereien, Färbereien und Papierfabriken verschmutzten die Flüsse lokal sehr stark, was die
ersten Verbote wegen Wasserverschmutzung zur Folge hatte.
Während der Industrialisierung verschärfte sich die Umweltsituation an einigen Standorten dramatisch.
Die hygienischen Probleme durch Bevölkerungsdichte wuchsen an. Schliesslich begegnete man diesen
Problemen mit der Einführung von Wasserleitungen und Schwemmkanalisation, was die lokalen Gesundheitsprobleme weitgehend löste, aber Grund- und Flusswasser noch mehr verschmutzte. Fernleitungen für die Wasserversorgung wurden notwendig und die Verschmutzung wurde weiter verlagert. In
den Städten gab es eine sehr hohe Luftbelastung, kontaminierte Böden und Flüsse. Auch die Landwirt8
schaft wurde intensiver, um die wachsende Bevölkerung zu ernähren. Monokulturen und chemische
Düngung verbreiteten sich.
Im vergangen Jahrhundert standen neben lokalen Umweltproblemen bereits regionale und globale
Umweltprobleme im Vordergrund (Ozonloch, Treibhauseffekt, Eutrophierung, Toxizität, „Waldsterben“). Die Ölkrise in den 1970ern verdeutlichte die Abhängigkeit von finiten Ressourcen. Zahlreiche
Umweltkatastrophen (Chemieunfälle: Seveso 1976, Bophal 1984, Schweizerhalle 1986, Nuklearunfälle:
Tschernobyl 1986, Fukushima 2011; Oeltankerunfälle: Exxon Valdez 1989; Prestige 2002) führten zu
einem verstärkten Umweltbewusstsein in der Bevölkerung, aber auch in der Politik und in der Industrie.
Anzahl Erlasse
Umweltrelevante Erlasse in der Schweiz
140
120
100
80
60
40
20
0
GSchV
GschG
UVPV
Erlasse Verkehrswesen
USG
BG über Nutzung
Wasserkraft
LRV
CO2G
BioV
TVA
LSV
2005
2000
1995
1990
1985
1980
1975
1970
1965
1960
1955
1950
1945
1940
1935
1930
1925
1920
1915
Jahr
Quelle: zusammengetragen aus Rausch, Panorama des Umweltrechts, 2005
Abbildung 2: Heute noch gültige Umwelterlasse in der Schweiz
Die Politik reagierte mit einer verschärften Umweltgesetzgebung (siehe steigende Anzahl an heute noch
gültigen Umweltgesetzen in der Schweiz in der Abbildung). Hierdurch bekam man einige Umweltprobleme in den Griff, z.B. den „sauren Regen“ durch Luftreinhaltemassnahmen. Ein international positives
Beispiel ist der Abbau der Ozonschicht, welcher durch das „Montrealer Protokoll“ 1989 und dem internationalen Verbot der potentesten Ozonschichtabbauenden Substanzen eingedämmt werden konnte.
Auf der anderen Seite gibt es noch viele ungelöste Probleme, z.B. die Auswirkungen des Klimawandels
oder die Wirkungen von Chemikalienmischungen, die noch nicht vollständig verstanden werden.
9
Klassische Überwachung
Gesetzliche Grenzwerte
End-of-Pipe Technologien
Punktquellen
Einzelschadstoffe
Umfassender und
vorausschauender Umweltschutz:
z.B. Wasserrahmenrichtlinie
Integrierte Produktpolitik
Ökosteuern/Zertifikatshandel
Ressourcenbewirtschaftung
Vorbeugende Risikoanalyse
Diffuse Quellen
Schadstoffmischungen
(Prospektive) Ökobilanzen
Abbildung 3: Emissionsquellen und Massnahmen
Insgesamt kann gesagt werden, dass in Industrieländern den Auswirkungen von Punktquellen (z.B. Fabriken, Elektrizitätswerke) durch gesetzliche Grenzwerte und der Installation von Luft- und Abwasserreinigungstechnologien wirksam begegnet werden konnte. Die besehenden Herausforderungen beziehen
sich einerseits auf verteilte Emissionsquellen (z.B. Verkehr oder Heizsysteme von Häusern), bei denen
eine Einführung von Filtersystemen komplizierter ist als bei Punktquellen. Andererseits beziehen sie sich
auf Umwelteffekte mit Langzeitwirkung, die eng mit essentiellen Funktionen unserer Konsumgesellschaft verbunden sind (z.B. Energieerzeugung) und für die alternative Technologien nicht kurzfristig zur
Verfügung stehen. Schwierig sind auch Umwelteffekte, die einen Wechsel im Konsumverhalten verlangen (z.B. Konsum von Fleisch- und Milchprodukten und der dadurch bedingte Methanausstosses von
Kühen).
1.2 Motivation für die Anwendung von Umweltanalyseinstrumenten
Die weitreichenden Umweltwirkungen wie der Klimawandel sowie lokale und regionale Auswirkungen
(z.B. Luftverschmutzung in vielen chinesischen Städten oder Wasserknappheit in ariden Regionen) setzen Regierungen, die Industrie und Konsumenten unter Druck, diese Umweltwirkungen zu reduzieren.
Um Umweltwirkungen zu vermindern, braucht es in einem ersten Schritt ein Verständnis der UrsacheWirkungsketten. Umweltanalyseinstrumente bilden solche Ursache-Wirkungsketten ab und helfen dabei, die Umweltwirkungen von menschlichem Handeln zu quantifizieren und zu verstehen. Dadurch
können relevante Stoffflüsse, Risiken und Umweltauswirkungen identifiziert und Prioritäten für eine
Verbesserung gesetzt werden. Zielkonflikte werden im Idealfall frühzeitig erkannt und ein Verschieben
10
von Problemen vermieden. In der Industrie können vor allem Entscheidungen bezüglich «product stewardship», «supply chain management», Prozessoptimierung, Marketing und strategische Entscheidungen (z.B. Produktportfolio oder Technologiewahl) unterstützt werden. In der Politik unterstützen Umweltanalyseinstrumente Entscheidungen bezüglich des Designs von Nachhaltigkeitsprogrammen, Gesetzen und Labelvorschriften.
In der Vorlesung werden vor allem drei Umweltanalyseinstrumente mit unterschiedlichen Zielsetzungen
und Anwendungsbereichen näher diskutiert und in den Kapiteln 2-4 beschrieben:
1. Stoffflussanalyse/Materialflussanalyse
2. Produktrisikoanalyse
3. Ökobilanz (Life Cycle Assessment, LCA)
1.3 Lernziele der Vorlesung
Die Studierenden kennen nach Belegung der Lehrveranstaltung grundlegende Umweltanalyseinstrumente wie Stoffflussanalyse, Risikoanalyse und Ökobilanz. Bei Konfrontation mit einem Umweltproblem
können Sie das geeignete Instrument auswählen und anwenden, um umweltrelevante Prozesse, Stoffströme, und Wirkungen zu identifizieren und Verbesserungsvorschläge abzuleiten.
11
2 Stofffluss- und Materialflussanalyse
2.1 Kurzfassung und allgemeine Lernziele
Dieser Teil der Ökologischen Systemanalyse gibt einen Einblick in die Stofffluss- und Materialflussanalyse. Dabei werden als Erstes die Definitionen, Konventionen und Darstellungsmöglichkeiten von Systemen betrachtet. Mit diesen Begriffen ist es möglich, anthropogene Lager und Flüsse in einem System
abzuschätzen und Stoffhaushaltsysteme mathematisch zu beschreiben. Diese mathematische Modellierung wird anhand verschiedener praxisnaher Beispiele vertieft. So wird auch die Software STAN eingeführt, mit der die Stoffflussanalyse auf einfache Weise mit dem Computer durchgeführt werden kann.
Das Ziel dieses Teiles ist es, selber eine Stoffflussanalyse durchzuführen zu können um unbekannte Flüsse und Lager abzuschätzen und deren eventuelle zeitliche Änderung zu erfassen. Die geschätzten Flüsse
und Lager sollen interpretiert werden und in einen grösseren Kontext gestellt werden.
2.2 Anwendungsbereich
Die Stoffflussanalyse/Materialflussanalyse ist geeignet für:





die Untersuchung von anthropogenen Prozessen: Beschreibung und Interpretation von einfachen
oder komplexen Systemen.
die Visualisierung von Massenflüssen und Lager in einem definierten System.
Monitoring und Steuerung von System mithilfe von fortlaufenden Abschätzungen der Flüsse und
Lager. Dadurch können Trends und eventuelle Probleme frühzeitig erkannt und reguliert werden.
die mathematische Modellierung der Systeme für Prognosen und Abschätzungen der zeitlichen
Entwicklung von Flüssen bzw. Lagern für dynamische Modellierungen (quasistationär oder nichtstationär).
Anwendungen auf verschiedenen Untersuchungsebenen. MFA können auf nationaler Ebene (CH),
kantonaler oder Gemeindeebene und auch auf betrieblicher Ebene angewendet werden.
Die SFA/MFA ist nicht geeignet für:


den Vergleich von Umweltauswirkungen verschiedener Produkte/Aktivitäten innerhalb derselben
Funktion. Dafür wird die Ökobilanz verwendet, auf die später genauer eingegangen wird (Kapitel 4,
Ökobilanz).
eine Quantifizierung der Umweltauswirkungen von Produkten oder Stoffen. Bei dieser Fragestellung
wird eine Risikoanalyse zu Hilfe gezogen (Siehe Kapitel 3, Risikoanalyse)
12
2.3 Methodische Grundlagen
2.3.1 Allgemeines Vorgehen bei einer MFA
Das allgemeine Vorgehen umfasst vier Schritte und ist häufig ein iterativer Vorgang.
1. Konzept: Für eine Fragestellung wird ein System entworfen, dieses wird beschrieben durch die Systemgrenze, die Güter, Prozesse und einen/mehrere Stoff/e. Das Resultat ist eine Liste der Systemelemente und ein Güterflussdiagramm, welches den Systemaufbau beschreibt.
Dieser Punkt ist entscheidend, da sich die Wahl der Systemgrenzen auf das Ergebnis der SFA auswirkt.
Somit müssen all jene Elemente miteinbezogen werden, welche benötigt werden um die Fragestellung
angepasst beantwortet zu können.
2. Datenerhebung: Die Daten der Güterflüsse, Stoffkonzentrationen sowie Lagerbestände werden erfasst, gemessen und abgeschätzt.
3. Simulation: Das System wird, falls nötig mit optimalen Schätzwerten, berechnet. Alle Flüsse, Lager
und Prozesse können mittels mathematischer Modellierung definiert werden.
4. Analyse: Das System wird schematisch dargestellt, Sensitivitätsanalysen durchgeführt und die Resultate interpretiert. Zur Interpretation gehören die Identifikation der wichtigen Quellen und Senken eines
Stoffes sowie die Beschreibung der relevanten Prozesse um daraus eine theoretische Möglichkeit für die
Steuerung bzw. Optimierung des Systems zu erhalten. Steuerungsmöglichkeiten sind die Veränderung
der Güter, deren Stoffkonzentrationen oder Prozesse. Erst nach der Interpretation des Systems ist die
Systemanalyse abgeschlossen.
2.3.2 Bilanzierung von Prozessen und Systemen
Stoffflusssysteme können mit zwei Darstellungen beschrieben werden, einerseits mit Flussdiagrammen
und andererseits mit Input-Output-Tabellen. Anhand des Beispiels eines fiktiven Glashaushalts werden
die Grundprinzipien dieser Darstellungsformen gezeigt.
13
Flussdiagramm:
Systemgrenze
Import
Produktion
1
Konsum
2
Verkauf
A41
A12
Abfall 1
Deponie
A24
Altglas 1
A23
Recycling
3
Altglas 2
A31
Abfall 2
Lager
A34
Abbildung 4 Darstellung des Glashaushaltes mithilfe eines Flussdiagrammes
Prozesse werden als Kasten dargestellt, Flüsse als Pfeile zwischen den Kästen. Allfällige Lager werden als
Box in einem Kasten dargestellt. Die Flüsse werden mit Axy bezeichnet, der Fluss geht von x nach y. Das
System wird mit einer Systemgrenze definiert. Die Bezeichnung 4 steht für alles, was ausserhalb der
Systemgrenzen ist. Anstatt der 4 wird häufig auch eine 0 verwendet.
Der Input des Prozesses 1 ist der Fluss A41, der Output des Prozesses 1 ist der Fluss A12.
Die Flüsse dürfen keine Abzweigungen enthalten, d.h. es dürfen keine Flüsse einander übergehen oder
sich teilen ohne Prozess. Jeder Fluss enthält genau ein Gut oder Stoff, so dürften die Güter A24 und A34
nicht in einem Pfeil zusammengefasst werden. Allgemein ist vor der Modellierung genau zu unterscheiden, was ein Prozess und was ein Fluss ist.
14
Das System Glashaushalt wird mit folgender Input-Output-Tabelle ergänzt:
Tabelle 1 Input-Output Tabelle des Systems „Glashaushalt“
Produktion (1) Konsum (2)
Produktion (1) -
Recycling (3)
Output
Glas (A12)
-
-
Konsum (2)
-
-
Altglas 1 (A23)
Altglas (A24)
Recycling (3)
Altglas (A31)
-
-
Altglas (A34)
Input
Rohmaterial
(A41)
-
-
Es lässt sich die Konvention erkennen, dass der Herkunftsprozess in der Zeile, der Zielprozess in der Spalte steht, und das Gut, welches dazwischen fliesst, als Wert in der Tabelle dargestellt wird.
Falls dieses System stationär ist, also der Input A41 gleich gross ist, wie alle Outputs (A24 und A34) und
somit keine Lager in den Prozessen 1, 2 und 3 gebildet werden, kann man das System mit Transferkoeffizienten beschreiben. Allgemein gilt:
𝐴
𝑘𝑜𝑢𝑡,𝑖 = ∑ 𝑜𝑢𝑡,𝑖
𝑛 𝐴𝑖𝑛
Annahme: keine Lagerbildung, k є [0, 1].
In diesem Beispiel ist folglich Output A12=k12*(A41 + A31) und Output A24=(1-k23)*A12
Ganz allgemein sind die Spalten der Tabelle die Outputs und die Zeilen für die Inputs. Die Felder stellen
die Güter dar. Im Speziellen gilt, dass die quadratische Matrix, also in diesem Fall der gelbe Bereich von
Produktion bis Recycling, die inneren Flüsse wiedergibt. Der untere Teil, der grüne Bereich, umfasst die
Importflüsse in das System hinein, häufig sind dies Rohstoffe wie z.B. Energie. Im rechten Teil, der graue
Bereich, beschreibt die Exportflüsse, also die Outputflüsse aus dem System hinaus, z.B. auch Abwasser
der ARA in die natürlichen Gewässer.
Aus der Input-Output-Tabelle lässt sich ableiten, dass die Anzahl Flüsse definiert sind als:
F = Nin + NImp + NExp (P. Baccini, 1996)
Dabei bezeichnet Nin die Anzahl der inneren Flüsse, NImp alle Importflüsse, also jene Flüsse in das System
hinein, und NExp alle Exportflüsse.
15
2.3.3 Stoffe als Indikatoren
Um ein System interpretieren zu können, werden ein oder mehrere Stoffe als Indikatoren gewählt um
das System einfacher beurteilen zu können. Ein Grund dafür ist, dass in der Stoffflussanalyse der Einfluss
der Prozesse auf die Stoffverteilung im System im Vordergrund steht. (P. Baccini, 1996)
„Die Wahl der Zeige- oder Indikatorstoffe ist sehr wichtig bei der SFA. Sie beruht auf den naturwissenschaftlichen Kenntnissen des ‚Systembauers’. Eine geschickt gewählte Kombination möglichst weniger
Indikatorstoffe erlaubt eine effiziente und treffende Charakterisierung des Stoffwechsels. Effizient bedeutet hier einen möglichst hohen Ertrag an Information im Verhältnis zum Unersuchungsaufwand [...].
Treffend bezieht sich auf die ressourcen- und wirtschaftsrelevanten Informationen für das Gesamtsystem.“ (P. Baccini, 1996)
Im Beispiel Glashaushalt wäre ein möglicher Indikator der Rohstoff SiO4, im Papierhaushalt der Kohlenstoff C für die Cellulose.
2.4 Beispiele
2.4.1 Beispiel Papierhaushalt
Betrachtet wird ein vereinfachter regionaler Papierhaushalt, welcher die Holzfaserproduktion, die Verarbeitung zu Papier, den Konsum wie auch die Entsorgung umfasst. Es wird insbesondere die Systemanalyse durchgeführt, wobei viele Prozesse zusammengefasst und die zahlreichen Papierarten nicht
unterschieden werden.
Der erste Schritt erfasst das System und analysiert die einzelnen Inputs, Prozesse und Outputs, indem
eine Liste der Systemelemente erstellt wird. An dieser Stelle werden mögliche Indikatorstoffe gewählt.
In diesem Fall ist Kohlenstoff als Hauptelement von Holz, der fossilen Energieträgern sowie dem Endprodukt Papier ein treffender Indikator.
Für die Papierherstellung ergibt dies folgende Tabelle:
Tabelle 2 Flüsse und Prozesse des Systems "Papierhaushalt"
Inputgüter
Holz Import
Holz gewonnen
Wasser
Energie
Altpapier
Prozess
Papierherstellung
Outputgüter
Papier Export
Papier
Abluft
Abwasser
Mithilfe dieser Liste wird das Güterflussdiagramm für das beschriebene System Papierhaushalt ermittelt:
16
Systemgrenze
Anthroposphäre
extern
Anthroposphäre
extern
Papier Export
Holz Import
Holzgewinnung
Holz
Abluft II
Abfall I
Luft
KVA
Atmosphäre
Abluft I
Atmosphäre
Schlacke
Papier
Papierherstellung
Altpapier
Klärschlamm
Papierkonsum
Wasser I
Hydrosphäre
Hydrosphäre
Wasser II
Abfall II
Abwasser I
ARA
Abwasser II
Energie I
Lithosphäre
Lithosphäre
Energie II
Quelle: Baccini, Bader, 1996. „Regionaler Stoffhaushalt“
Abbildung 5 Flussdiagramm des Systems "Papierhaushalt"
Daraus wiederum lässt sich die Input-Output-Tabelle erstellen:
Tabelle 3 Input-Output Tabelle des Systems "Papierhaushalt"
HolzPapiergewinnung herstellung
Papierkonsum
KVA
ARA
-
-
-
Abwasser I
Anthropo Atmo-sphäre sphäre
Hydrosphäre
Lithosphäre
-
-
-
Papier
Export
Abluft I
-
-
Holzgewinnung
-
Holz
-
Papierherstellung
-
-
Papier
Papierkonsum
-
Altpapier
-
Abfall I
Abfall II
-
-
-
-
KVA
-
-
-
-
-
-
Abluft II
-
Schlacke
ARA
-
-
-
Klärschlamm
-
-
-
Abwasser
II
Anthroposphäre
-
Holz Import
-
-
-
Atmosphäre
Luft
-
-
-
-
Hydrosphäre
Wasser I
Wasser II
-
-
-
Lithosphäre
Energie I
Energie II
-
-
-
Im Unterschied zum vorherigen System Glashaushalt werden hier mehrere externe Prozesse beschrieben, die als weitere Spalten (für die Outputs, grau) und Zeilen (für die Inputs, grün) angefügt werden.
17
Als nächstes werden die Daten erfasst bzw. gemessen. An dieser Stelle wird die Datenlage geprüft und
mögliche Methoden zur Abschätzung sowie Messung ermittelt. (P. Baccini, 1996) Dieser Teil ist meist
der aufwändigste in der ganzen Stoffflussanalyse. Für die Erfassung werden Statistiken von Firmen ausgewertet, Schätzungen des Bundes in Betracht genommen, Jahresberichte oder andere Ökobilanzen.
Der dritte Schritt ist die Berechnung der Flüsse, wobei hier Bilanzgleichungen und Systemgleichungen
angewendet werden. Mehr dazu im Kapitel Mathematische Modellierung.
Der letzte Punkt umfasst die Interpretation des Systems und die Betrachtung im grösseren Zusammenhang. Dies ist anhand des Beispiels „Papierhaushalt“ nur eingeschränkt möglich, da konkrete Zahlen
fehlen. Doch kann man bereits sagen, dass der Ressourcenbedarf und die potentielle Umweltbelastung
durch den Energiebedarf respektive Abwasseranfall als ökologische Schlüsselprobleme zu identifizieren
sind.
2.4.2 Beispiel NPnEO
NPnEO, Nonylphenolpolyethoxylat, wurde als Tensid zum Waschen eingesetzt, es ist also eine nichtionische Verbindung, die in Waschmittel enthalten war. Seit 1985 ist diese Substanz in Waschmitteln verboten, weil NPnEO in Abwasser und Klärschlamm zum toxischen Metabolit NP, Nonylphenol, abgebaut
wird. Anhand des Systems werden einige Aspekte der Begründung dieser Massnahme aufgezeigt, betrachtet wird der Eintrag der Substanz durch das Wäsche waschen sowie die Reinigung des Abwassers.
Die Systemanalyse ergibt folgendes Diagramm:
18
Systemgrenze
Gereinigte Wäsche
Schmutzige Wäsche
Waschmittel
Abluft
Wäsche
waschen
Gereinigtes
Abwasser
Schmutzwasser
ARA
Wasser
Rohabwasser
Frischschlamm
Schlammbehandlung
Kanalisation
Regen und Fremdwasser
Faulschlamm
Boden
Sickerwasser
Quelle: Baccini, Bader, 1996. „Regionaler Stoffhaushalt“
Abbildung 6 Flussdiagramm des Systems "NPnEO"
Für die Datenerfassung wurde die Konzentration im Rohabwasser, im gereinigten Abwasser sowie im
Klärschlamm gemessen, wobei in den Outputs nur noch NP gemessen werden konnte. (P. Baccini, 1996)
Das Diagramm wird mit den vorhandenen Daten ergänzt:
19
Systemgrenze
Gereinigte Wäsche
0
Schmutzige Wäsche
Abluft
?
0
Waschmittel
0.30
Schmutzwasser
Wäsche
waschen
Gereinigtes
Abwasser
0.002
~0.00
ARA
?
Wasser
0
Rohabwasser
Frischschlamm
0.02
0.24
0.03
?
Kanalisation
Regen und Fremdwasser
Schlammbehandlung
Faulschlamm
0.15
?
Boden
0
Sickerwasser
?
NPnEO
Tensid
NP
Toxischer Metabolit
Angaben in Mol pro Einwohner pro Jahr
Quelle: Baccini, Bader, 1996. „Regionaler Stoffhaushalt“
Abbildung 7 Flussdiagramm des Systems "NPnEO" mit vorhandenen Daten für Flüsse
Aufgrund dieses Diagramms lassen sich verschiedene Aussagen machen. So finden bereits in der Kanalisation Abbauprozesse von NPnEO zu NP statt. NP selbst wird vor allem in der partikulären Phase, dem
Klärschlamm, transportiert, da im gereinigten Abwasser kaum mehr NP vorhanden ist. Nach der Reinigung ist im Abwasser kein NPnEO mehr nachweisbar. Von letzterem gehen rund 50% als NP in den Klärschlamm. Es wird angenommen, dass nach 100 Tagen Vegetationszeit NP, NP1EO, NP2EO zu 90% abgebaut sind. Trotzdem ist dies problematisch, da durch den damals noch erlaubten Austrag des Klärschlammes in die Landwirtschaft 10% im Boden bleiben. So reicherte sich NP im Boden an, dessen
ökotoxikologische Wirkung unbekannt war. Um diese Problematik zu entschärfen folgte das Verbot solcher Tenside in Waschmitteln und zu einem Rückgang der NP-Konzentration im Klärschlamm um 75%.
(P. Baccini, 1996).
2.5 Lager
2.5.1 Klassierungen bei Lagern
Ein Lager ist ein Materialbestand eines Prozesses. Es beschreibt die Senke eines Gutes innerhalb der
Systemgrenzen. Lager beschreiben häufig Ressourcenspeicher wie Kupfer oder Holz in Gebäuden.
Es wird unterschieden zwischen geogenen und anthropogenen Lagern. Erstere sind begrenzt vorhanden,
wie zum Beispiel die fossilen Lager (Erdöl- und Kohlevorkommen), Erzvorkommen oder abbaubare Kiesgruben.
20
Anthropogene Lager sind erst durch menschliche Tätigkeiten entstanden, wie beispielsweise Kupfer
oder Beton in Gebäuden oder Deponien als Endlager. Lager können auch aufgrund der Aufenthaltszeiten
unterschieden werden.
Kurzlebige Güter wie Waschmittel haben eine Lebensdauer von einigen Tagen bis mehrere Wochen und
sind dadurch nur kurzfristig in Lagern.
Langlebige Güter, z.B. eine Stereoanlage sind über längere Zeit (Jahre) in Lagern vorhanden. Dies führt
dazu, dass zuerst ein Lager aufgebaut wird und dies erst zeitverschoben wieder abgebaut wird. Der Abbau ist die Entsorgung der Stereoanlage bzw. das Nachweisen der Waschmittel im Abwasser.
Lager können im Allgemeinen viel grösser sein als die Zu- und Wegflüsse eines Prozesses. Eine weitere
Unterscheidungsmöglichkeit ist der direkte Zweck eines Lagers, z.B. ein Warenlager, bei welchem der
Bestand häufig genau bekannt ist, sowie der indirekte Zweck eines Lagers, z.B. Stahl in Gebäuden und
Infrastruktur, welche nicht direkt quantifizierbar sind. Lager sind häufig nicht statistisch erfasst, insbesondere indirekte Lager, wodurch diese schwierig abzuschätzen sind, im Gegensatz zu Flüssen, welche
meistens dokumentiert sind.
2.5.2 Lageränderung
Lageränderungen sind Differenzen zwischen Input und Output eines Prozesses innerhalb des beobachteten Zeitraumes. Hierbei ist anzumerken, dass die Lageränderung abhängig vom beobachteten Zeitraum
ist, d.h. wenn man das Waschmittellager über einen Tag betrachtet, ergibt das nicht dasselbe wie über
ein Jahr.
Die Darstellung von Lageränderungen sieht folgendermassen aus:
Abbildung 8 Darstellung von Lagerauf- und abbau
In der Materialflussanalyse kann sowohl ein Lageraufbau als auch ein Lagerabbau modelliert werden.
Bei Ersterem ist der Input in einen Prozess grösser als der Output, beim Lagerabbau ist der Output grösser als der Input.
21
2.6 Mathematische Modellierung
2.6.1 Ziel der mathematischen Modellierung
Das Ziel der mathematischen Beschreibung ist, Stoffhaushaltsysteme einheitlich und quantitativ zu erfassen. Dies wird für verschiedene Anwendungen gebraucht.
Eine zentrale Anwendung sind Modell - oder Szenarienrechnungen, bei denen Variablen bei nur wenigen
gegeben Systemparametern bestimmt werden müssen.
Die Modellierung hilft auch bei der Optimierung von Systemen, indem unter einer bestimmten Zielvorgabe – also einem angestrebten Bereich bzw. für vorgegebene Zielgrössen – die Parameter optimiert
werden. Es wird demnach untersucht, wie sich ein System unter bestimmten Voraussetzungen verhalten
wird.
Eine weitere Anwendung ist die Optimierung von Schätzwerten. Dabei werden die besten Werte von
Systemvariablen aus einem Satz von Messwerten, inklusive deren Vertrauensbereiche, ausgewählt. Um
Unsicherheiten zu analysieren betrachtet man die Fehlerausbreitungen, damit können die Auswirkung
von unsicheren Systemparametern auf die Systemvariablen erkannt werden.
Visualisierungen von Flüssen und Lagern dienen dem Systemverständnis, wie auch der Kontrolle über
erhobene Daten.
Mittels Sensitivitätsanalyse werden die Auswirkungen von Änderungen bei Parametern auf Variablen
von Systemen betrachtet.
Die Motivation der mathematischen Modellierung ist die Simulation von Systemen. Somit hilft eine solche Modellierung bei der Systemidentifikation und der Sensitivitätsanalyse, welche beide essentiell sind
um ein vollständiges Systemverständnis zu erlangen.
2.6.2 Allgemeines Vorgehen der Modellrechnung
Die Mathematische Modellrechnung wird in folgenden Schritten durchgeführt und basiert auf der Methode nach P.Baccini, 1996:
1.
2.
3.
4.
5.
Wahl der Systemvariablen (System vollständig beschreiben)
Bilanzgleichungen aufstellen (Energie- und Massenerhaltung)
Modellansatz wählen (Systemgleichungen aufstellen, Parameter wählen)
Analytische Lösung (Systemvariablen in Funktion der Systemparameter ausdrücken)
Anwendung auf spezifische Fragestellung
Im Folgenden wird am Beispiel Glashaushalt näher darauf eingegangen:
22
2.6.2.1 Beispiel Glashaushalt
I = 9 kg/Ea
k12 = 1
k21 = 0.9
k23 = 0.1
Abbildung 9 Stoffflussdiagramm eines fiktiven Glashaushalts
23
1. Wahl der Systemvariablen
Systemvariablen sind Variablen, welche das System vollständig bestreiben, folglich sind dies die relevanten Grössen.
Allgemein wird die Anzahl (N) Unbekannte mit folgender Formel berechnet:
𝑁𝑢𝑛𝑏𝑒𝑘𝑎𝑛𝑛𝑡 = 𝑁𝑀𝑎𝑡𝑒𝑟𝑖𝑒 + 𝑁𝑖𝑛𝑛𝑒𝑟𝑒 𝐹𝑙ü𝑠𝑠𝑒 + 𝑁𝐼𝑛𝑝𝑢𝑡𝑓𝑙ü𝑠𝑠𝑒 + 𝑁𝑂𝑢𝑡𝑝𝑢𝑡𝑓𝑙ü𝑠𝑠𝑒
Beispiel Glashaushalt:
Hier gibt es zwei Lager und somit auch zwei Materievariablen M(1)(t) und M(2)(t). Weiter gibt es vier Flüsse A12(t), A21(t), A31(t) und A23(t).
Daraus folgt, dass es insgesamt sechs Unbekannte gibt, zwei Lagervariablen, zwei unbekannte, innere
Flüsse, einen unbekannten Inputfluss sowie einen unbekannten Outputfluss.
2. Bilanzgleichungen aufstellen
Für jeden Prozess gibt es eine Bilanzgleichung pro Zeiteinheit. Bilanzgleichungen sind Energie- und Massenerhaltungsgleichungen.
Bilanzgleichungen allgemein:
𝑑𝑀𝑖 (𝑗)
𝑑𝑡
𝑁+𝑁𝐼𝑝
= ∑𝑟=1
(𝑖)
𝑁+𝑁𝑂𝑝
(𝑖)
𝐴𝑟𝑗 − ∑𝑠=1
𝐴𝑗𝑠
Diese Gleichung beschreibt, dass im stationären Fall (Begriff siehe Kapitel 2.6.2.2) die Summe der Inputflüsse gleich der Summe der Outputflüsse ist.
Beispiel Glashaushalt, welcher als stationär betrachtet wird:
Für Prozess 1 (Produktion):
Für Prozess 2 (Konsum):
𝑑𝑀1 (𝑡)
𝑑𝑡
𝑑𝑀2 (𝑡)
𝑑𝑡
= 𝐴21 + 𝐴31 − 𝐴12 = 0
= 𝐴12 − 𝐴23 − 𝐴21 = 0
3. Modellansatz
An dieser Stelle werden Systemgleichungen aufgestellt sowie die Parameter gewählt. Systemgleichungen beschreiben die Flüsse.
Beispiel Glashaushalt:
Dieses Modell enthält drei Transferkoeffizienten (Outputflüsse aus Prozessen sind mit Transferkoeffizienten gekennzeichnet) und einen Inputfluss. Insgesamt gibt es also vier Parameter.
Import: 𝐴31 = 𝐼
Stoffflüsse im System:
24
𝐴12 = 𝑘12 (𝐴31 + 𝐴21 ) = 𝑘12 (𝐼 + 𝐴21 )
𝐴21 = 𝑘21 𝐴12
𝐴23 = 𝑘23 𝐴12
4. Analytische Lösung
Die Systemvariablen werden als Funktion der Systemparameter bestimmt, d.h. zu gegebenen Anfangsund Randbedingungen.
Beispiel Glashaushalt:
Durch Einsetzen der Parameter in die Gleichungen erhält man für die Flüsse folgende Lösungen. Meistens sind in einem Prozess die Transferkoeffizienten bekannt. Mit der mathematischen Modellierung
kann man alle Flüsse abhängig von den Parametern (dem gegebenen Import und den gegebenen Transferkoeffizienten) berechnen.
𝐴12 =
𝐴21 =
𝐴23 =
𝑘12 𝐼
1−𝑘12 𝑘21
𝑘21 𝑘12 𝐼
1−𝑘12 𝑘21
𝑘23 𝑘12 𝐼
1−𝑘12 𝑘21
5. Anwendung auf spezifische Fragestellung
Mithilfe der Modellrechnung können verschiedenste Fragestellungen beantwortet werden. Für die Interpretation der Resultate gibt es keine allgemeine Anleitung. Fragen, die man sich immer stellen sollte,
sind, wie sich das System bei Änderung von wichtigen Flüssen oder Transferkoeffizienten entwickelt.
Weitere Fragen können sein (Auswahl):
- Wie verändert sich der Import bei erhöhtem Recyclingkoeffizient?
- Wie stark wachsen/sinken Lager an/ab?
- Welche Flüsse sind im Prozess relevant, welche sind am grössten?
- Welche Auswirkung hat eine Verringerung des Importes auf die Lageränderung?
Beispiel Glashaushalt:
Hier ist die Auswirkung des Recyclingkoeffizienten (Rückfluss zur Produktion, Fluss A12 mit k12) zu betrachten. Der Recyclingkoeffizient und der Rücklauffluss in folgendem System sind hoch. Daraus folgt,
dass der Exportfluss klein ist.
25
Abbildung 10 Mathematisch modellierte Stoffflüsse in fiktivem Glashaushalt
26
2.6.2.2 Zeitabhängigkeit von Systemen
Es gibt zwei Möglichkeiten: zeitabhängige oder zeitunabhängige Systeme. Die unterschiedlichen Fälle
sind folgend dargestellt.
-
Zeitunabhängige bedeutet, dass ein System stationär betrachtet wird. Dabei bleiben alle Grössen über die Zeit konstant. Stationär bedeutet auch, dass es keine Lageränderungen gibt.
Mathematisch ausgedrückt:
Materiemenge (Lager): 𝑀(𝑗) (𝑡) ≡ 𝑀(𝑗) = 𝑐𝑜𝑛𝑠𝑡
Materiefluss:
𝐴12 (𝑡) ≡ 𝐴12 = 𝑐𝑜𝑛𝑠𝑡
-
Quasistationär beschreibt ein System, in welchem alle Flüsse zeitunabhängig sind, die Materie
(Lager) jedoch eine lineare Funktion der Zeit darstellen. Linear bedeutet, dass die Änderungsrate
von Lagern über die Zeit konstant ist.
Mathematisch ausgedrückt:
Materiemenge:
Lagerveränderung:
𝑑𝑀(𝑗) (𝑡)
𝑑𝑡
𝑀(𝑗) (𝑡) = 𝑀(𝑗) (0) + 𝑀̇(𝑡) ∙ 𝑡
Lager:
𝐴12 (𝑡) ≡ 𝐴12 = 𝑐𝑜𝑛𝑠𝑡
Materiefluss:
-
= 𝑀̇(𝑡) = 𝑐𝑜𝑛𝑠𝑡
Zeitabhängige Systeme beinhaltet zeitabhängige Systemvariablen und Systemparameter. Solche
Systeme sind dynamisch und beschreiben beispielsweise ein Wachstumsmodell.
2.6.3 Sensitivitätsanalyse
Mit der Sensitivitätsanalyse wird untersucht, wie durch Änderungen von Parametern die Variablen beeinflusst werden. Damit wird gezeigt, wie sensitiv z.B. ein Stofffluss auf kleine Änderungen, wie Messungenauigkeiten, von Parametern reagiert. Wenn eine kleine Änderung von Eingabegrössen eine grosse
Veränderung der Variable zur Folge hat, so hat diese Variable eine grosse Sensitivität und reagiert stark
auf Unsicherheiten der Parameter. Dies zeigt, welche Grössen eine hohe Messgenauigkeit erfordern und
damit lässt sich ein Messprogramm ableiten. Eine solche Analyse ist insbesondere für das Systemverständnis wie auch zur Abschätzung von Unsicherheiten wichtig.
Die absolute Sensitivität berechnet sich folgendermassen:
𝐴𝑏𝑠𝑜𝑙𝑢𝑡𝑒 𝑆𝑒𝑛𝑠𝑡𝑖𝑣𝑖𝑡ä𝑡 = 𝑝𝑗
∆𝑥𝑖 (∆𝑝𝑗 )
∆𝑝𝑗
∆𝑥𝑖 (∆𝑝𝑗 ): Änderung der Systemvariable xi bei einer Änderung des Parameters j um∆𝑝𝑗 .
27
Beispiel Glashaushalt:
Die Analytische Lösung (wie oben hergeleitet) des Rücklaufflusses lautet:
𝐴21 =
𝑘21 𝑘12 𝐼
1−𝑘12 𝑘21
Es lässt sich für jede Variable mit Hilfe partieller Ableitungen die Sensitivität beschreiben:
𝜕𝐴21
𝜕𝐼
𝜕𝐴21
𝜕𝑘12
𝜕𝐴21
𝜕𝑘21
𝜕𝐴21
𝜕𝑘23
=
=
=
𝑘21 𝑘12
1−𝑘12 𝑘21
𝑘21 𝐼
(1−𝑘12 𝑘21 )2
𝑘12 𝐼
(1−𝑘12 𝑘21 )2
= 0, da der Fluss A21 nicht abhängt vom Transferkoeffizienten k23.
Die absolute Sensitivität des Rücklaufflusses (𝐴21 ) wird für eine Änderung des Recyclingkoeffizienten wie
folgt berechnet. (Die Vorgaben sind: I= 9 kg/Ea; k12= 1; k21= 0.85, ∆k21= 0.1)
𝐴21,𝑛𝑒𝑢 = 𝐴21 + ∆𝑘21
𝜕𝐴21
𝜕𝑘21
=
𝑘21 𝑘12 𝐼
1−𝑘12 𝑘21
+ ∆𝑘21
𝑘12 𝐼
(1−𝑘12 𝑘21 )2
= 51 + 0.1 ∙ 400 = 51 + 40 = 91
Der Rücklauffluss ist folglich stark abhängig vom Recyclingkoeffizienten und reagiert bereits bei kleiner
Veränderung.
28
2.7 Schlussfolgerungen
Die Stoffflussanalyse kann Stoffwechselprozesse quantitativ und qualitativ beschreiben. Während der
Analyse ist die Wahl des Systems und seiner Grenzen der kreative Teil, die Datenerhebung hingegen der
arbeitsintensive Teil der SFA. Das ganze System erhält man häufig erst nach mehreren iterativen Entwicklungen, so wird zuerst ein grob vereinfachtes System betrachtet. Da in jedem System immer Vereinfachungen angenommen werden müssen, entspricht ein solches Modell nie der Realität. Folglich müssen die Grenzen der Methode beachtet werden, insbesondere die Datenlage ist häufig schwierig und
nicht vollständig.
Im Speziellen ist festzuhalten, dass ein Stoff als Indikator verwendet werden kann. Ein Gut besteht jedoch aus mehreren Stoffen und erfüllt eine bestimmte Funktion. Die Prozesse, ein weiteres Element der
Systeme, beschreiben eine chemische, physikalische, zeitliche oder örtliche Veränderung von Gütern
oder Stoffen.
Mithilfe von Lagern kann in jedem Prozess eine Materialsenke dargestellt werden. Diese Senke kann
entweder aufgebaut oder abgebaut werden. Es wird dabei zwischen langlebigen und kurzlebigen Gütern
unterschieden.
Die Mathematische Modellierung wird benötigt, um unvollständige Systeme vollständig beschreiben zu
können und deren zeitliche Entwicklung zu simulieren. Bei der zeitlichen Entwicklung wird zwischen
stationären, quasistationären und dynamischen/zeitabhängigen Systemen unterschieden. Mit einer
Modellierung wird es möglich, relevante Flüsse und Transferkoeffizienten zu erkennen. Eine mögliche
Fragestellung ist, wie sich das System entwickelt, wenn sich wichtige Flüsse oder Transferkoeffizienten
ändern. Die Sensitivitätsanalyse zeigt, wie stark ein Fluss von Änderungen der Transferkoeffizienten
beeinflusst wird.
29
2.8 Übungsaufgabe
Thema: Holzflüsse in einem Spanplattenwerk
Problemstellung:
Ein Spanplattenwerk besitzt einen eigenen Wald, dessen Holzerträge für die Produktion von Spanplatten
verwendet werden. Zudem nimmt das Werk auch Altholz an, welches ebenfalls für die Spanplattenproduktion verwendet wird. Das Altholz wird in einem Shredder zu feinen Spänen verarbeitet (Aufbereitung
1). Dabei entsteht 20 % Ausschuss (schadstoffhaltige Feinfraktion), die nicht in der Produktion verwendet werden kann und deshalb in einer werkseigenen Holzverbrennungsanlage verbrannt wird. Bei der
Aufbereitung des Waldholzes (Aufbereitung 2) entstehen 10 % Ausschüsse (Ast- und Rindenmaterial).
Dieses Material wird ebenfalls in die Holzverbrennungsanlage geführt.
Das Spanplattenwerk liefert einem zweiten Werk jährlich 50'000 Tonnen (Trockensubstanz) aufbereitete
Waldholzspäne. Das Holzlager im Wald beträgt zurzeit 10'000'000 Tonnen (Trockensubstanz). Für die
Spanplattenproduktion setzt das Unternehmen aufbereitete Altholzspäne und Waldholzspäne im Verhältnis 1:2 ein (1 Teil Altholzspäne und 2 Teile Waldholzspäne). Das Unternehmen möchte einen Anteil
an unaufbereitetem Altholz von 30 % des Gesamtinputs in die Aufbereitungsprozesse erzielen. Wie viel
Altholz muss das Unternehmen akquirieren und wie gross ist der Input ins Spanplattenwerk?
Aufgabe 1
a) Erstellen Sie ein geeignetes System, welches die internen Prozesse „Aufbereitung 1“, „Aufbereitung 2“, „Waldnutzung“, „Spanplattenherstellung“ und „Holzverbrennung“ enthält. Die anderen
Prozesse liegen ausserhalb des Systems. [4]
b) Erstellen Sie die Systemgleichungen und berechnen Sie den Altholzfluss und die Inputflüsse ins
Spanplattenwerk. [12]
c) Diskutieren Sie die Resultate [4]
d) Welchen Indikator würden Sie wählen, um das System zu untersuchen? Begründen Sie Ihre
Wahl! [2]
Aufgabe 2
a) Der Wald lässt sich bei einer jährlichen Ernterate von 2 % nachhaltig bewirtschaften. Berechnen
Sie den C-Ausstoss aus der Holzverbrennung in die Atmosphäre. Verwenden Sie dabei die Angaben in der Problemstellung mit einer Ausnahme: Der Anteil an unaufbereitetem Altholz ist nicht
mehr 30 % des Gesamtinputs. Dieser Fluss ergibt sich aus den anderen Bedingungen. [8]
b) Welche Indikatoren würden Sie wählen, wenn Sie das System auf die Schadstoffeinträge ins Altholz und in die Holzverbrennungsanlage untersucht werden sollen? Begründen Sie Ihre Wahl!
[4]
c) Von welchem Fluss geht Ihrer Meinung das grösste Schadstoffpotential aus? Begründen Sie Ihre
Aussage. [6]
30
Weitere Angaben: Zusammensetzung Holz (C6H12O4), der Transferkoeffizient von C in die Atmosphäre bei der Holzverbrennung ist 0.99.
Musterlösung: Holzflüsse in einem Spanplattenwerk
Aufgabe 1
a.) Erstellen Sie ein geeignetes System, welches die internen Prozesse „Aufbereitung 1“, „Aufbereitung
2“, „Waldnutzung“, „Spanplattenherstellung“ und „Holzverbrennung“ enthält. Die anderen Prozesse
liegen ausserhalb des Systems. [4]
Wald
A1
A3
Aufbereitung
Waldholz
A5
A2
Aufbereitung
Altholzholz
Holzverbrennungsanlage
A4
A6
Spanplatten
produktion
A7
b) Erstellen Sie die Systemgleichungen und berechnen Sie den Altholzfluss und die Inputflüsse ins Spanplattenwerk. [12]
Gleichungen
Koeffizienten
A1 = k1 x I
k1
A2 = (1-k1) x I
A1 = k1/(1-k1) x A2
A3 = k3 x A1
k3
A4 = k4 x A6
k4
A7 = 50000
A7
A5 = k5 x A2
k5
A6 = (1-k5) x A2
A1 = k3xA1 + k4 x (1-k5) x A2 + 50000
A1 x (1 - k3) - k4 x (1-k5) x A2 = 50000
k1/(1-k1) x A2 x (1 - k3) - k4 x (1-k5) x A2 = 50000
A2 = 50000 / (k1/(1-k1) x (1 - k3) - k4 x (1-k5))
Numerische Lösung (Angaben in Tonnen/a)
31
Werte
0,7
0,1 Ausschuss Waldholzaufbereitung
2
50'000
0,2 Ausschuss Altholzaufbereitung
I=
333'333
A1=
233'333
A2=
100'000 Totaler Altholzinput in t/a
A3=
23'333
A4=
160'000 Holzinput in Spanplattenwerk in t/a
A7=
50'000
A5=
20'000
A6=
80'000 Altholzinput in Spanplattenwerk in t/a
c) Diskutieren Sie die Resultate [4]





Es gibt keine Lager, ausser im Prozess Wald.
Das Werk muss 100'000 t/a Altholz akquirieren.
Der Input ins Spanplattenwerk beträgt 240'000 t/a
Der Gesamtinput in das Werk (inkl. Verbrennung) beträgt 333'333 t/a davon sind 233'333 t/a
Waldholz.
Der Lagerabbau im Prozess Wald beträgt 2.33 % (10 Mio. t/a / 233'333 t/a).
d) Welchen Indikator würden Sie wählen, um das System zu untersuchen? Begründen Sie Ihre Wahl! [2]
Der sinnvollste Indikator ist Kohlenstoff. Kohlenstoff kommt in allen Flüssen vor. Holz hat einen CGehalt von ca. 50 %!
Weiter Indikatoren wären N oder S (aber höchsten 2. oder 3. Wahl)
Aufgabe 2:
a) Der Wald lässt sich bei einer jährlichen Ernterate von 2 % nachhaltig bewirtschaften. Berechnen Sie
den C-Ausstoss aus der Holzverbrennung in die Atmosphäre. Verwenden Sie dabei die Angaben in der
Problemstellung mit einer Ausnahme: Der Anteil an unaufbereitetem Altholz ist nicht mehr 30 % des
Gesamtinputs. Dieser Fluss ergibt sich aus den anderen Bedingungen. [8]
Berechnung C-Gehalt Holz aus Summenformel Holz (C6H12O4):
 72/ (72+12+64) = 0.486 ≈ 0.5 d.h. 50%
Bemerkung: Für die folgenden Berechnungen wird mit C-Gehalt von 50% gerechnet.
Berechnung des C-Outputs aus Wald:
10'000'000 t x 0.02 = 200'000 t/a Holz  entspricht 100'000 tC/a
Berechnung der restlichen Flüsse ausgehend von diesen 100'000 tC/a.
A1 = 1'000'000 tC/a
A3 = 1'000'000 tC/a * 0.1 = 10'000 tC/a (weil 10% Ausschuss)
32
A7 = 50'000 tHolz/a x 0.5 = 25'000 tC/a (gegeben)
A4 = 1'000'000 tC/a - 25'000 tC/a - 10'000 tC/a = 65'000 tC/a (ergibt sich aus Bilanz über Prozess)
A6 = 65'000 tC/a : 2 = 32'500 tC/a (weil Altholzspäne und Waldholzspäne für Spanplattenproduktion
im Verhältnis 1:2)
A2 = 32'500 : 0.8 = 40'625 tC/a (weil der Anteil des Altholzes, welches in die Spanplattenproduktion
geht, bei 80 % liegt)
A5 = 40'625 tC/a - 32'500 tC/a = 8125 tC/a
Input in Altholzverbrennungsanlage:
A3 + A5 = 18'125 tC/a (weil Transferkoeffizient 0.99 gehen beinahe so viel C in die Atmosphäre wie in
Verbrennungsanlage hinein; genau wären es 17'944 tC/a)
ca. 18000
A3: 10000
Wald
A1:100000
Aufbereitung
Waldholz
A4: 65000
Holzverbrennung- ca. 180
sanlage
A5: 8125
A2: 40625
Aufbereitung
Altholzholz
A6: 32500
Spanplattenproduktion
A7: 25000
b) Welche Indikatoren würden Sie wählen, wenn Sie das System auf die Schadstoffeinträge ins Altholz
und in die Holzverbrennungsanlage untersucht werden sollen? Begründen Sie Ihre Wahl! [4]
Allgemein: Schwermetalle wie Zn, Cd, Cu, Cr, Pb, Sb usw.
Die Schwermetalle gelangen über das naturbelassen und vor allem über das Altholz in die Spanplatten aber auch in die Holzverbrennungsanlage. Von dort werden die Schwermetalle ins Abgas und in
die Rückstände transferiert.
Org. Indikatoren könnten auch bestimmt werden. Allerdings ist dies schwieriger, weil die organischen
Verbindungen in der Verbrennung entstehen und/oder zerstört werden können.
c) Von welchem Fluss geht Ihrer Meinung das grösste Schadstoffpotential aus? Begründen Sie Ihre Aussage. [6]
33
Das grösste Schadstoffpotential weist der Fluss A5 auf. In dieser Fraktion befinden sich die Feinanteile
der Altholzfraktion. Die Schwermetalle sind in dieser Feinfraktion angereichert. Relativ flüchtige
Schwermetalle wie z.B. Zink gelangen bei der Verbrennung zu grossen Anteilen ins Abgas, wenn die
Anlage nicht mit den entsprechenden Reinigungsstufen ausgerüstet ist. Fluss A6 hat ebenfalls erhebliches Schadstoffpotential, weil Altholz schadstoffhaltig ist. Der Fluss A3 enthält Rindenmaterial, dieses weist meist höhere Schadstoffgehalte als das Kernholz.
34
3 Umweltrisikoanalyse von Chemikalien
3.1 Einleitung
Spätestens seit Chemikalien gezielt synthetisch hergestellt werden, werden auch Studien durchgeführt,
die Auswirkungen von Chemikalien auf den Menschen untersuchen. Dabei werden Labortieren Chemikalien verabreicht und die Wirkung beobachtet. Mit einer Hochrechnung auf den menschlichen Körper
kann man so potentielle Beeinträchtigungen auf die menschliche Gesundheit voraussagen. Heute reicht
eine solche einseitige Analyse jedoch nicht aus, da die Umwelt ebenfalls in die Risikoanalyse miteinbezogen werden muss. Dabei gilt es negative Auswirkungen auf die Umwelt zu identifizieren, die der
Mensch durch den Ausstoss von Chemikalien verursacht. Grossflächige Umweltverschmutzungen durch
Abholzung, Nahrungsmittelproduktion, dem verschwenderischen Energieverbrauch und grossen Umweltkatastrophen wie Tschernobyl oder die Ölkatastrophe der «Deepwater Horizon» belasten die Biodiversität und damit die Gesundheit von Ökosystemen. Dadurch wird indirekt auch die Existenz der
Menschheit bedroht.
Welche Rolle spielt dabei die Risikoanalyse?
Bei der Kontrolle des Einsatzes und des Ausstosses von Chemikalien ist die Risikoanalyse unabdingbar
geworden. Je nach Art der Umweltbelastung – ob sie nur lokal wirksam ist, wie eine Mülldeponie, oder
einen grossen Kreislauf mit Konsequenzen mit sich zieht, wie die Einführung eines neuen Pflanzenschutzmittels – muss die Risikoabschätzung anders interpretiert werden. Die Risikoanalyse ist auch ein
politisches Instrument, welches international immer mehr an Bedeutung gewinnt.
3.1.1 Überblick Gesetzgebung in der EU und der Schweiz für Industriechemikalien
Für die meisten Typen von Chemikalien gibt es heute Gesetzgebungen, welche deren Einsatz regeln.
Zwei Gesetzgebungen, die Produktion, Verwendung und Handel von Industriechemikalien regeln, werden in diesem Abschnitt vorgestellt.
EU:
In der EU gilt seit Juni 2007 die Gesetzgebung REACH (Registrierung, Evaluierung, Zulassung («Authorisation») von CHemikalien). Diese Gesetzgebung beachtet neu die Auswirkungen entlang des gesamten
Lebenszyklus eines chemischen Stoffes und nicht nur dessen intrinsische Toxizität (Toxizität des Stoffes
alleine). Leider sind diese Informationen für einen Grossteil der Stoffe (etwa 70‘000) nicht bekannt und
müssen erst eruiert werden. Dabei will man insbesondere auch Alternativen zu ethisch bedenklichen
Tierversuchen finden1.
Schweiz:
Die in der Schweiz gültige Chemikalienverordnung (ChemV) hat sich in zwei Revisionen (2005 und 2009)
immer stärker der europäischen REACH Gesetzgebung angepasst, da die Industrie von Import und Export der Chemikalien abhängig ist. Die Einführung der Kernelemente von REACH (Registrierung und Zu1
www.bag.admin.ch/themen/chemikalien/00531/02835/05073/index.html?lang=de
35
lassung von Chemikalien) würden jedoch Änderungen auf Gesetzesstufe (ChemG) voraussetzen. Ob und
in welchem Ausmass die REACH-Grundsätze in der Schweiz eingeführt werden sollen, ist noch offen2.
(Stand 2011)
3.2 Grundstruktur der Risikoanalyse
Zu einer Risikoanalyse gehören die Teilbereiche Gefahrenidentifizierung, Effektabschätzung (Wirkung),
Expositionsabschätzung und Risikocharakterisierung.
Abbildung 11: Schematischer Überblick der Risikoanalysekomponenten
In der Gefahrenidentifizierung wird bestimmt, ob eine Substanz oder eine bestimmte Situation das Potential hat, schädliche Effekte zu verursachen. Die Expositionsanalyse klärt die Frage: «Wie viel einer
Chemikalie gelangt wo, wann und in welcher Form in die Umwelt und wie verhält sie sich in der Umwelt?». Die Auswertung dieser Frage ergibt einen PEC (Predicted Effect Concentration) für ein spezifisches Umweltkompartiment mit der Einheit Masse/Volumen. Andererseits wird die Wirkung einer Substanz untersucht, ausgedrückt als PNEC (Predicted No Effect Concentration). Der PNEC, Mass für die
Wirkung einer Substanz, drückt die höchstmögliche Konzentration eines Schadstoffes in einem Umweltkompartiment aus, die keine toxischen Effekte auf Mensch, Tier und die Umwelt hat. Genauere Definitionen des PNEC folgen später. Diese beiden Werte werden miteinander verglichen. Wenn das Verhältnis
zwischen PEC und PNEC grösser ist als eins, so ist die vorausgesehene Konzentration in einem System
höher als die maximale, nicht toxische Konzentration. Dies bedeutet, dass vermutlich das Risiko einer
Schädigung besteht, und somit der Gebrauch und die Emission dieser Chemikalie eingeschränkt werden
muss.
2
www.bag.admin.ch/themen/chemikalien/00531/02835/05075/index.html?lang=de
36
3.3 Expositionsanalyse
Wie im Überblick angedeutet, wird bei der Expositionsanalyse die Frage «Wie viel gelangt wo, wann und
in welcher Form in die Umwelt und zu welchen Umweltkonzentrationen (PEC-Werte) führt das?» geklärt.
Um diese Frage vollständig beantworten zu können, müssen die Stoffe erfasst werden. Wichtige Faktoren sind das Emissionsmuster, der biologische und chemische Abbau und das Verteilungsverhalten des
Stoffes. Diese Substanzeigenschaften müssen mit Informationen zu typischen Umweltbedingungen verknüpft werden (z.B. Depositions-, Wind- und Fliessgeschwindigkeiten, Volumina, etc.), um Umweltkonzentrationen von Substanzen vorherzusagen. Häufig wird die Umwelt dabei durch sogenannte Boxmodelle (auch Fugazitätsmodelle genannt) abgebildet. Boxmodelle können unterschiedlich komplex sein,
die zugrundeliegenden mathematischen Algorithmen und eine mögliche Einteilung von Boxmodellen
nach zunehmender Realitätstreue wurden von Mackay et al. (Mackay, Paterson, & Shiu, 1992) entwickelt.
3.3.1 Erfassung von Stoffen
Um Angaben über den Ausstoss von Schadstoffen zu erhalten, müssen die Emissionsquellen und ihre Art
der Belastung bekannt sein. Es kann grob zwischen drei verschiedenen Emissionsmustern unterschieden
werden:
1
2
3
Flächendeckend und kontinuierlich: Stoffe, die an vielen verschiedenen Punkten in die Umwelt
emittiert werden und dies in etwa konstanten Mengen. Beispiele: Waschmittel, Arzneimittel und
VOC (Volatile Organic Compounds; z.B. Lösungsmittel).
Gebietsweise und periodisch: Treten nur auf bestimmten Flächen auf und sind häufig an ein Ereignis (z.B. Regen oder starken Wind) gebunden. Beispiele: Pestizide in Landwirtschaft, Biozide aus
Fassadenschutz.
Punktquellen (kontinuierlich oder stossweise): Schadstoffausstoss von einzelnen, oftmals industriellen Betrieben oder von Störfällen/Unfällen. Beispiele: KVA, Schweizerhalle, Tschernobyl, Sickerwässer aus Deponien, Schiffshavarie.
Diese Angaben alleine genügen jedoch nicht, um die Exposition abschätzen zu können. Man muss zudem
den «Betriebszustand» beachten. Möchte man den «Normalbetrieb» betrachten, also eine kontinuierliche Grundlast durch Abgase, Landwirtschaftschemikalien, Haushalts- & Industrieabwässer? Oder geht es
darum, das Risiko eines Störfalls abzubilden, also eine örtlich und zeitlich begrenzte Stofffreisetzung,
welche häufig mit einer gewissen Wahrscheinlichkeit stattfindet und deren Menge gut abgeschätzt werden kann? In beiden Fällen kommen sehr unterschiedliche Modelle und Vorgehensweisen zum Einsatz.
In der regulatorischen Risikoanalyse von Chemikalien für die Stoffzulassung, wie sie hier besprochen
wird, wird in der Regel der Normalbetrieb abgebildet.
Neben dem Emissionsmuster müssen Substanzeigenschaften, welche das Stoffverhalten in der Umwelt
bestimmten, bekannt sein. Sind die Stoffe einmal in die Umwelt ausgetreten, finden verschiedene Abbauprozesse statt. Häufig wird angenommen, dass die Abbauprozesse als Prozesse 1. Ordnung angenä-
37
hert werden können, dass also die Abbaurate k und die Halbwertszeit t1/2 folgendermassen miteinander
verknüpft sind:
𝑡1/2 =
ln 2
𝑘
Dabei werden hauptsächlich chemische und biologische Abbauprozesse in den drei Umweltkompartimenten (Luft, Wasser, Boden) betrachtet:
1
2
3
Abbau in der Atmosphäre
- Reaktion mit verschiedenen atmosphärischen Reaktivspezies (OH-Radikale, NOx, usw.)
- Direkte Photolyse (UV-Strahlung)
Abbau im Gewässer
- Abiotisch (Hydrolyse, direkte/indirekte Photolyse, Redoxreaktionen)
- Biotisch (mikrobiell, vor allem im Sediment)
Abbau im Boden
- Abiotisch (Hydrolyse, Redoxreaktionen)
- Biotisch (mikrobiell; anaerobe Bedingungen in tieferen Bodenschichten und im Grundwasserleiter)
Verteilung und Ausbreitung eines Stoffes in der Umwelt hängt von seiner Verteilung zwischen verschiedenen Umweltphasen ab. Diese kann durch Verteilungskoeffizienten charakterisiert werden. Die Verteilungseigenschaften bestimmen den diffusiven und advektiven Transport der Substanz in der Umwelt. So
breiten sich flüchtige Schadstoffe wie die VOC (Volatile Organic Compounds) oder Quecksilber im Allgemeinen viel weiter aus als ein nichtflüchtiger Schadstoff, da sich grössere Anteile der Substanz in der
Gasphase befinden.
In erster Näherung kann das Verteilungsverhalten eines Stoffes in der Umwelt mit seiner Verteilung
zwischen den Phasen Wasser, Luft und Oktanol beschrieben werden. Letzteres steht stellvertretend für
das eher unpolare, organische Material im Boden, aber auch für das Fettgewebe von Organismen, in
dem sich Schadstoffe anreichern können. Die Verteilung zwischen diesen drei Phasen kann mit zwei
Koeffizienten beschrieben werden, welche im Folgenden vorgestellt werden:
-
Oktanol-Wasser-Verteilungskoeffizient, log Kow
Dieser Koeffizient beschreibt das Verhältnis zwischen der Konzentration einer Chemikalie in Oktanol
(C8H18O) und Wasser.
𝑐𝑜
𝐾𝑜𝑤 =
𝑐𝑤
c0= Konzentration in der Oktanolphase [mol/m3]
cw= Konzentration in der Wasserphase [mol/m3]
Der Koeffizient zeigt an, ob eine Substanz lipophil (fettlöslich) oder hydrophil (wasserlöslich) ist, also
ob sie sich bevorzugt in unpolaren, fettähnlichen Phasen oder im Wasser befindet. Hohe Kow-Werte
deuten also auf eine eher lipophile Substanz hin und tiefe Kow -Werte umgekehrt auf eine eher hydrophile Substanz.
38
-
Luft-Wasser-Verteilungskoeffizient, log Kaw
Dieser Koeffizient beschreibt die Verteilung einer Substanz zwischen der Luft- und Wasserphase.
𝑐𝑎 𝐾𝐻
𝐾𝑎𝑤 =
=
𝑐𝑤 𝑅𝑇
c0= Konzentration in der Luftphase (a=Air) [mol/m3]
cw= Konzentration in der Wasserphase [mol/m3]
KH= Henrykonstante [Pa* m3/mol]
R = Gaskonstante [8.314 J/(mol*K)]
Je grösser der Koeffizient wird, desto grösser ist die Flüchtigkeit des Stoffes in wässriger Lösung.
3.3.2 Boxmodelle
Boxmodelle basieren auf dem Ansatz, für eine Box, die das betrachtete (Teil-)system beschreibt, eine
Massenbilanz aufgrund von Input-, Output-, Speicherungs-, Abbau- und weiteren Flüssen zu erstellen.
Damit kann zu jedem Zeitpunkt die Masse einer Chemikalie in einem (Teil-)system, und bei gegebenem
Volumen auch ihre Konzentration, berechnet werden.
3.3.2.1 Einboxmodelle
Eine allgemeine Massenbilanz für eine Chemikalie in einem Einboxsystem (z.B. ein gut durchmischter
See) lautet:
𝑑𝑆
= 𝐼 − 𝐸1 − 𝐸2 − 𝐷 − 𝑂
𝑑𝑡
dS = Speicheränderung des Zeitschrittes
I = Input
E1 , E2 = Flüsse in andere Teilsysteme
O = Output
D = Anteil, der abgebaut wurde (thermisch, biologisch und chemisch)
Im einfachsten Fall kann angenommen werden, dass alle Verlustprozess in der Box, bzw. im See (Abbau,
Transfer in andere Kompartimente, Ablauf) proportional zur Konzentration im See sind. Die Proportionalitätskonstanten sind die Geschwindigkeitsraten 1. Ordnung k für den jeweiligen Prozess. Für eine Substanz i kann also folgende Massenbilanz erstellt werden:
𝑑𝑚𝑖
= 𝑐𝑖,𝑖𝑛 ∗ 𝑄 − (𝑘𝑑𝑒𝑔1 + 𝑘𝑑𝑒𝑔2 + 𝑘𝑑𝑒𝑔3 ) ∗ 𝑚𝑖 − (𝑢𝑤−𝑠𝑒𝑑 + 𝑢𝑤−𝑎 ) ∗ 𝑚𝑖 − 𝑐𝑖 ∗ 𝑄
𝑑𝑡
cin = Zuflusskonzentration des Stoffes in das System hinein [mol/m3]
Q = Zufluss [m3/d]
m = Masse einer Chemikalie [g]
kdeg = Abbaurate [d-1]
kw-x = Transferrate aus Wasser in andere Kompartimente [d-1]
39
Fliesst eine konstante Konzentration cin in das System hinein und befindet sich das System somit nach
einer Einstellungsphase im Fliessgleichgewicht (dmi/dt=0), kann die Konzentration c in der Box mit Volumen V und Durchfluss Q wie folgt berechnet werden:
𝑐=
𝑐𝑖,𝑖𝑛 ∗
𝑄
𝑉
∑𝑗 𝑘deg 𝑗 + ∑𝑗 𝑢𝑤−𝑥 +
𝑄
𝑉
Die Abschätzung der verschiedenen Parameter dieser Massenbilanz ist oft auf Durchschnittswerte gestützt – so sind die Resultate daraus eher evaluativer Natur, d.h. sie helfen ein allgemeines Bild des
Stoffverhaltens zu gewinnen, widerspiegeln aber nicht tatsächliche Konzentrationen in einem real existierenden System. Die Bilanzrechnung jedoch ist exakt.
3.3.2.2 Mehrboxmodelle
Eine Verbesserung der Genauigkeit der Resultate kann durch eine Verfeinerung der Massenbilanz und
durch eine höhere Auflösung von Raum und Zeit erreicht werden. So werden in der Risikoanalyse anstatt
von Einboxmodellen oft sogenannte Mehrboxmodelle verwendet. Mehrboxmodelle beschreiben ein
Umweltsystem und seine Kompartimente als System gekoppelter Boxen, wobei jede Box in erster Näherung ein homogenes Umweltkompartiment darstellt (z.B. Boden, Wasser, Luft, Sediment). Die Verteilung
einer Chemikalie zwischen diesen Umweltkompartimenten und somit ihre jeweilige Konzentration in
den einzelnen Kompartimenten kann abgeschätzt werden, indem die Massenflüsse zwischen den Boxen
berechnet werden.
Mehrboxmodelle werden oft auch als Fugazitätsmodelle bezeichnet und wurden erstmals von Donald
Mackay 1982 eingeführt (Mackay & Paterson, 1982). Mackay führte insbesondere anstelle der herkömmlichen Konzentration die Fugazität einer Chemikalie in einer bestimmten Boxe als neue Zustandsvariable ein. Dieser «Trick» ermöglichte eine sehr elegante Lösung von Mehrboxmodellen.
Die Fugazität f wird häufig auch «generalized pressure» genannt und hat entsprechend auch Druckdimensionen (Pa). Sie drückt die Tendenz einer Chemikalie aus, ein bestimmtes Umweltkompartiment
«verlassen» zu wollen (engl. «fleeing tendency»). Die Fugazität f ist mit der Konzentration c über die
Fugazitätskapazität Z verknüpft. Diese stellt die Kapazität eines Umweltkompartiments dar, eine bestimmte Chemikalie aufzunehmen (Analogie: Wärmekapazität).
𝑐 =𝑓∗𝑍
Im thermodynamischen Gleichgewicht ist die Fugazität einer Substanz in allen Kompartimenten gleich.
Basierend auf diesen Überlegungen hat Mackay vier Komplexitätsgrade («levels») von Mehrboxmodellen beschrieben, welche die Realität zunehmend genauer beschreiben, sich aber auch bezüglich ihres
Datenbedarfs und Rechenaufwands stark unterscheiden. Die vier Komplexitätsgrade lassen sich mit folgender Tankanalogie, wobei jeder Tank ein Umweltkompartiment darstellen soll, gut veranschaulichen
(Wasserniveau im Tank entspricht der Fugazität):
40
Level 1: System ist im thermodynamischen Gleichgewicht, stationär und ohne Flüsse.
Keine Änderungen im System
Die Stoffverteilung ist im thermodynamischen Gleichgewicht. In diesem System kann der PEC mithilfe
der gesamten Masse im System, der Verteilungskonstanten und der Boxvolumina berechnet werden.
Level 2: System ist im thermodynamischen Gleichgewicht, stationär mit Zufluss und Abbau/Abfluss.
Konstanter Zufluss mit gleich grossem Abfluss
Die Stoffverteilung ist im thermodynamischen Gleichgewicht und die Summe der Flüsse ins System und
aus dem System, letzeres ist die Summe aus Abbau und Abflüssen, ist gleich. In diesem System kann der
PEC mithilfe des Massenflusses ins System, der Persistenz der Chemikalie und der Boxvolumina berechnet werden.
41
Level 3: System ist nicht im thermodynamischen Gleichgewicht, stationär und mit Flüssen/Abbau.
Wasserspiegel auf beiden Seiten nicht konstant
Auf diesem Level werden Übertrittsprozesse zwischen den Umweltkompartimenten, d.h. advektive Prozesse, mitberücksichtigt. Diese können als Widerstand zwischen den Kompartimenten verstanden werden, was zu unterschiedlichen Fugazitäten (Wasserpegel) in den Kompartimenten führt. Die Summe der
Zu- und Abflüsse/Abbau ist jedoch immer noch gleich. Das System befindet sich somit insgesamt im stationären Fliessgleichgewicht. Für die Berechnung des PEC müssen zusätzlich die Massenflüsse zwischen
den Kompartimenten bekannt sein.
Level 4: System ist nicht im thermodynamischen Gleichgewicht, nicht stationär und mit Flüssen.
1. Zustand vor Emission, wenig bis gar kein Zufluss
42
2. Annäherung an Level III, stationärer Zustand
3. Wiederausgleich nach Emissionsende
Auf diesem Level sind die Zuflüsse ins System nicht mehr konstant über die Zeit. Es ergeben sich in allen
Kompartimenten Veränderungen über die Zeit, womit auch die Konzentrationen, die Massenflüsse und
die Massen eine Funktion der Zeit sind.
In der Vorlesung werden verschiedene Mehrboxmodelle, die für die Risikoanalyse angewendet werden
können, kurz vorgestellt. Dies sind unter anderem das Kläranlagenmodell SimpleTreat, das regionale
Modell EUSES, das evaluative globale Modell ChemRange und das Klimazonen-spezifische, globale Modell CliMoChem.
Damit Modelle für die Expositionsberechnung verwendet werden können, müssen sie immer auch soweit wie möglich validiert werden. Dabei muss auf eine innere Konsistenz – also auf die physikalischchemische Plausibilität und auf mathematische Korrektheit – geachtet werden. Des weiteren müssen
Modellparameter mit besonders starkem Einfluss mittels Sensitivitätsanalyse bestimmt werden und es
muss geklärt werden, ob diese Parameter genau genug bekannt sind. Idealerweise werden Modellberechnungen auch mit tatsächlichen Messungen verglichen. Nicht zu vernachlässigen sind die vielen Unsicherheiten, die die Eingabeparameter mit sich bringen. Mit einer Unsicherheitsanalyse kann die Auswirkung solcher Parameterunsicherheiten auf das Modell betrachtet werden.
43
3.4 Herleitung für Level I und II
Im Folgenden werden die Lösungen für Level I und II für ein Dreiboxmodell aus Boden, Wasser und Luft
hergeleitet.
1. Relevante Verteilungskoeffizienten
- Luft-Wasser-Verteilungskoeffizient, Kaw
- Boden-Wasser-Verteilungskoeffizient, Ksw
𝐾𝑠𝑤 = 𝜌𝑠 ∗ 𝑓𝑜𝑐 ∗ 𝐾𝑜𝑐
ρs = Dichte des festen Bodenmaterials (ca. 2.5 kg/l)
foc = Gehalt an organischem Kohlenstoff im Boden
Koc = Verteilungskoeffizient zwischen organischem Kohlenstoff des Bodens und Wasser = 0.35 *Kow
Kow = Verteilungskoeffizient Oktanol - Wasser
2. Herleitung der Fugazitätskapazitäten
- Fugazitätskapazität in Luft, Za:
Aus der ideale Gasgleichung: pV=nRT lässt sich die Fugazitätskapazität wie folgt ableiten:
𝑝
𝑐𝑎 =
= 𝑍𝑎 ∗ 𝑓𝑎
𝑅∗𝑇
ca = Konzentration des Stoffes in der Luft
p = Sättigungsdampfdruck der Verbindung
T = Lufttemperatur
fa = Fugazität der Substanz in der Luft
Za = Fugazitätkapazität der Luft
In Luft drückt der Dampfdruck die Fugazität der Substanz aus (fa=p) und somit folgt:
1
𝑍𝑎 =
𝑅∗𝑇
- Fugazitätskapazität in Wasser, Zw:
Der Verteilungskoeffizient zwischen Luft und Wasser berechnet sich folgendermassen:
𝐾𝑎𝑤 =
𝑐𝑎 𝐾𝐻
𝑍𝑎 ∗ 𝑓𝑎
=
=
𝑐𝑤 𝑅𝑇 𝑍𝑤 ∗ 𝑓𝑤
Im thermodynamischen Gleichgewicht sind alle Fugazitäten gleich (fa= fw) und somit folgt mithilfe obiger Gleichung für Zw:
𝑍𝑎
1 𝑅𝑇
1
𝑍𝑊 =
=
=
𝐾𝑎𝑤 𝑅𝑇 𝐾𝐻 𝐾𝐻
- Fugazitätskapazität in Boden, Zs:
Der Verteilungskoeffizient zwischen Boden und Wasser berechnet sich wie oben angegeben
und ist das Verhältnis der Fugazitätskapazität im Boden und jener in Wasser:
𝑍𝑠
𝐾𝑠𝑤 =
𝑍𝑤
Daraus folgt für die Fugazitätskapazität Zs:
44
𝑍𝑠 = 𝐾𝑠𝑤 ∗ 𝑍𝑤 = 𝜌𝑠 ∗ 𝑓𝑜𝑐 ∗ 0.35 ∗ 𝐾𝑜𝑤 ∗
1
𝐾𝐻
3. Lösung des Level I Modells
Die Unbekannten sind die Konzentrationen der Kompartimente (cs, cw, ca).
Die Massenbilanz des Systems lautet:
𝑀𝑡𝑜𝑡 = 𝑐𝑎 ∗ 𝑉𝑎 + 𝑐𝑠 ∗ 𝑉𝑠 + 𝑐𝑤 ∗ 𝑉𝑤
= 𝑍𝑎 ∗ 𝑓𝑎 ∗ 𝑉𝑎 + 𝑍𝑠 ∗ 𝑓𝑠 ∗ 𝑉𝑠 + 𝑍𝑤 ∗ 𝑓𝑤 ∗ 𝑉𝑤
Im thermodynamischen Gleichgewicht gilt:
𝑓 = 𝑓𝑎 = 𝑓𝑠 = 𝑓𝑤
Und somit folgt:
𝑓=∑
𝑀𝑡𝑜𝑡
𝑖=𝑠,𝑎,𝑤 𝑍𝑖 ∗𝑉𝑖
Aus der Fugazität und den jeweiligen Fugazitätskapazitäten lassen sich anschliessend Konzentrationen in jedem Kompartiment berechnen.
4. Lösung des Level II Modells
Die Unbekannten sind ebenfalls die verschiedenen Konzentrationen. Zusätzlich gibt es je Kompartiment eine Abbaurate ki [h-1].
Die Massenbilanz ohne Abflüsse, also Zuflüsse=Abbau, lautet:
𝑄 = 𝑘𝑎 ∗ 𝑐𝑎 ∗ 𝑉𝑎 + 𝑘𝑠 ∗ 𝑐𝑠 ∗ 𝑉𝑠 + 𝑘𝑤 ∗ 𝑐𝑤 ∗ 𝑉𝑤 = 𝑘𝑎 ∗ 𝑍𝑎 ∗ 𝑓𝑎 ∗
𝑉𝑎 + 𝑘𝑠 ∗ 𝑍𝑠 ∗ 𝑓𝑠 ∗ 𝑉𝑠 + 𝑘𝑤 ∗ 𝑍𝑤 ∗ 𝑓𝑤 ∗ 𝑉𝑤
Wiederum gilt im thermodynamischen Gleichgewicht gilt:
𝑓 = 𝑓𝑎 = 𝑓𝑠 = 𝑓𝑤
und somit:
𝑄
𝑓=
∑𝑖=𝑠,𝑎,𝑤 𝑘𝑖 ∗ 𝑍𝑖 ∗ 𝑉𝑖
Aus der Fugazität und den jeweiligen Fugazitätskapazitäten lassen sich anschliessend Konzentrationen in jedem Kompartiment berechnen.
Ab Level III müssen tatsächliche Massenbilanzen für jedes Kompartiment erstellt werden. Dies ergibt n
gekoppelte Differentialgleichungen für n Boxen. Für Level III vereinfacht sich das System aufgrund des
Fliessgleichgewichts (dm/dt=0) in ein System von n Gleichungen mit n Unbekannten, während auf Level
IV das eigentliche gekoppelte Differentialgleichungssystem gelöst werden muss.
45
3.5 Effektabschätzung
In der Effektabschätzung werden ökotoxikologische Untersuchungen mit verschiedenen repräsentativen
Organismen durchgeführt, um so genannte Predicted No Effect Concentrations (PNEC) zu bestimmen,
also Konzentrationen einer bestimmten Chemikalie, bei denen keine schädliche Wirkungen auf Organismen zu erwarten ist. Dafür wird in einem ersten Schritt untersucht, ab welcher Konzentration eine
bestimmte Substanz Effekte (z.B. letale (tödliche) Endpunkte, Wachstums- oder Fehlbildungseffekte) bei
verschiedenen Organismen zeigt. Im zweiten Schritt wird ausgehend von den gemessenen Effektkonzentrationen eine Extrapolation vorgenommen, um einen PNEC abzuleiten, der schlussendlich protektiv
für reale, komplexe Ökosysteme sein sollte.
3.5.1 Begriffe
LOEC: Lowest Observed Effect Concentration; Tiefste Konzentration, bei welcher erste Individuen im
Test einen Effekt zeigt.
NOEC: No Observed Effect Concentration; Höchste Konzentration, die noch zu keinem beobachtbaren
Effekt führt.
LCx:
letale Konzentration; Konzentration, die auf x % der Testorganismen eine letale Wirkung zeigt.
ECx:
Effektkonzentration; Konzentration, bei der x % der Testorganismen einen Effekt zeigt.
MATC: Maximum Allowable Toxicant Concentration.
3.5.2 Standardtoxizitätstest
Dies sind Testverfahren, welche verschiedene Toxizitätsendpunkte untersuchen. Einerseits gibt es kurzzeitige Tests, welche akute Endpunkte wie Tod untersuchen. Bei Wasserflöhen wird der Tod über die
Bewegungslosigkeit ermittelt, bei Algen und Bakterien über eine Verringerung des Wachstums einer
Population. Anderseits gibt es langfristige Tests, welche chronische Endpunkte wie ein verändertes
Wachstum (Länge, Gewicht), eine anormale Entwicklung (Tumore, Fehlbildungen), eine Veränderung der
Schlupfzeit, Änderungen der Reproduktion (mehr/weniger Nachkommen, Bruthäufigkeit) und Verhaltensänderungen des Individuums testen. Ergebnisse der Akuttoxizitätstests werden als EC50 oder LC50
ausgedrückt. Die Ergebnisse der chronischen Toxizitätstests werden meist als NOEC ausgewiesen. Chronische Toxizitätstests sollten möglichst einen Reproduktionszyklus des untersuchten Organismus abdecken.
Standardtoxizitätstests müssen verschiedene Anforderungen erfüllen. So müssen sie repräsentativ,
praktisch, standardisierbar, validierbar und kostengünstig sein. Im Folgenden sind die üblichen Standardtoxizitätstests für die drei wichtigsten trophischen Ebenen (Algen (Primärproduzenten), Daphnien
(Primärkonsumenten) und Fische (Sekundärkonsumenten)) kurz erläutert:
46
Algentest:
Algen sind repräsentative, aquatische Primärproduzenten (Photosynthese). Toxizitätsendpunkte
werden über das Populationswachstum von Algenkulturen ermittelt. Dies geschieht durch Zellzählung oder der
Bestimmung der optischen Dichte einer Kultur. Bei Algen ist es schwierig, zwischen akuter und chronischer
Toxizität zu unterscheiden, da in einem 72-Stunden Test
mehrere Generationen von Algen durchlaufen werden.
Abbildung 12: Mikroskopische Aufnahme von Algen
Daphnientest:
Die Daphnien (Wasserflöhe) sind repräsentative, aquatische Primärkonsumenten. Als akuter Endpunkt wird die Bewegungslosigkeit von Organismen
gemessen. Diese werden unter dem Mikroskop ausgezählt und die Effekte
als 24h bzw. 48h EC50 oder LC50 ausgedrückt. Für den chronischen Endpunkt
wird der Effekt auf Nachkommen, also das Überleben der Nachkommen
nach 14 oder 21 Tagen betrachtet und als NOEC ausgedrückt.
Abbildung 13: Mikroskopische Aufnahme einer
Daphnia Magna
Akuter Fischtest:
Dieser Test wird mit repräsentativen, aquatischen Sekundärkonsumenten durchgeführt. Die Toxizität ist viel aufwändiger zu messen als bei den bisher genannten Tests. Da
es sich um Wirbeltiere handelt, müssen die Experimente
angemeldet werden und unterliegen Tierschutzrestriktionen. Meist werden warmadaptierte Fischspezies, z.B. die
amerikanische Dickkopfelritze oder die Regenbogenforelle,
verwendet. Es muss jedoch beachtet werden, dass die mit
fremdländischen Labortieren beobachteten Effekte nicht
ohne weiteres auf heimische Ökosysteme übertragen wer- Abbildung 14: Regenbogenforelle
den dürfen. Als akuter Testwert wird die Letalität bewertet
und typischerweise mit einem 96h – LC50 ausgedrückt.
47
Aus verschiedenen Gründen gibt es nicht die eine Spezies, die auf jede Substanz am sensitivsten reagiert. In einem Datensatz mit ca. 700 sehr diversen Chemikalien war in etwas mehr als der Hälfte der
Fälle die Alge die sensitivste Spezies. Fische und Daphnien waren für je etwa 25% der Chemikalien die
jeweils sensitivste Spezies (A. Weyer et al. (2000) Environ. Tox. Chem. 19, 1931 – 1933 ). Je nach Wirkmechanismen der Chemikalien reagieren die Organismen aus verschiedenen Gründen wie Aufnahmekinetik, Metabolismus, Vorhandensein von Rezeptoren oder Verteidigungsmechanismen unterschiedlich
stark auf die Chemikalie. So reagieren zum Beispiel Organismen, die Photosynthese betreiben, empfindlicher auf Herbizide als solche, die keine Photosynthese betreiben, da Herbizide meist so konzipiert sind,
dass sie spezifisch die Photosynthese hemmen. Am Beispiel von Diethanolamin (C4H11NO2) soll exemplarisch die inter- und die intraspezifische Variabilität, wie in Abbildung 5 dargestellt, gezeigt werden.
Abbildung 15: Sensitivitätsunterschiede verschiedener Organismen dargestellt anhand ihrer Effektkonzentrationen für Diethanolamin
In Abbildung 15 sieht man beispielsweise anhand des LOECs deutlich, dass Algen viel sensitiver reagieren
als Fische. Dieser Effekt wird Interspezies-Variabilität genannt. Bei der LC50 sieht man unterschiedliche
Sensitivitäten für Krustazäen (z.B. Daphnien) über zwei Grössenordnungen. Dieser Effekt wird Intraspezies-Variabilität genannt.
3.5.3 PNEC-Herleitung
Bei der Herleitung des PNECs wird versucht auch die sensitivsten Organismen in einem Ökosystem zu
schützen. Es wird angenommen, dass ein Schutz der Struktur des Ökosystems auch die Funktion der
Gemeinschaft schützt.
Der PNEC-Wert wird deshalb aus dem tiefsten Wert eines gegebenen Toxizitätsdatensatzes abgeleitet.
Diese tiefste Effektkonzentration wird mit einem geeigneten Sicherheitsfaktor auf einen PNEC-Wert
48
extrapoliert, der für alle Organismen in einem realen Ökosystem protektiv sein sollte. Der Extrapolationsfaktor soll verschiedenen Aspekten Rechnung tragen: unterschiedliche Sensitivitäten der Organismen unter Labor- und Feldbedingungen, Intra- und Interspezies-Variabilitäten, Unsicherheiten in den
Messungen zwischen verschiedenen Labors, sowie Extrapolation von akuten auf chronische Effekte. Für
die Wahl des Extrapolationsfaktors in Abhängigkeit der vorhandenen Daten gibt es Richtlinien. Normalerweise wird der Extrapolationsfaktor stufenweise verfeinert: In Stufe I ist der Faktor am grössten, da
hier nur akute Endpunkte berücksichtigt werden. Ist nach dieser Stufe I das Verhältnis PEC/PNEC > 1, so
wird das Datenset erweitert und die chronische Toxizität bzw. eine Spezies-Sensitivitätsverteilung mit
berücksichtigt. Der Faktor wird kleiner. Die Formel für die Berechnung der PNEC lautet:
𝑃𝑁𝐸𝐶 =
𝐸𝐶 𝑑𝑒𝑠 𝑡𝑖𝑒𝑓𝑠𝑡𝑒𝑛 𝑊𝑒𝑟𝑡𝑒𝑠 𝑎𝑢𝑠 𝑑𝑒𝑚 𝐷𝑎𝑡𝑒𝑛𝑠𝑎𝑡𝑧 (𝐴𝑙𝑔𝑒, 𝐷𝑎𝑝ℎ𝑛𝑖𝑒, 𝐹𝑖𝑠𝑐ℎ)
𝐸𝑥𝑡𝑟𝑎𝑝𝑜𝑙𝑎𝑡𝑖𝑜𝑛𝑠𝑓𝑎𝑘𝑡𝑜𝑟
3.5.4 Die Spezies-Sensitivitätsverteilung (SSD)
Für den Fall, dass relativ viele Toxizitätsdaten für eine Chemikalie gemessen worden sind, kann der PNEC
auch aus einer Spezies-Sensitivitätsverteilung hergeleitet werden. Die Idee dieses Ansatzes ist, dass alle
Daten in die PNEC-Herleitung einfliessen sollten und nicht nur die kleinste gemessene Effektkonzentration. Spezies-Sensitivitätsverteilungen stellen die Verteilung von Toxizitätswerten (EC50 oder NOEC) für
einen Schadstoff und alle getesteten Spezies dar. Dabei wird angenommen, dass die Verteilung der logarithmierten Toxizitätsdaten symmetrisch ist, dass die Daten selbst also log-normal oder log-logistisch
verteilt sind. Wenn die Auswahl der Testspezies für das Ökosystem repräsentativ ist – also eine möglichst grosse Breite der Arten des Ökosystems abdeckt – so kann aus der Verteilung der Labordaten auf
die Verteilung der Sensitivitäten im Ökosystem geschlossen werden. Für die Herleitung der PNEC aus
den Spezies-Sensitivitätsverteilungen wird die sogenannte HC5-Konzentration berechnet («hazardous
concentration for 5% of the species»), also die Konzentration, bei der 5% der Arten im Ökosystem einen
Schaden erleiden würden.
Die PNEC wird anschliessend aus der HC5 unter Anwendung eines datenabhängigen Extrapolationsfaktors berechnet:
𝑃𝑁𝐸𝐶 =
𝐻𝐶5 (50%)
𝐸𝑥𝑡𝑟𝑎𝑝𝑜𝑙𝑎𝑡𝑖𝑜𝑛𝑠𝑓𝑎𝑘𝑡𝑜𝑟 (𝑧𝑤𝑖𝑠𝑐ℎ𝑒𝑛 1 𝑢𝑛𝑑 5, 𝑗𝑒 𝑛𝑎𝑐ℎ 𝐷𝑎𝑡𝑒𝑛𝑞𝑢𝑎𝑙𝑖𝑡ä𝑡)
49
log(ECx)
Abbildung 16: Schematische SSD mit EC50-Werten
Eine häufige Kritik an dem SSD-Ansatz ist, dass es unklar bleibt, welche Arten unter die 5%-Grenze fallen.
So können unter den 5%, die durch eine HC5 nicht geschützt sind, auch die ökologisch oder wirtschaftlich
wichtigen Schlüsselarten sein.
3.6 Risikocharakterisierung
Der Risikoquotient, welcher auch Risiko-Charakterisierungs-Rate genannt wird, berechnet sich folgendermassen: RQ=PEC/PNEC. Ist der Risikoquotient für eine Chemikalie in allen relevanten Umweltkompartimenten kleiner als 1, wird davon ausgegangen, dass der Einsatz dieser Chemikalie kein Risiko darstellt und es werden keine Massnahmen ergriffen. Falls der Risikoquotient in einem oder mehreren
Umweltkompartimenten grösser als 1 ist, werden meist weitere Untersuchungen veranlasst. Dabei wird
die Risikoanalyse sukzessive und iterativ verfeinert, es werden also z.B. Messungen anstatt Modelle für
die Expositionsanalyse eingesetzt oder es werden weitere chronischen Effektdaten generiert. In besonders gravierenden Fällen, oder falls sich trotz verfeinerter Risikobewertung der RQ nicht unter 1 absenken lässt, werden Risikoreduktionsmassnahmen ergriffen. Diese können je nach Fall vom Verbot einzelner Anwendungen bis zu einem vollständigen Verbot einer Chemikalie reichen.
3.7 Unsicherheiten
Die Risikoanalyse von Chemikalien ist mit vielen Unsicherheiten behaftet. Viele Parameter fliessen in die
Risikoanalyse ein, wie stoffspezifische (z.B. Verteilungskoeffizienten, Halbwertszeiten) und umweltspezifische (z.B. Temperatur, Regenrate, Speziessensitivitäten…). Diese Parameter sind einerseits unsicher,
aufgrund Unsicherheiten in den experimentellen Methoden, mit denen sie bestimmt werden, andererseits weisen viele auch eine grosse natürliche Variabilität auf. Solange nur Mittelwerte in den Berechnungen berücksichtigt werden, werden diese Unsicherheiten nicht adäquat wiedergegeben, weshalb
auch eine Aussage RQ>1 oder RQ<1 immer mit Vorsicht zu geniessen ist. Weitergehende Analysen verwenden probabilistische Risikoabschätzungen, um diesen Unsicherheiten explizit Rechnung zu tragen.
50
3.8 Schlussfolgerungen
Mithilfe der Risikoanalyse lassen sich Aussagen zum Gefährdungspotential einer Chemikalie für die Umwelt machen. Für die Risikoanalyse werden zwei Informationen benötigt: Einerseits, in welcher Konzentration die Chemikalie in der Umwelt vorhanden ist, und andererseits, ab welcher Konzentration ein
Schadensausmass zu erwarten ist. Um die Umweltkonzentration zu bestimmen, werden Boxmodelle
benutzt, welche mithilfe von Substanzeigenschaften und Umweltbedingungen die Konzentrationen
berechnen. Dabei kann die Komplexität der Boxmodelle verschieden hoch gewählt werden, was einen
Einfluss auf die Genauigkeit der Resultate hat. Um die Konzentration zu ermitteln, welche keinen negativen Einfluss auf Organismen hat, werden ökotoxikologische Untersuchungen, sogenannte Standardtoxizitätstests, angewandt. Aus diesen Informationen lässt sich der Risikoquotient bestimmen, welcher wiederum Aussagen über den gewünschten Einsatz einer Chemikalie ermöglicht. Ist der Risikoquotient kleiner als eins heisst dies nicht, dass die Chemikalien unbeschränkt verwendet werden dürfen, denn die
gesamte Bewertung beinhaltet eine Vielzahl von Unsicherheiten.
51
4 Ökobilanz
4.1 Kurzfassung
Dieser Teil des Skripts befasst sich mit der Ökobilanz (auch Lebenszyklusanalyse resp. life cycle assessment genannt). Die Ökobilanz ist ein Instrument zur Quantifizierung von Umweltwirkungen eines technischen Systems (z.B. ein Produktsystem) über den gesamten Lebensweg hinweg „von der Wiege bis zur
Bahre“. Sie besteht gemäss ISO-Norm 14040 aus vier Schritten: (1) Definition des Ziels und der Rahmenbedingungen, (2) Sachbilanz, in welcher die Emissionen und Ressourcenverbräuche des zu untersuchenden Systems ermittelt werden (Verwandtschaft zur Stoffflussanalyse), (3) Wirkungsbilanz, in welcher die
Umweltwirkungen der Emissionen und Ressourcenverbräuche quantifiziert werden und (4) Auswertung
/ Interpretation. Die Lernziele der Vorlesung umfassen das Kennenlernen der methodischen Grundlagen
sowie den Erwerb der Fähigkeit, Ökobilanzen selber erstellen und interpretieren zu können. Die Studierenden sollten am Ende der Vorlesung in der Lage sein, umweltrelevante Verbesserungspotentiale von
Produkten und Prozessen zu erkennen bzw. die umweltfreundlichste Produkt- oder Prozessalternative
zu identifizieren. Darüber hinaus sollten sie bestehende Ökobilanzstudien verstehen und kritisch einschätzen können. Hierzu werden neben der Vermittlung der Modellierungsgrundsätze auch ÖkobilanzSoftware angewendet und zahlreiche praxisnahe Beispiele diskutiert.
4.2 Hintergrund und Geschichte
Ökobilanzen erfreuen sich einer wachsenden Beliebtheit und werden vermehrt als Entscheidungsunterstützungsinstrument in der Industrie, bei Behörden und von Konsumenten eingesetzt. Die Vorteile der
Ökobilanz sind, dass sie den gesamten Lebensweg eines Produktes oder einer Aktivität berücksichtigen
und dabei eine Vielzahl von Emissionen/Ressourcenverbräuchen sowie Umweltwirkungen quantifiziert.
Auf dieser Grundlage ist in den meisten Fällen eine Priorisierung von Verbesserungsmassnahmen oder
eine Auswahl der besten Produktalternative im Hinblick auf ökologische Aspekte möglich. Obwohl nur
sehr wenige Ökobilanzen die Umweltwirkungen in monetären Einheiten messen, stellt die Ökobilanz
somit ein hilfreiches Instrument dar, um externe Umwelteffekte in quantitativen Grössen auszudrücken
und in die Entscheidungsfindung einzubringen.
Obwohl die erste Ökobilanz bereits Ende des 19. Jahrhunderts entwickelt und zur Wirkungsgradverbesserung der Förderung, Aufbereitung und Nutzung von Kohle eingesetzt wurde (Geddes 1881, zitiert aus
Frischknecht 2006), wurden erst in den 1970er Jahren vermehrt produktbezogene Energie- und Stoffbilanzen im Bereich Energieversorgung sowie Getränkeverpackungen gerechnet (z.B. Chapman 1974,
Wright 1975, Pimentel 1973, Bousteadand Hancock 1979, Hunt et al. 1974; zitiert nach Frischknecht
2006). Diese Entwicklung fand parallel zur Ölkrise statt, da man sich in jener Zeit bewusst wurde, dass
die Verfügbarkeit vieler Ressourcen (und ggf. dadurch das wirtschaftliche Wachstum, Meadows 1972)
begrenzt ist. Entsprechend stand bei diesen frühen Bilanzen vor allem die Ressourcenknappheit sowie
die Abfallproblematik im Vordergrund. Dies änderte sich in den 80er und 90er Jahren, als die ersten
umfassenden Bewertungsmethoden (Ahbe et al. 1990, Heijungs et al. 1992) publiziert wurden. In dieser
Zeit wuchs das Umweltbewusstsein von vielen Unternehmen und Behörden, unter anderem wegen di52
verser Chemieunfälle (Seveso, Bophal, Schweizerhalle) und des damals lebhaft diskutierten „Waldsterbens“ und des daraufhin folgenden Drucks der Öffentlichkeit. Dieses gesteigerte Umweltbewusstsein
schlug sich nicht nur in einer Vielzahl von neuen Umweltgesetzen und den damit induzierten Umwelttechnologien, wie z.B. industrielle Luftreinhalteanlagen, nieder, sondern auch in einer Welle von Aktivitäten und Studien im Bereich Ökobilanzen. Diese Studien waren nur der Auftakt zu einer bis heute anhaltenden regen Forschungs- und Anwendungstätigkeit.
Internationale Organisationen begannen sich seit den 1990er Jahren für Ökobilanzen zu interessieren
und bildeten eine Plattform für die Entwicklung methodischer Leitfäden und internationale Arbeitsgruppen. Die Society of Envrionmental Toxicology and Chemistry (SETAC; www.setac.org) ist seit 1990 die
wissenschaftliche Dachorganisation der Ökobilanzen und fördert den Wissensaustausch über internationale Konferenzen und Berichte. Später gründete die SETAC zusammen mit UNEP (United Nations Environmental
Programme)
die
UNEP/SETAC
Life
Cycle
Initiative
(www.
http://www.uneptie.org/scp/lcinitiative/), in deren Rahmen eine weltweite Koordination und Disseminierung der Ökobilanz-Methode unterstützt wird. Eine weitere wissenschaftliche Dachorganisation ist
die International Society of Industrial Ecology (http://www.is4ie.org/), ein interdisziplinäres Forum für
systembasierte Umweltanalyseinstrumente (z.B. Materialflussanalyse und Ökobilanz) und deren Umsetzung in der Praxis. Ebenso fördert die Europäische Union die Weiterentwicklung der Ökobilanz-Methode
durch die Finanzierung von Forschungsprogrammen und die Erstellung von Grundlagendokumenten
(http://lct.jrc.ec.europa.eu/pdf-directory/). Von der Industrieseite ist der World Business Council for
Sustainable Development (www.wbcsd.org) und seit kurzem das Sustainability Consortium
(www.sustainabilityconsortium.com/) zu nennen. Von der International Standard Organziation wurde
die Ökobilanz normiert (ISO 14040 und 14044).
Trotz verbreiteter Anwendung ist die methodische Entwicklung bei weitem nicht abgeschlossen. Herausforderungen stellen z.B. komplexe globale Wertschöpfungsketten mit einer Vielzahl von Akteuren dar,
die die Datenerhebung erschweren und für eine Umsetzung eine Kooperation einer Vielzahl von Akteuren verlangen. Ebenfalls sind einige Umweltwirkungen noch gar nicht oder nicht ausreichend gut in der
Ökobilanz abgebildet. Dies bezieht sich insbesondere auf Wirkungen mit verzögertem, ortsabhängigem
oder noch (weitgehend) unbekanntem Wirkungsmechanismus.
4.3 Anwendungsbereiche
Die Ökobilanz ist eine Methode zur Untersuchung der Umwelteinflüsse von Produkten, Prozessen und
Dienstleistungen während des gesamten Lebenszyklus.
Sie eignet sich für:



Auffinden von ökologischen Verbesserungspotentialen innerhalb des Lebenszykluses von
Produkten oder Prozessen (Produkt- und Prozessdesign, Schwachstellenanalyse)
Vergleich von Umweltauswirkungen verschiedener Produkte/Aktivitäten innerhalb derselben Funktion  Unterstützung bei Kaufentscheidungen (Ökolabels, ökologisches Marketing)
Szenarienvergleiche zur Identifizierung von optimalen Strategien (Politik)
Sie ist nicht oder nur bedingt geeignet für:

Störfallbedingte Einwirkungen auf die Umwelt (→ Prozessrisikoanalyse)
53



Unterstützung bei der Standortwahl (→ nur sehr begrenzt, Umweltverträglichkeitsprüfung
besser geeignet)
Beurteilung des Umweltmanagements eines einzelnen Unternehmens (→ Ökoaudit)
Bewertung der nicht-ökologischen Dimensionen der Nachhaltigkeit (soziale und ökonomische Aspekte)
4.4 Aufbau Ökobilanz
Die Ökobilanz wurde im Rahmen der ISO Normen 14040 und 14044 standardisiert. Die Norm schreibt
vier Hauptphasen vor (Abbildung 17):
1.
2.
3.
4.
Ziel und Rahmenbedingungen
Sachbilanz
Wirkungsbilanz
Auswertung
Abbildung 17: Phasen der Ökobilanz nach ISO 14040/44
Die vier Phasen der Ökobilanz werden in der Praxis meistens nicht rein sequentiell durchgeführt, sondern iterativ. Beispielweise muss die Dokumentation der Rahmenbedingungen in der ersten Phase oft
aufgrund von Schwierigkeiten bei der Datensammlung in der zweiten Phase angepasst werden. Auch
kann aufgrund der Resultate eine Verfeinerung von Datensätzen als nötig erscheinen (Sensitivitätsanalyse). Die angesprochenen Phasen werden in den folgenden Kapiteln eingehender erläutert.
54
4.5 Ziel und Rahmenbedingungen (Phase 1)
4.5.1 Kurzfassung und Lernziele
Die Definition des Ziels und der Rahmenbedingungen ist eine vor allem qualitativ ausgerichtete Phase, in
der u.a. das Ziel der Studie, die angesprochene Ziel- bzw. Nutzergruppe der Ökobilanz, die funktionelle
Einheit, die Systemgrenzen und wesentlichen Annahmen dokumentiert werden. Diese Phase hat u.a.
den Zweck, ein strukturiertes und fokussiertes Vorgehen bei der Erstellung der Ökobilanz vorzubereiten,
Transparenz über die getroffenen Annahmen und Vereinfachungen zu schaffen und den Gültigkeitsbereich der Ökobilanz abzustecken.
Lernziele umfassen die Erwerbung von Kenntnissen darüber, wie die Definition des Ziels und der Rahmenbedingungen in einer Ökobilanz vorgenommen wird und insbesondere wie geeignete Systemgrenzen gezogen und für eine gegebene Fragestellung eine passende funktionelle Einheiten definiert werden
kann.
4.5.2 Methode und Vorgehen
Folgende Fragestellungen sollen in dieser Phase der Ökobilanz beantwortet und erläutert werden:
o
Was ist das Ziel der Untersuchung?
Es sollte dokumentiert werden, für welche Zwecke die Ökobilanz eingesetzt werden soll (und für
welche nicht). Die Zieldefinition hat einen Einfluss auf viele der kommenden Schritte, z.B. die
Definition der funktionellen Einheit sowie die Annahmen und Vereinfachungen, die getroffen
werden können.
o
Warum wird die Studie ausgeführt? Wer soll die Resultate verwenden (firmenintern oder öffentlich)? Werden Produktvergleiche vorgenommen?
Die Beantwortung dieser Fragen gibt Hinweise auf den möglichen Anwendungsbereich der Ökobilanz und auf die Ansprüche hinsichtlich der Qualität der Ökobilanz. Die ISO erhebt unterschiedliche Anforderungen an eine interne Studie und an externe Studien mit Produktvergleichen, die der Öffentlichkeit kommuniziert werden sollen. Im erstem Fall sind die Freiheitsgrade
relativ gross, während in letzterem Fall z.B. ein unabhängiges kritisches Review durch unabhängige Experten durchgeführt werden muss (siehe ISO 14040 und 14044).
o
Zur Dokumentation oder zur Entscheidungsunterstützung?
Ökobilanzen können dazu genutzt werden, die Umweltwirkungen eines Produktes zu beschreiben (z.B. für Umweltberichte) oder um Entscheidungen zu treffen (z.B. zum Produktdesign).
o
Geographischer, zeitlicher und technologischer Geltungsbereich?
Ökobilanzen haben einen geographischen und zeitlichen Geltungsbereich. Z.B. kann eine Technologie global oder nur in gewissen Regionen verbreitet sein, was Auswirkungen auf die geographische Verwendbarkeit der Resultate der Studie haben würde. Des Weiteren können die Umweltwirkungen variieren, wenn die Zulieferkette regional abhängig ist. Wenn z.B. Elektrizität
durch das zu untersuchende Produktsystem bezogen wird (was in fast allen Ökobilanzen der Fall
ist), hängen die Umweltwirkungen stark vom lokalen Elektrizitätsmix (Kraftwerksmix) ab.
55
o
Was sind die Funktionen des Systems und auf welche Art und Weise können diese Funktionen bereitgestellt werden? Wie wird die funktionelle Einheit definiert?
Die funktionelle Einheit ist laut ISO der Nutzen eines Produktsystems für die Verwendung als
Vergleichseinheit in einer Ökobilanz-Studie (ISO 14040). Die passende Wahl der funktionellen
Einheit ist sehr wichtig, denn in den späteren Phasen der Ökobilanz werden alle Inputs und Outputs (Ressourcenverbräuche und Emissionen) sowie deren Wirkungen auf die funktionelle Einheit bezogen. Wird die funktionelle Einheit nicht adäquat definiert, kann dadurch die Qualität
der Studie stark beeinträchtigt werden.
Oftmals ist es nicht möglich, eine exakt identische funktionelle Einheit für die zu vergleichenden
Systeme zu finden (Beispiel: bei einem Vergleich einer Energiesparlampe mit einer konventionellen Glühbirne wäre eine mögliche funktionelle Einheit Y Stunden Licht mit einer Helligkeit von
X Lumen; allerdings wären eventuelle Unterschiede in der Qualität oder „Wärme“ des Lichts
damit nicht berücksichtigt). Nicht berücksichtigte Funktionen sollten dokumentiert werden.
o
Wo werden die Systemgrenzen gezogen?
Im Allgemeinen wird in einer Ökobilanz der gesamte Lebensweg eine Produktes (Herstellung,
Transportprozesse, Gebrauch, Entsorgung) berücksichtigt. Allerdings werden die Systemgrenzen
in der Praxis oft enger gefasst. Z.B. können Prozesse oder ganze Lebenszyklusphasen ausgeschlossen werden, die identisch bei den zu vergleichenden Systemen und somit nicht entscheidungsrelevant sind. Oft werden auch Prozesse ausgeschlossen, die von vorneherein als nicht relevant eingestuft werden. Anfangs empfiehlt es sich, ein vereinfachtes Flussdiagramm (Systemfliessbild; Flowchart) zu zeichnen. Prozesse sollten in Kästen dargestellt werden, Materialien
bzw. Produkte als Pfeile (oft nicht angeschrieben). Die Systemgrenzen zeigen hierbei auf, welche
Prozesse in der Ökobilanz berücksichtigt werden (und welche ggf. nicht).
o
Welche Allokationsverfahren werden angewendet?
Falls Mehrproduktsysteme Teil des zu untersuchenden Systems sind, sollte die Art des Allokationsverfahrens (siehe Kapitel Sachbilanz sowie Definitionen am Anfang des Skripts) genannt und
begründet werden.
o
Welche Vereinfachungen und Annahmen werden getroffen? Welche Anforderungen werden an die
Datenqualität gestellt?
Alle Vereinfachungen sollten gut dokumentiert sein und eine Begründung aufgeführt werden,
warum diese Vereinfachungen getroffen wurden und warum sie als zulässig erachtet werden
(z.B. Dokumentation der Abschneidekriterien bei Vernachlässigung von Prozessen).
o
Welche Umweltauswirkungen werden berücksichtigt und warum?
Bereits in der ersten Phase sollte dokumentiert werden, welche Wirkungskategorien in der dritten Phase der Wirkungsabschätzung berücksichtigt werden und welche Methoden und Modelle
angewendet werden. Bei Vernachlässigung von Wirkungskategorien sollte begründet werden,
warum diese nicht relevant sind. Aufgrund der Aufzählung der Wirkungskategorien in der Definition der Rahmenbedingungen kann der Arbeitsaufwand bei der Datensammlung unter Umständen reduziert werden, da nur solche Emissionen und Ressourcenverbräuche erhoben werden
müssen, die zu diesen Wirkungen beitragen.
56
Neben der Beantwortung der oben aufgelisteten Fragen sollten die Anforderungen bezüglich Genauigkeit, Vollständigkeit, Konsistenz, Nachvollziehbarkeit, Datenqualität und Unsicherheit der Informationen
beschrieben werden.
4.5.3 Beispiele
4.5.3.1 Systemgrenzen
Das folgende Beispiel soll aufzeigen, wie sich das Resultat einer Ökobilanz durch die Wahl der Systemgrenzen beeinflussen lässt.
Angenommen, es sollen die Umweltwirkungen der Entsorgung des Pro-Kopf-Aufkommens an Abfall in
der Schweiz für die aktuell gegebene Entsorgungsstruktur sowie für die eines Zukunftsszenariums mit
erhöhtem stofflichem Recycling verglichen werden. Die Systemgrenzen für die thermische Behandlung
können unterschiedlich gezogen werden (siehe Abbildung). Im Fall von Systemgrenze 1 ist neben dem
Abfalltransport und dem Verbrennungsprozess (inklusive aller vorgelagerten Schritte wie der Hilfsmittelproduktion und Infrastruktur) auch die Deponierung der festen Rückstände (Schlacke und Filterasche)
berücksichtigt, während letzteres bei der Systemgrenze 2 vernachlässigt wird (Abbildung 18). Beide Systemgrenzen wurden in der Praxis bei vergangenen Ökobilanz-Studien bei der thermischen Entsorgung
gezogen. Eine Begründung für Systemgrenze 1 ist, dass sie alle Prozesse beinhaltet. Bei Systemgrenze 2
könnte argumentiert werden, dass ein grosser Teil der Schadstoffe aus den nachgeschalteten Deponien
erst in weiter Zukunft (> 100 Jahre) emittiert wird und daher in der Studie nicht berücksichtigt wird.
Abbildung 18: Beispiele möglicher Systemgrenzen bei der Kehrichtverbrennung. Leere Kästchen stehen stellvertretend für
weitere Prozesse (Hintergrundprozesse). FA: Filterasche.
Abbildung 1919 zeigt die Auswirkungen der beiden Systemgrenzen auf die Resultate der Ökobilanz. Die
funktionelle Einheit ist hierbei die Entsorgung der Pro-Kopf Abfallmenge Schweiz. Für beide Szenarien
sind die Umweltwirkungen massiv kleiner bei Systemgrenze 2 (ohne rot straffierten Bereich der jeweils
linken Säule), da zum Teil toxische Substanzen (in kleinen Konzentration, aber über sehr lange Zeiträume) von den Deponien emittiert werden.
57
Abbildung 19: Resultat des ökobilanziellen Vergleichs der zwei Abfallentsorgungs-Szenarien
ACHTUNG: Im Szenario „Maximales Recycling werden mehr Sekundärmaterialien zurückgewonnen als
im Szenario „Status Quo“, während im Szenario „Status Quo“ mehr Energie produziert wird. Die Sekundärmaterialien sowie die Energie sind sogenannte „Koppelprodukte“ des untersuchten Systems (d.h. sie
fallen zusammen mit dem untersuchten Service „Abfallentsorgung“ an). Abbildung 19 zeigt diese Koppelprodukte nicht - der Umgang mit Mehrproduktsystemen (Multi-Output-Systemen) wird im Kapitel
4.6.2.2 erläutert.
4.5.3.2 Definition der funktionellen Einheit
Hier sind einige Beispiele und mögliche funktionellen Einheiten (FE) aufgeführt. Es gilt den Nutzen des
Produkts oder der Dienstleistung zu beschreiben.
o
o
o
o
o
Vergleich von Getränkeverpackungen:
FE: 1 verpackter Liter Getränk
Vergleich von Energiesparlampe mit konventioneller Glühbirne:
FE: 1000 h Licht mit einer definierten Helligkeit (Lumen)
Vergleich des Personentransports mit dem Auto und der Bahn
FE: Transport einer Person einen Kilometer weit (1 Personenkilometer)
Vergleich verschiedener Heizsystemen:
FE: 1 Kilowattstunde Nutzwärme
Vergleich verschiedener Abwasserbehandlungen:
FE: 1 Kubikmeter behandeltes Abwasser mit definierter Zusammensetzung und Ausflussqualität
4.5.4 Schlussfolgerungen
In der Phase der Definition des Ziels und der Rahmenbedingungen wird ein strukturiertes Vorgehen bei
der Ökobilanzierung vorbereitet, der Anwendungs- und Gültigkeitsbereich abgesteckt, vereinfachende
Annahmen werden dokumentiert und somit die Transparenz der Ökobilanz erhöht. Es sollte darauf geachtet werden, dass alle Vereinfachungen begründet und keine wichtigen Aspekte ausgelassen werden,
um die Resultate der Ökobilanz nicht zu verfälschen. Besonders wichtig ist die Definition einer geeigneten funktionellen Einheit, da sich in den späteren Phasen alle Inputs und Outputs auf die funktionelle
58
Einheit beziehen werden. Ebenso ist ein adäquates Ziehen von Systemgrenzen wichtig, da ein Vernachlässigen von relevanten Prozessen die Resultate verfälschen kann.
4.5.5 Übungsaufgaben
1. Definieren Sie eine passende funktionelle Einheit für den Vergleich von Filterkaffee mit löslichem Kaffee im Rahmen einer Ökobilanz. Gibt es Aspekte, die Sie mit Ihrer funktionellen Einheit nicht (gut) erfassen können?
2. In der Vergangenheit wurden zahlreiche Ökobilanzen von Windeln durchgeführt, die sich z.T. in ihren
Ergebnissen und Schlussfolgerungen widersprachen. Grund hierfür war eine unterschiedliche Definition
der funktionellen Einheit. Welche Alternativen für funktionelle Einheiten können Sie sich vorstellen und
welche davon würden Sie aus welchen Gründen bevorzugen?
3. Nehmen Sie an, Sie sind ein Produzent von Kaffeeglace und wollen die Umweltwirkungen ihres Produkts möglichst effektiv vermindern. Erstellen Sie ein Flussdiagramm für die Produktion von Kaffeeglace.
Starten Sie hierbei mit den Inhaltsstoffen des Produkts und den Verpackungsmaterialien und ergänzen
Sie die weiteren Prozesse entsprechend Ihrer Vorstellung von dem Produktionssystem (keine Recherchen über die Details der Kaffeeglaceproduktion notwendig). Welche Prozesse würden Sie berücksichtigen, welche eher vernachlässigen? Gibt es Mehrproduktsysteme in Ihrem System, die einer Allokation
bedürfen?
Musterlösung
1. z.B. 10 Tassen Kaffee mit bestimmten Koffeingehalt; Geschmacksunterschiede oder Zeitunterschiede
bei der Zubereitung des Kaffees können sind nicht in dieser funktionellen Einheit abgebildet.
2. Beispiele für Möglichkeiten der funktionellen Einheit für Windeln:
a) Gebrauch einer Windel (1 Einsatz)
b) ein Kind über einen Tag lang mit Windeln versorgen
c) Versorgung eines Kindes mit Windeln, bis es Toilettengänger ist
Je nach Wahl der funktionellen Einheit könnten die Ergebnisse unterschiedlich herauskommen. Z.B.
muss die Stoffwindel ggf. öfter als eine Wegwerfwindel gewechselt werden, da sich das Kind schneller
unwohl fühlen könnte (Unterschied zwischen Option a und b). Andererseits werden manche Kinder mit
Stoffwindeln schneller „sauber“ als mit Wegwerfwindeln (Option c).
3. Ein Beispiel für ein Flussdiagramm ist unten dargestellt. Prozesse für die Herstellung von Emulgatoren
oder Aromen, die nur in sehr kleinen Mengen verwendet werden, würden Sie ggf. vernachlässigen (oder
konservativ abschätzen). Ein Mehrproduktsystem wäre z.B. die Kuh, die die Milch bereitstellt (zusätzlich
zum Fleisch).
59
Düngemittelproduktion
Pestizidproduktion
Dünger
Kuh
leisch
Düngemittelproduktion
Dünger
Pestizid
Zuckerrübenanbau
Pestizid
Kakaoanbau
Dampferzeugung
Zuckerrüben
Mahlen
Zucker
Kakaopulver
Düngemittelproduktion
Pestizidproduktion
Dünger
Pestizid
Anbau Ölfrüchte
Kakaofrucht
Dampf
Raffinerie
Milch
Pestizidproduktion
Ölfrüchte
Auspressen
Extrahieren
Kakaobutter
Herstellung
von
Emulgatoren
Aromen
Stabilisatoren
Pflanzenfett
Mischprozess
Glacemasse
Gefrierprozess
Kaffeeglace
Systemgrenze
4.6 Sachbilanz (LCI) (Phase 2)
4.6.1 Kurzfassung und Lernziele
Die Sachbilanz ist laut ISO der „Bestandteil der Ökobilanz, der die Zusammenstellung und Quantifizierung von Inputs und Outputs eines gegebenen Produktes im Verlauf seines Lebensweges umfasst“. Dies
beinhaltet sowohl die Inputs und Outputs aus der „Technosphäre“ (Produkte, Hilfsstoffe, Materialien,
Elektrizität, Wärme) wie auch aus der „Biosphäre“ (Ressourcen und Emissionen). Die Datensammlung
beginnt auf der Ebene von Einheitsprozessen, d.h. bezüglich der einzelnen Prozesse, die in der Systemgrenze enthalten sind. Im Fall von Mehrproduktsystemen werden die Inputs und Outputs gemäss Allokationsregeln auf die Koppelprodukte aufgeteilt. Obwohl die ISO Norm diesbezüglich ein hierarchisches
Vorgehen vorschreibt, ist die Wahl des Allokationsverfahrens zum Teil subjektiv und kann die Resultate
der Ökobilanz massgeblich beeinflussen.
Sind alle Daten auf Ebene der Einheitsprozesse gesammelt, werden sie in einer Matrix angeordnet und
die über den Lebensweg kumulierten Ressourcenverbräuche und Emissionen berechnet (z.B. mittels
Matrixinversionsverfahren).
60
Die Sachbilanz ist die aufwendigste Phase der Ökobilanz, da eine Vielzahl von Daten gesammelt werden
muss. Der Aufwand kann jedoch durch Sachbilanz-Datenbanken in vielen Fällen erheblich reduziert werden.
Die Lernziele für dieses Kapitel umfassen den Erwerb von Kenntnissen darüber, welche Informationen
zur Erstellung einer Sachbilanz wo und wie erhoben werden können, wie bei Mehrproduktsystemen eine
Allokation vorgenommen werden kann und welche Konsequenzen die Wahl des Allokationsverfahrens
haben kann, wie eine kumulierte Sachbilanz berechnet wird und welche Daten von Datenbanken bezogen werden können. Ebenfalls sollen einfache Sachbilanzen von Hand berechnet werden können.
4.6.2 Methode und Vorgehen
Die Sachbilanz ist eine Stoffflussanalyse, wobei die Systemgrenzen sich im Normalfall auf ein Produktsystem beziehen (und nicht wie bei den meisten MFAs auf ein regionales System). Sie ist der aufwendigste
Teil der Ökobilanz, da hier Daten zu allen Inputs und Outputs des Systems gesammelt werden müssen.
4.6.2.1 Datensammlung
Der erste Schritt ist die Sammlung von Daten. Zunächst sollte das in der ersten Phase der Ökobilanz erstellte Flussdiagramm präzisiert werden (Abbildung 20).
Abbildung 20: Schematische Skizzierung eines Flussdiagrammes
Anschliessend werden für alle Einheitsprozesse Daten zu allen Inputs und Outputs gesammelt. Diese
umfassen zum einen die technischen Inputs (welches die Outputs von anderen Einheitsprozessen sind)
und Outputs (welche Input in andere Einheitsprozesse sein können), also die Verbindungen der einzelnen Einheitsprozesse untereinander. Zum anderen werden die Interaktionen eines jeden Einheitsprozesses mit der Umwelt in Form von Ressourcenverbräuchen und Emissionen (in die Kompartimente Luft,
Wasser, Boden) erhoben (Abbildung 21).
Ressourcen
INPUTS
Edukte
Materialien
Hilfs-/Betriebsstoffe
Produkt(e)
Einheitsprozess x
Abfälle
Energie
OUTPUTS
Emissionen
Abbildung 21: Inputs und Outputs eines Einheitsprozesses
61
Eine Auswahl an benötigten Daten für eine Ökobilanz ist in der folgenden Liste dargestellt. In den eckigen Klammern sind mögliche Datenquellen innerhalb von Firmen angegeben:
o
o
o
o
o
o
Verwendete Materialien, Betriebs- und Hilfsstoffe
[Produktentwicklung; Finanzabteilung; Produktion; Entwicklung]
Prozesse; Energieverbrauch [Produktion; Entwicklung]
Transport (-distanzen) [Marketing, Logistik]
Informationen über die Produktverwendung [Marketing; Entwicklung]
Abfälle und Entsorgungssysteme [Umweltbeauftragte]
Emissionen [Umweltbeauftragte, Behörden]
Die häufigsten Datenquellen innerhalb von Firmen sind:
o
o
o
o
o
Stücklisten [für verwendete Materialien, Betriebs- und Hilfsstoffe]
Rechnungen [für Edukte, Materialien, Stromverbauch, etc.]
Betriebsvorschriften [für Edukte, Materialien etc.]
Messdaten [Emissionen, Energieinput]
Befragungen von Experten [Schätzungen]
Wenn innerhalb des Unternehmens keine oder nur ungenügende Daten vorhanden sind, können
manchmal auch Behörden Auskunft geben. Ausserdem können Daten ähnlicher Prozesse in der Literatur
nachgeschlagen oder Sachbilanz-Datenbanken entnommen werden. Vorgelagerte Prozesse können von
den Zulieferern erfragt werden.
Bei Datenlücken oder mangelhaften Daten sollte eine konservative Abschätzungen (worst case) vorgenommen werden. Falls der Prozess mit den abgeschätzten Daten später unerheblich für das Gesamtresultat der Ökobilanz ist, kann dieser Prozess vernachlässigt werden (da nicht einmal das worst case Szenario einen Einfluss hat). Falls der Einfluss signifikant ist, muss die Analyse mit zusätzlichem Datenerhebungsaufwand verfeinert werden.
4.6.2.2 Allokation
Im Fall von Mehrproduktsystemen müssen die Inputs und Outputs den Koppelprodukten zugeordnet
werden. Dieses Vorgehen nennt man in der Fachsprache Allokation. Ein Beispiel ist der Vergleich zwischen der Entsorgung von Kehricht in einer KVA mit Energierückgewinnung und einer KVA ohne Energierückgewinnung. Die funktionelle Einheit wäre in diesem Fall die Entsorgung einer bestimmten Menge
Abfall mit einer definierten Zusammensetzung, wobei von der KVA mit Energierückgewinnung weitere
Leistungen, nämlich die Erzeugung von Strom und Wärme, bereitgestellt würden. Da sich der Leistungsumfang der beiden Systeme unterscheidet, muss eine Allokation (Zuordnung der Emissionen und Ressourcenverbräuche zu den verschiedenen Leistungen) vorgenommen werden, um einen fairen Vergleich
zu gewährleisten.
Es gibt mehrere Allokationsverfahren, die z.T. zu unterschiedlichen Ergebnissen führen können. Die ISO
14044 empfiehlt diesbezüglich ein hierarchisches Vorgehen:
1. Aufteilung der betroffenen Einheitsprozesse in Subprozesse, um Allokation zu vermeiden.
2. Systemerweiterung durchführen, um Allokation zu vermeiden:
a. Nach Warenkorbverfahren (Erweiterung der Funktionalen Einheit)
b. Nach Gutschriftenverfahren (Abzug der Flüsse des ersetzten Produkts)
62
3. Allokation nach physikalisch-chemischen Zusammenhängen
4. Allokation aufgrund anderer Beziehungen, z.B. ökonomischer Wert der Produkte oder Masse
Zu 1: Aufteilung in Subprozesse
Als erstes sollte versucht werden, den Einheitsprozess so aufzuteilen, dass jeder entstehende Subprozess nur einen Output hat, also die Allokation überflüssig wird. Wenn z.B. eine KVA zwei Funktionen hat,
nämlich die Entsorgung von Abfall und die Erzeugung von Strom, könnten die Inventarflüsse der Turbine
lediglich der Stromerzeugung zugeordnet werden, da die Turbine nicht zur Abfallentsorgung nötig ist.
Leider ist eine Vermeidung der Allokation durch Aufteilung in Subprozesse nur in sehr wenigen Fällen
möglich. Auch im Beispiel der KVA wäre dieses Allokationsverfahren keine abschliessende Lösung, da die
Emissionen des Verbrennungsprozesses auch zwischen den beiden Funktionen aufgeteilt werden müssen (und dies nicht über eine Aufteilung in Subprozesse möglich ist).
Zu 2: Systemerweiterung
Bei der Systemerweiterung werden die Systemgrenzen ausgeweitet, damit die zu vergleichenden Systeme die gleichen Funktionen haben. Hierfür gibt es zwei Konzepte: (a) das Warenkorbverfahren und (b)
das Gutschriftenverfahren. Das Ziel ist bei beiden Verfahren, dass zwei (oder mehrere) Prozesse über die
gleiche funktionelle Einheit miteinander verglichen werden können.
Abbildung 22: Beispiel für zwei Systeme mit ungleicher Anzahl von geleisteten Funktionen
2a) Warenkorbverfahren
Beim Warenkorbverfahren wird die funktionelle Einheit erweitert auf die Obermenge aller Funktionen
der analysierten Systeme.
Beispiel: Zwei Prozesse A und B sollen miteinander vergleichen werden. B liefert mehr Funktionen als A.
Im Beispiel in der obigen Abbildung wäre A eine KVA ohne Energierückgewinnung mit der unktion „Entsorgung von 1 kg Abfall“ und B eine KVA mit der gleichen unktion plus der unktion „Erzeugung von 0,2
kWh Strom“. Beim Warenkorbverfahren werden zum Prozess A die Emissionen und Ressourcenverbräuche eines Referenzprozesses dazu addiert, welcher das Produkt Strom bereitstellt (Abbildung 23). In
unserem Beispiel könnte das ein einzelnes Kraftwerk oder ein Kraftwerksmix (z.B. Strommix Schweiz)
sein. Nun können beide Prozesse über die erweiterte funktionelle Einheit „Entsorgung von 1 kg Abfall
sowie Erzeugung von 0,2 kWh Strom“ miteinander verglichen werden.
63
Abbildung 23: Beispiel für Allokation mit Systemerweiterung (Warenkorbkonzept)
2b) Gutschriftenverfahren
Beim Gutschriftenkonzept würden dem Prozess mit mehr Funktionen (in unserem Beispiel Anlage B) die
Emissionen und Ressourcenverbräuche eines Referenzprozesses, welcher das zusätzliche Produkt bereitstellt (0,2 kWh Strom im Beispiel) abgezogen. Somit können beide Prozesse wieder über dieselbe
funktionelle Einheit (in unserem Beispiel „Entsorgung von 1 kg Abfall“) verglichen werden (Abbildung
24).
Abbildung 24: Beispiel für Allokation mit Gutschriftverfahren
In Ökobilanzen werden immer zwei oder mehr Alternativen miteinander verglichen. Rechnerisch sind
Warenkorbverfahren und Gutschriftenverfahren bezüglich des Systemvergleichs äquivalent (siehe auch
Delta Emissionen unterhalb der obigen zwei Abbildungen). Allerdings gibt es Unterschiede bezüglich der
Darstellung. Zum Beispiel kann beim Warenkorbverfahren die funktionelle Einheit sehr gross und unübersichtlich werden, während das Gutschriftenverfahren die Ergebnisse bezüglich der Funktion anzeigt,
die untersucht werden soll. Für beide Verfahren gilt die Voraussetzung, dass ein passender Referenzprozess für die zusätzliche Funktion vorhanden sein muss. Oft kommen mehrere Prozesse infrage, die als
Referenzprozess verwendet werden können (z.B. bei der Stromerzeugung). Die Wahl des Referenzprozesses kann die Ergebnisse der Ökobilanz unter Umständen substantiell beeinflussen. Eine weitere Voraussetzung ist, dass die Sachbilanzdaten des Referenzsystems (zusätzlich zum ursprünglich betrachte-
64
ten „Kernsystem“) vorhanden oder erhoben werden müssen, was unter Umständen einen beträchtlichen Datenerhebungsaufwand darstellen kann.
Eine Schwäche des Gutschriftenverfahrens ist, dass im Gegensatz zu den anderen Allokationsverfahren
die Summe der Emissionen/Ressourcenverbräuche des untersuchten (erweiterten) Systems von den
Emissionen/Ressourcenverbräuchen des Ausgangsprozesses abweichen kann (je nach Wahl der Referenzprozesse). Sind z.B. Produkt A und B Koppelprodukte und sowohl Produkt A wie auch B können auch
mit alternativen Verfahren hergestellt werden, so könnte für A und B jeweils das Gutschriftenverfahren
angewendet werden. Allerdings würde die Summe der Emissionen/Ressourcenverbräuche aus A und B
nicht unbedingt den Emissionen/Ressourcenverbräuchen des Koppelprozesses entsprechen.
Zu 3: Allokation nach physikalisch-chemischen Zusammenhängen
Gemäss diesem Allokationsprinzip werden physikalisch-chemische Zusammenhänge genutzt, um die
Inventarflüsse den einzelnen Outputs zuzuweisen. Zum Beispiel können die meisten Emissionen einer
KVA mit Transferkoeffizienten (siehe Skript zum Thema MFA) quantifiziert werden. Dies erlaubt es, die
Emissionen bei der Verbrennung von spezifischen Abfallmaterialien (z.B. Papier, Kunststoff, Glas) zu
berechnen (und nicht nur Mischabfälle, wie sie in der Realität in der KVA entsorgt werden) (Abbildung
25).
Abbildung 25: Beispiel für Allokation nach physikalisch-chemischen Zusammenhängen (Auswahl an Elementen)
Transferkoeffizienten werden durch Messung der Zusammensetzung des Inputs und der Outputströme
für eine gegebene Technologie ermittelt und unter der Annahme der Linearität auch auf andere Abfallzusammensetzungen angewendet. Es sollte jedoch beachtet werden, dass dies eine Vereinfachung ist,
da Transferkoeffizienten in der Realität nicht immer linear sind und auch von Betriebsparametern abhängen.
Achtung: die Allokation nach physikalisch-chemischen Zusammenhängen sollte nicht mit der A Massenallokation (siehe unten) verwechselt werden.
Zu 4: Allokation aufgrund anderer Beziehungen
65
Kann keines der oben genannten Verfahren angewendet werden, darf eine Allokation aufgrund anderer
Beziehungen vorgenommen werden, z.B. nach Masse oder ökonomischem Wert.
Allokation nach ökonomischem Wert der Produkte
Entsprechend dieses Allokationsprinzips werden die erzielten Umsätze der einzelnen Koppelprodukte
durch den Gesamtumsatz geteilt, um Allokationsfaktoren zu berechnen. Es muss dabei beachtet werden, dass die Emissionen mit den Allokationsfaktoren auf die gesamten Outputströme verteilt werden
und ggf. anschliessend auf 1 kg Produkt normalisiert werden müssen. Abbildung 26 zeigt ein Rechenbeispiel zur Veranschaulichung.
Abbildung 26: Beispiel für Allokation nach ökonomischem Wert der Produkte
Die Allokation nach ökonomischen Prinzipien ist die einzige fast universell anwendbare Regel, da Preise
(fast) immer vorhanden sind. Schwierigkeiten können Preisschwankungen darstellen (über die Zeit, regional etc.). Deshalb sollte möglichst mit Mittelwerten gearbeitet werden. Ein Vorteil der ökonomischen
Allokation ist, dass die Emissionen/Ressourcenverbräuche des Prozesses vor allem den ökonomisch
wichtigsten Produkten zugeordnet werden und angenommen werden kann, dass der Prozess vor allem
wegen dieser Produkte betrieben wird.
Massenallokation
Bei der Allokation nach Masse werden alle Inputs und Outputs entsprechend dem Massenverhältnis der
entstehenden Produkte aufgeteilt. Im Beispiel der KVA wäre eine Massenallokation nicht möglich gewesen, da sich weder die Stromproduktion noch die Entsorgungsdienstleistung in kg messen lassen.
Eine weitere methodische Unzulänglichkeit lässt sich am folgenden Beispiel gut illustrieren: Bei der Gewinnung von Diamanten muss man für 2 g Diamanten etwa 100 t Gestein fördern. Das geförderte Gestein hat einen kleinen Wert, da man es z.B. für den Strassenbau verwenden kann, und wird somit als
Koppelprodukt und nicht als Abfall eingestuft. Bei der Allokation nach Masse würde der überwiegende
Teil der Emissionen und Ressourcenverbräuche dem Gestein zugeordnet werden. Dies macht allerdings
66
wenig Sinn, da man den aufwendigen Prozess wegen der Diamanten betreibt und nicht wegen des Strassenbaumaterials. Loses Gestein für den Strassenbau könnte man ebenso gut in einem einfachen Steinbruch gewinnen. (Klöpffer und Grahl, 2009).
Weitere Allokationsvorschläge
Weitere Allokationsmethoden beinhalten Exergie (Anteil der Gesamtenergie, der Arbeit verrichten
kann), Brennwert, etc. Beispielsweise kann bei einem Blockheizkraftwerk die Exergie der Outputs, Wärme und Strom, als Allokationsschlüssel herangezogen werden.
4.6.2.3 Berechnung der kumulierten Sachbilanzdaten
Das Ziel der Sachbilanz ist die Berechnung der kumulierten Emissionen und Ressourcenverbräuche über
den Lebensweg des zu untersuchenden Produktsystems. Das bedeutet, dass die Emissionen und Ressourcenverbräuche aller Einheitsprozesse aggregiert werden müssen. Da Prozessbäume (Flussdiagramme) oft mehrere hundert Einheitsprozesse beinhalten, wird dies in der Praxis mit entsprechenden Softwareprogrammen vorgenommen.
Ein Problem können zirkuläre Bezüge darstellen. In der Abbildung 27 ist dies am Beispiel Photovoltaik
illustriert: hier wird angenommen, dass es für die Produktion einer Photovoltaikzelle 10‘000 MJ Strom
braucht und für die Erzeugung von 1 MJ Strom aus Photovoltaik 0.0000278 Photovoltaikzellen (über die
Lebensdauer einer PV-Zelle werden ca. 36‘000 MJ Strom produziert). Es wird angenommen, dass mit PV
Strom wieder PV-Zellen erstellt werden. (Abbildung 27).
PV-Zelle
Produktion
[1 PV-Zelle]
PV-Zelle: Produktion; 1
A
a12
Strom aus PV-Zelle;
a21
2
PV-Zelle:
Produktion
[1 PV-Zelle]
Strom aus
PV Zelle [MJ]
Strom aus
PV Zelle [MJ]
0.0000278
10‘000
Abbildung 27: Darstellung des Problems zirkulärer Bezüge am Beispiel Photovoltaik
Ein sukzessives „Ausrechnen“ der kumulierten technischen Inputs sowie Emissionen und Ressourcenverbräuche ist nur mit Abschneideregeln (und einem damit verbundenen Fehler) möglich. Wenn im Photovoltaik-Beispiel nach drei Zyklen die Rechnung abgeschnitten würde, würde für eine durch Nachfragevektor f definierte Menge Strom der folgende kumulierte Strombedarf (inklusive des bereitgestellten
Menge Strom) berechnet werden (siehe auch Abbildung 28A):
x2= f2 + f2*(a21*a12) + f2*(a21*a12)*(a21*a12) + f2*(a21*a12)3  1,377kWh bei f2=1kWh
Eine intelligentere Lösung als die sukzessive Berechnung ist in Abbildung 28B dargestellt. Um eine durch
Nachfragevektor f definierte Menge MJ Strom aus Photovoltaik bereitzustellen, benötigt man einen
kumulierten Strombedarf in der Höhe von:
x2= f2 + f2*(a21*a12) + f2*(a21*a12)*(a21*a12) + f2*(a21*a12)3 + … + f2*(a21*a12)n
67
Dies ist eine geometrische Reihe, die für n∞ gegen den Wert f2/(1-(a21*a12) konvergiert ( 1, 385
kWh bei f2=1kWh).
Der Fehler durch das Abschneiden nach 3 Zyklen (siehe oben und Abbildung 28A) beträgt 0,008 kWh.
A)
PV-Zelle: Produktion
a12
Produktion
a21
Strom aus PV-Zelle
a12
a21
Produktion
a12
a21
Strom
Strom
Produktion
Strom
Für Nachfragevektor f = (0, f2) ; (Nachfrage nach x MJ Solarstrom)
Strombedarf (sukzessives Verfahren mit Abschneiden nach drei Zyklen):
x2= f2 + f2*(a21*a12) + f2*(a21*a12)*(a21*a12) + f2*(a21*a12)3
B)
PV-Zelle: Produktion
a12
Strom aus PV-Zelle
Produktion
a21
a12
Strom
Produktion
Produktion
Strom
Strom
a21
f2
Gesamter Strombedarf:
x2= f2 + f2*(a21*a12) + f2*(a21*a12)*(a21*a12) + f2*(a21*a12)3 + … + f2*(a21*a12)n
Geometrische Reihe; Grenzwert n: x2 = f2 / (1- (a21*a12))
Abbildung 28: A) Sukzessive Berechnung (3 Zyklen) und B) Lösung des Problems zirkulärer Bezüge mit einer geometrischen
Reihe
Ähnlich können nun für das ganze System die zirkulären Bezüge aufgelöst werden. Hierbei wird das folgende Vorgehen angewendet:
1. Die direkten Flüsse zwischen den Einheitsprozessen (innerhalb des Systems) werden in einer
quadratischen Matrix (der sogenannten Technosphärenmatrix A) abgebildet (Abbildung 29). Die
Matrix ist so zu lesen, dass es zur Produktion der Güter und Dienstleistungen in den Spalten jeweils die angegebenen Mengen in den Zeilen als Input braucht. Die Werte in der Matrix bilden
die erste Ebene des Prozessbaums ab (für alle in der Matrix enthaltenen Produkte).
68
Abbildung 29: Darstellung der direkten technischen Inputs (1. Ebene des Prozessbaums) in der Technosphärenmatrix A
2. Wird diese Matrix quadriert (A2), bilden die Werte der resultierenden Matrix die zweite Ebene
des Prozessbaums ab (siehe auch Übungsblatt zur Matrixinversion). A3 bildet die dritte Ebene ab
usw. In der Abbildung unten ist dieser Rechenweg beispielhaft für den Strombedarf bei der
Chlorherstellung graphisch dargestellt. Ebenso wie bei dem Photovoltaik-Beispiel oben konvertiert An für n∞ gegen (I-A)-1. Diese invertierte Matrix zeigt die kumulierten Bezüge an technischen Inputs auf. Wird diese invertierte Matrix mit dem Nachfragevektor multipliziert, zeigt der
resultierende Vektor x die kumulierten technischen Inputs für diesen Nachfragevektor (in unserem Fall für 1 kg Chlor, Abbildung 3).
69
Abbildung 30: Berechnung der kumulierten technischen Inputs mit Matrixinversion (Beispiel Stromverbrauch)
3. Die kumulierten Emissionen und Ressourcenverbräuche lassen sich jetzt relativ einfach berechnen. Die direkten Emissionen und Ressourcenverbräuche werden wie in Abbildung 31 dargestellt in der Biosphärenmatrix eingezeichnet, welche unterhalb der Technosphärenmatrix aufgetragen wird (die Emissionen und Ressourcenverbräuche beziehen sich jeweils auf den Einheitsprozess in der jeweiligen Spalte). Multiplikation der Biosphärenmatrix mit der invertierten Technosphärenmatrix und dem Nachfragevektor ergibt den kumulierten Vektor an Emissionen und
Ressourcenverbräuchen ( die kumulierte Sachbilanz).
70
Abbildung 31: Berechnung der kumulierten Emissionen und Ressourcenverbräuche
4.6.2.4 Inventar-Datenbanken
Viele Produktsysteme beinhalten mehrere Hundert Prozesse mit wiederum vielen Hundert Emissionen
und Ressourcenverbräuchen. Das Erstellen einer Ökobilanz wäre daher extrem zeitaufwendig, wenn die
Daten der gesamten Sachbilanz „von Grund auf“ erhoben werden müssten. Als Unterstützung bei der
Sachbilanzerhebung wurden Sachbilanz-Datenbanken entwickelt, welche Ökobilanz-Daten zu Basisprozessen (z.B. Energieerzeugung, Transportprozesse, Chemikalienproduktion, Materialienproduktion, Entsorgungsprozesse etc.) enthalten. Die umfangreichste Sachbilanz-Datenbank ist ecoinvent
(www.ecoinvent.org), welche mehrere Tausend Prozesse und mehr als 1000 Ressourcenverbräuche/Emissionen beinhaltet (d.h. die Technosphärenmatrix ist > 4000x4000 gross und die Bioshärenmatrix > 4000x1000). Solche Datenbanken sind in den meisten Ökobilanz-Softwares enthalten, können
aber auch z.B. in Matlab oder Excel verwendet werden.
4.6.3 Beispiele
Die Datenerhebung und Matrixinversion wird anhand eines Datenbankprozesses für die Produktion der
Chemikalie Methanol erläutert.
Zunächst werden die direkten Inputs und Ouputs bezüglich des Einheitsprozesses „Methanolproduktion“ aus der Literatur (Handbücher wie z.B. Ullmann’s Encyclopedia; Unternehmensberichte; etc.) gesammelt und in einer Graphik aufgetragen (Abbildung 32). Für die Herstellung von Methanol wird vor
allem Erdgas als Feedstock sowie als Brennstoff benötigt. Im Dampfreformationsprozess wird aus Dampf
und Erdgas ein Synthesegas hergestellt, welches Kohlenmonoxid und Wasserstoff enthält. Anschliessend
wird aus diesem Synthesegas Methanol synthetisiert und aufkonzentriert. Neben Erdgas und Wasser
braucht es für diesen Prozess Elektrizität (z.B. für Pumpen), Kühlwasser und Katalysatormaterialien, die
alle als Outputs von anderen Einheitsprozessen in der Datenbank bereits enthalten sind (inklusive aller
vorgelagerten Prozesse) und somit von dem Methanolproduktionsprozess „bezogen“ werden können.
71
Das Output-Produkt (die funktionelle Einheit) des Prozesses ist die Produktion von 1 kg Methanol. Dieses Produkt kann nach Erstellung des Datensatzes wiederum Input in andere Einheitsprozesse sein.
Elektrizität Kühl-
Brenn-
wasser
stoff
Katalysator:
CoMo, NiMo, ZnO,
CuO, Al2O3
Reingas
Prozess
-wasser
Dampfproduktion
Brennstoff
Erdgas
Dampfreformation
Wärmerückgewinnung
Wasserstoff
SyntheseRohgas
Methanol- Methanol Methanol
Purifisynthese
kation
CH4 + H2O  CO + 3 H2
CO + H20  CO2 + H2
Methanol,
ab Werk
CO + H2  CH3OH
CO2 + 3 H2  CH3OH + H2O
Schwefel
(aus der Entschwefelung)
Emissionen
in die Luft
CO, CO2,
NOx, VOC
Verbrauch Abwär
-ter Kata- me
lysator
Abwasser
Abbildung 32: Prozesssystem der Methanolproduktion (Quelle: Althaus et al. 2007)
Die Mengen an Inputs und Outputs (Systemgrenzen-überschreitende Pfeile in der obigen Abbildung)
werden in die Technosphären- (unten gelb markiert) und Biosphärenmatrix (unten grün markiert) überführt. In Tabelle 4 ist nur die Spalte der Matrix für Methanol gezeigt (die Technospärenmatrix ist immer
quadratisch; alle in den Zeilen auftretenden Produkte/Energien/Materialien sind auch als Spalten mit
ihren jeweiligen Inputs aufgetragen). Die Spalte ist so zu lesen, dass pro „Unit“ 1 kg Methanol (globaler
Produktionsmix) die Inputs aus den Zeilen (z.B. 0.00024 kg Aluminiumoxid) gebraucht werden. Dieses
sind die direkten Inputs und spiegeln die erste Ebene des Prozessbaums wider.
Tabelle 4: Direkte technische Inputs, Ressourcen und Emissionen der Methanolproduktion (Quelle: www.ecoinvent.ch)
Name
Location
Category
Sub-Category
Unit
Location
methanol, at
plant
GLOBAL
Unit
kg
Methanol, at plant
GLO
kg
1
aluminium oxide, at plant
RER
kg
0.00024
copper oxide, at plant
RER
kg
9.00E-05
methanol plant
electricity, medium voltage, production
UCTE, at grid
GLO
unit
3.72E-11
UCTE
kWh
0.074
molybdenum, at regional storage
RER
kg
1.00E-05
nickel, 99.5%, at plant
GLO
kg
2.00E-05
zinc for coating, at regional storage
RER
kg
3.00E-05
natural gas, high pressure, at consumer
RER
MJ
8.65
industrial furnace, natural gas
natural gas, burned in industrial furnace
low-NOx >100kW
RER
unit
-2.16E-08
RER
MJ
7.7
natural gas, at production onshore
DZ
Nm3
0.43
water, deionised, at plant
Water, cooling, unspecified natural origin
Heat, waste
CH
resource
air
in water
low population density
kg
m3
MJ
0.85
0.00816
4.87
ethane, fossil
air
low population density
kg
0.00098
Methanol
air
low population density
kg
0.00053
72
Nitrogen oxides
air
low population density
kg
0.00015
Sulfur dioxide
air
low population density
kg
1.38E-05
AOX, Adsorbable Organic Halogen as Cl
water
unspecified
kg
1.00E-06
BOD5, Biological Oxygen Demand
water
unspecified
kg
0.00018
Chloride
water
unspecified
kg
2.00E-06
COD, Chemical Oxygen Demand
water
unspecified
kg
0.00049
DOC, Dissolved Organic Carbon
water
unspecified
kg
0.00024
Formaldehyde
water
unspecified
kg
0.0001
Heat, waste
water
unspecified
MJ
0.4
Methanol
water
unspecified
kg
3.00E-05
Phenol
water
unspecified
kg
1.00E-05
Phosphorus
water
unspecified
kg
1.00E-05
Suspended solids, unspecified
water
unspecified
kg
2.00E-05
TOC, Total Organic Carbon
water
unspecified
kg
0.00024
Anschliessend werden durch Matrixinversion die kumulierten technischen Inputs/Outputs und durch
Multiplikation der Biosphärenmatrix mit dieser invertierten Technosphärenmatrix die kumulierten Emissionen und Ressourcenverbräuche berechnet. Die resultierende Matrix bzw. nach Multiplikation mit
dem Nachfragevektor der resultierende Vektor umfasst mehr als 1000 kumulierte Emissionen und Ressourcenverbräuche und wird hier daher nicht komplett gezeigt. Eine direkte Auswertung der Sachbilanz
ohne Wirkungsabschätzung ist bei dieser hohen Anzahl von Inventarflüssen kaum möglich.
Tabelle 5: Kumulierte Ressourcenverbräuche und Emissionen pro kg Methanol (Liste wurde verkürzt) (Quelle:
www.ecoinvent.ch). Die Kategorie resource bezeichnet Inputs (wie z. B. Aluminium in Bauxit in der ersten Zeile), während
sich die Kategorien air, water, soil auf Emissionen in Luft, Wasser und Boden beziehen.
Name
Category
Sub-Category
Unit
Location
methanol, at
plant
GLOBAL
Unit
kg
Aluminium, 24% in bauxite, 11% in crude ore, in
ground
resource
in ground
kg
0.00029974
Kieserite, 25% in crude ore, in ground
resource
in ground
kg
1.34E-09
Carbon dioxide, in air
resource
in air
kg
0.0012239
Occupation, construction site
resource
land
m2a
0.00021803
Occupation, dump site
resource
land
m2a
0.00027059
Transformation, to industrial area
resource
land
m2
6.46E-06
….
….
Magnesium, 0.13% in water
resource
in water
kg
1.69E-10
Sulfite
water
ocean
kg
5.74E-16
Sodium formate
water
river
kg
3.91E-12
AOX, Adsorbable Organic Halogen as Cl
water
river
kg
7.77E-10
Arsenic, ion
water
river
kg
3.76E-08
AOX, Adsorbable Organic Halogen as Cl
water
unspecified
kg
1.00E-06
Carbon dioxide, fossil
air
low population
density
kg
0.09262
Nitrogen oxides
air
kg
0.00041529
…
low population
73
density
…
4.6.4 Schlussfolgerungen
Die Sachbilanz ist die arbeitsaufwendigste Phase der Ökobilanz, in der alle Daten zu den Inputs und Outputs des Systems gesammelt werden. In einem ersten Schritt werden nur die direkten Inputs und Outputs aller Einheitsprozesse gesammelt. Oft können dabei einige Daten direkt erhoben werden, während
andere Daten der Zulieferkette bzw. „downstream“ auf der Entsorgungsseite Datenbanken entnommen
werden können.
Ein besonderes Augenmerk muss auf die Allokation gelegt werden, da es hier einen gewissen Spielraum
bei der Wahl des Allokationsverfahrens gibt (ggf. Raum für Manipulation). Die ISO 14044 schlägt vor,
dass in solchen Fällen Sensitivitätsanalysen gerechnet werden, damit eventuelle Abweichungen erkannt
und die Robustheit der Resultate eingeschätzt werden können. Ausserdem sollte eine transparente Begründung für die Wahl des Allokationsverfahrens vorgenommen werden. Insgesamt lässt sich sagen,
dass alle Allokationsverfahren ihre Vor- und Nachteile haben. Beispielsweise ist die Systemerweiterung
mit weiteren (manchmal subjektiven) Annahmen über die Wahl des Referenzsystems verbunden und
unter Umständen aufwendiger als andere Allokationsverfahren zu rechnen (da die Ökobilanzdaten des
Referenzsystems ebenfalls bekannt sein müssen). Die Allokation nach ökonomischen Prinzipien hat den
Vorteil, dass der Grund, den jeweiligen Prozess zu betreiben, durch die Allokation widergespiegelt wird
und dass die Summe der Emissionen/Ressourcenverbräuche der einzelnen Koppelprodukte immer den
gesamten Emissionen/Ressourcenverbräuchen des Mehrproduktsystems entspricht (anders als beim
Gutschriftenverahren). Allerdings hat sie den Nachteil, dass Preise über Zeit und Ort variieren können
und somit von Märkten beeinflusst werden.
Sind die Daten zu allen Einheitsprozessen erhoben (und somit auch die Verbindungen zwischen diesen
Einheitsprozessen quantifiziert), kann die kumulierte Sachbilanz berechnet werden. Diese enthält die
über den Lebensweg (oder Teil-Lebensweg, je nach Definition des Systems) aggregierten Emissionen/Ressourcenverbräuche. Diese Daten könnten direkt ausgewertet werden, was jedoch angesichts
der oft hohen Zahl der Inventarflüsse schwierig ist. Das übliche Vorgehen ist, diese kumulierten Daten in
der Wirkungsabschätzung auf wenige Wirkungsindikatoren zu verdichten und somit eine Interpretation
zu erleichtern (siehe Kapitel Wirkungsabschätzung).
4.6.5 Übungsaufgaben
1 a) Zeichnen Sie ein Flussdiagramm zu folgendem System. Materialflüsse sollten Sie mit Pfeilen darstellen, Aktivitäten mit Boxen.
Das Metallspielzeug P wird in der Firma Spielgut und Partner produziert. Dort werden Bleche geschnitten und zu Produkt P geformt. Die Firma Blechteil GmbH produziert die Metallblätter. In der Blechteil
GmbH werden Metallbarren und Schrott mit dem Brennstoff Kohle erhitzt und zu Blechen gewalzt. Die
Barren werden in der Firma Erzreich AG produziert, die Metallerze fördert. Die Kohle stammt von der
Firma Schwarzpower AG, die Kohle fördert. Die Erzreich AG und die Schwarzpower AG liegen jeweils
1000 km von der Firma Blechteil GmbH entfernt. Das Metall wird mit dem LKW zur Blechteil GmbH
74
transportiert. Die Firmen Blechteil GmbH und die Firma Spielgut und Partner sind hingegen Nachbarfirmen (Transport kann vernachlässigt werden). Die Firma Spielgut und Partner produziert neben dem
Produkt P auch Schrott, welcher zum Recycling zur Blechteil GmbH geschickt wird.
b) Berechnen Sie mit Hilfe der nachstehenden Angaben den nicht-energetischen primären und sekundären Rohmaterialverbrauch für alle vier irmen bezogen auf die funktionelle Einheit „Produktion von
1000 Stück P mit einem Gesamtgewicht von 40 kg“. Nehmen Sie an, dass der produzierte Schrott der
Firma Spielgut und Partner AG als Sekundärrohmaterial in der Produktion der Firma Blechteil GmbH
benutzt wird. Berechnen Sie den Rohmaterialverbrauch für zwei Szenarien:
1) lediglich der Schrott von Spielgut und Partner wird wiederverwertet
2) Blechteil GmbH kauft Schrott zu
Wie viel Erz wird durch Szenarium 2 maximal eingespart?
Daten:
Firma Spielgut und Partner:
Pro kg P:
Rohmaterialverbrauch
1,2 kg Metallbleche
Elektrizitätsbedarf
3 MJ
Schrottproduktion
0.2 kg
Firma Blechteil GmbH:
Pro kg Metallblech
Rohmaterialverbrauch
1.1 kg Barren oder Schrott (max. Schrottanteil: 60%)
Kohle
0.5 kg Kohle
Elektrizitätsbedarf
2 MJ
Firma Erzreich AG:
Pro kg Barren:
Rohmaterialverbrauch
4 kg Erz
Elektrizitätsbedarf
10 MJ
Abfall:
3 kg Abfall
Firma Schwarzpower AG:
Pro kg Kohle:
Energ. Rohstoffverbrauch
1 kg Kohle
Elektrizitätsbedarf
2 MJ
Transport:
75
Energieverbrauch (Benzin)
0.0002 l pro Kilogramm und Kilometer (kg-km)
2. In einer Erdölraffinerie werden aus Rohöl mehrere Produkte hergestellt, für die unterschiedliche Preise erzielt werden. Nehmen Sie an, dass 0.5 t CO2-Emissionen pro Tonne eingespiesenen Rohöls emittiert
werden. Mit wie viel CO2-Emissionen würden die drei unten genannten Produkte bei ökonomischer Allokation belastet? Mit wie viel CO2-Emissionen bei Allokation nach Masse?
Outputprodukt
Schweröl
Diesel
Benzin
Menge in t pro t Rohöl
0.4
0.4
0.2
Preis in Fr pro t
300
1400
1600
3. Welche Vorteile hat das Matrixinversionsverfahren zur Berechnung von kumulierten Sachbilanzdaten
gegenüber dem sukzessiven Verfahren?
76
Musterlösung
1 a)
Erz
Kohle
Erzreich:
Förderung Erz
Schwarzpower:
Förderung Kohle
Barren
Kohle
Transport LKW
Transport LKW
Barren
Kohle
Schrott
Blechteil: Barren+Schrott
erhitzen und walzen
Metallblätter
Spielgut & Partner
Bleche schneiden, P formen
Produkt P
b)
Szenarium 1
Primärrohmaterialverbrauch
Spielgut und Partner:
48 kg
Primärrohmaterialverbrauch
Blechteil GmbH:
44,8kg
Szenarium 2
21,12 kg
Sekundärrohmaterialverbrauch 8 kg
Blechteil GmbH:
31,68 kg
Rohmaterialverbrauch Erzreich 179,2 kg
AG:
84,48 kg
Es werden maximal 94.72 kg Erz eingespart (>50%).
2.
CO2-Emissionen pro t Schweröl: 0.15 t CO2
(= 0.12 * 0.5 t CO2 / t Rohöl / 0.4 t Schweröl/t Rohöl)
CO2-Emissionen pro t Diesel: 0.7 t CO2
CO2-Emissionen pro t Benzin: 0.8 t CO /t
Allokationsfaktoren:
Schweröl: 300*0.4/1000 = 0.12
77
Diesel: 1400 * 0.4/1000 = 0.56
Benzin: 1600 * 0.2/1000 = 0.32
3. Im Gegensatz zum sukzessiven Verfahren kann das Matrixinversionsverfahren ohne Abschneideregeln
zirkuläre Bezüge korrekt auflösen.
78
4.7 Wirkungsbilanz (LCIA) (Phase 3)
4.7.1 Kurzfassung und Lernziele
In der Wirkungsbilanz werden die kumulierten Ressourcenverbräuche und Emissionen aus der Sachbilanz bezüglich ihrer Umweltwirkungen geordnet und anschliessend innerhalb der Wirkungskategorien
untereinander vergleichbar gemacht. Hierdurch werden die Informationen auf wenige Indikatoren verdichtet. Optional kann zusätzlich eine Gewichtung zwischen den Wirkungskategorien vorgenommen
werden, um ein eindimensionales Ergebnis zu erhalten. Es gibt eine Vielzahl von Methoden zur Wirkungsabschätzung, die sich im Umfang der bewerteten Inventarflüsse und Umweltwirkungen sowie in
ihren Wirkungsmodellen und Gewichtungsansätzen (falls eine Gewichtung vorgenommen wird) unterscheiden.
Die Lernziele dieses Kapitels umfassen das Kennenlernen der Schritte einer Wirkungsbilanz sowie von
verschiedenen Wirkungsabschätzungsmethoden. Grundlegende Unterschiede zwischen diesen Methoden sollen erkannt werden und eine kritische Einschätzung vorgenommen werden können.
4.7.2 Methode und Vorgehen
Die Wirkungsabschätzung enthält nach ISO 14040 obligatorische und optionale Elemente (siehe Abbildung unten). Diese Schritte werden in den folgenden Kapiteln erläutert.
Elemente der Wirkungsabschätzung
Obligatorische Elemente
Auswahl Wirkungskategorien, Wirkungsindikatoren und Charakterisierungsmodelle
Klassifizierung (Zuordnung der Emissionen/Ressourcenbedarfe nach Umweltwirkung)
Charakterisierung (Berechnung der Wirkungskategorieindikatoren)
Wirkungskategorieindikatoren, Ergebnisse Wirkungsabschätzung
Optionale Elemente
Normalisierung, Gruppierung, Gewichtung
Quelle: ISO 14040
Abbildung 33: Elemente einer Wirkungsabschätzung (ISO 14040)
4.7.2.1 Auswahl Wirkungskategorien, -indikatoren und Charakterisierungsmodelle
Bereits in der Phase der Ziel- und Rahmenbedingungen muss dokumentiert werden, welche Wirkungen
in der Ökobilanz betrachtet werden und welche vernachlässigt werden. Oft wird die Auswahl der Wirkungskategorien durch Wahl einer bestehenden Standardmethode (s.u.) festgelegt. Es sollte kritisch
überprüft werden, ob die gewählte Methode alle relevanten Wirkungen abdeckt und die Liste der bewerteten Emissionen und Ressourcenverbräuche umfassend ist. Oft werden z.B. Umweltwirkungen von
79
Wassernutzung, radioaktiver Strahlung oder von Unfällen nicht durch Standardmethoden berücksichtigt,
was – je nach untersuchtem System – problematisch sein kann.
4.7.2.2 Klassifizierung
Im Rahmen der Klassifizierung werden die Ressourcenverbräuche und Emissionen aus der Sachbilanz
gemäss ihrer Umweltwirkungen sogenannten Wirkungskategorien (Bsp. Klimawandel, Ökotixizität, Versauerung, Überdüngung, …) zugeordnet. Dabei kann dieselbe Emission auch mehrere Effekte in unterschiedlichen Wirkungskategorien haben. Die Abbildung unten zeigt ein vereinfachtes Beispiel.
1. Ziel und
Rahmen
Wirkungsbilanz
2. Sachbilanz
Klimawandel
Emission
Sachbilanz der Sachbilanz
Ergebnis
4. Auswertung
3. Wirkungsbilanz
Emission Einheit
Kompar- Menge pro
timent
FU
CO2
CH4
N2O
Summe
CO2
CH4
N2O
NOx
PO4
Cd2+
Fe
Kupfer
...
Luft
Luft
Luft
Luft
Wasser
Wasser
Boden
Ressour.
Eutrophierung
NOx
0.1
PO4
1
Summe
PO4
0.05
0.5
0.55
Humantoxizität
1,4 Dichlorbenzol
0.07
0.0023
0.0723
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
0.5
1.0
0.01
0.5
0.5
0.0001
0.5
3
NOx
Cd2+
Summe
1
23
296
1.4
23
0.5
23.0
2.96
26.46
Abbildung 34: Vereinfachtes Beispiel für die Zuordnung der Inventarflüsse einer Sachbilanz zu verschiedenen Wirkungskategorien (Klassifizierung).
4.7.2.3 Charakterisierung
Im Rahmen der Charakterisierung werden innerhalb jeder Wirkungskategorie die einzelnen Ressourcenverbräuche und Emissionen mit einem Äquivalenzfaktor gewichtet, um sie vergleichbar zu machen. Alle
Emissionen oder Ressourcenverbräuche einer Wirkungskategorie werden so in eine gemeinsame Einheit
überführt ( estlegung eines Referenzstoffes). Beispielsweise werden für die Wirkungskategorie „Klimawandel“ die sogenannten „Global Warming Potentials“ des IPCC (2007) als Äquivalenzfaktoren verwendet (siehe auch Kapitel 4.7.4.1), um alle Treibhausgasemissionen in die Einheit „kg CO2Äquivalentemissionen“ zu überführen.
𝐸𝑘 (𝐴) = ∑ 𝐹𝑘𝑦 ∙ 𝑦(𝐴)
𝑗
E:
A:
Wirkungsäquivalente
Beschriebens System
80
F:
Äquivalenzfaktor (oft auch mit CF für
Charakterisierungsfaktor bezeichnet)
k:
Index für Wirkungsklasse
y:
Emission/Ressourcenverbrauch
Die Abbildung unten zeigt ein Beispiel für die Charakterisierung.
Wirkungsbilanz
Klimawandel
Emission
Äquivalenzfaktor
CO2
1
CH4
23
N2O
296
Summe
Sachbilanz der Sachbilanz
Ergebnis
Emission Einheit
Kompar- Menge pro
timent
FU
CO2
CH4
N2O
NOx
PO4
Cd2+
Fe
Kupfer
...
Luft
Luft
Luft
Luft
Wasser
Wasser
Boden
Ressour.
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
0.5
1.0
0.01
0.5
0.5
0.0001
0.5
3
Ref.stoff
CO2
0.5
23.0
2.96
26.46
Eutrophierung
NOx
0.1
PO4
1
Summe
PO4
0.05
0.5
0.55
Humantoxizität
1,4 Dichlorbenzol
0.07
0.0023
0.0723
NOx
Cd2+
Summe
1.4
23
Abbildung 35: Vereinfachtes Beispiel für die Charakterisierung.
4.7.2.4 Optionale Elemente der Wirkungsabschätzung (ISO 14044)
Aufbauend auf der Charakterisierung können weitere optionale Schritte Bestandteil einer Wirkungsabschätzung sein. Im Rahmen der Normalisierung werden die Resultate der Wirkungskategorien normiert,
z.B. bezüglich der gesamten Pro-Kopf-Emissionen einer Wirkungskategorie für eine bestimmte Region.
Eine solche Normalisierung kann dabei helfen, Fehler zu finden oder einzuschätzen, wie sehr das untersuchte Produktsystem im Vergleich zur Gesamtbelastung einer Umweltwirkung beiträgt. Des Weiteren
ist es ein vorbereitender Schritt für die Gewichtung. Im Rahmen der Gewichtung wird eine Aggregation
von Umweltwirkungen vorgenommen. Dieses ist ein subjektiver Schritt, da z.B. Schäden an der menschlichen Gesundheit und Schäden an Ökosystemen nicht auf wissenschaftliche Art und Weise miteinander
vergleichbar gemacht werden können. Die ISO Normen schränken die Verwendung von gewichteten
Ergebnissen daher auch ein: Gemäss ISO Normen ist es nicht zulässig, die Wirkungsbilanzsergebnisse
von Produktvergleichen öffentlich zu kommunizieren, wenn die Resultate gewichtet wurden. Man muss
also zur öffentlichen Kommunikation Resultate der einzelnen Wirkungskategorien zeigen und diskutieren.
81
4.7.3 Bestehenden Methoden zur Wirkungsabschätzung
4.7.3.1 Rahmenstruktur und Überblick
Es gibt eine Vielzahl von Methoden zur Wirkungsabschätzung, die sich bezüglich ihrer Modellierungsansätze, dem Aggregationsniveau und der Gewichtungsmethoden und ihrem geographischen Gültigkeitsraum unterscheiden. Einige dieser Methoden fokussieren auf einzelnen Wirkungskategorien und werden
daher oft mit anderen Methoden kombiniert, um eine vollständige Bewertung bezüglich aller relevanten
Wirkungskategorien zu gewährleisten. Andere Methoden stellen Charakterisierungsfaktoren für viele
Wirkungskategorien zur Verfügung und können daher „alleinstehend“ verwendet werden.
Inventarflüsse
(Sachbilanz)
•
•
•
•
Ressourcenextraktion
•
•
•
•
•
•
•
Schadenskategorien
= Midpoints
= Endpoints
Klimawandel
Stratosphärischer
Ozonabbau
Bodennahe
Ozonbildung
Humantoxische
Effekte
Ökotoxische Effekte
Eutrophierung
Versauerung
Landstress
Wasserstress
Ressourcenknappheit
Menschliche
Gesundheit
Ökosystemqualität
Schutzgüter
•
Emissionen (in Luft,
Wasser, Boden)
Wirkungskategorien
Ressourcenknappheit
Abbildung 36: Generische Struktur von bestehenden Wirkungsabschätzungsmethoden
Abbildung 36 gibt einen Überblick über die heute übliche Struktur von Wirkungsabschätzungsmethoden,
welche dem in Kapitel 4.7.2 beschriebenen Vorgehen nach ISO Norm 14040ff entspricht. Die Inventarflüsse (links) werden zunächst ihren Wirkungen zugeordnet (Klassifizierung) und in einer einheitlichen
Referenzeinheit ausgedrückt (Charakterisierung). Abbildung 36 zeigt eine gängige Auswahl von Wirkungskategorien (Mitte), deren Umweltauswirkungen hier kurz erläutert werden:
 Klimawandel: Der sogenannte Treibhauseffekt entsteht durch Absorption und Reflexion von Wärmestrahlung durch sogenannte Klimagase, z.B. Wasserdampf, Kohlendioxid, Methan, Lachgas. Dieser natürlich ablaufende Prozess wird durch anthropogene Emissionen verschärft. Durch die entstehende globale Erwärmung werden Auswirkungen auf die menschliche Gesundheit (z.B. Verbreitung von Malaria) und auf Ökosysteme (Verlust von Biodiversität) erwartet. Die Modellierung des
Klimawandels in der Ökobilanz wird in Kapitel 4.7.4.1 beschrieben.
82
 Stratosphärischer Ozonabbau: Ozon in der Stratosphäre schützt die Erde vor energiereichen UVBStrahlen. Durch Emissionen von Fluorchlorkohlenwasserstoffen (FCKW) und deren Abbauprodukte
wird Ozon in der Stratosphäre abgebaut. Emissionsquellen waren in der Vergangenheit FCKWhaltige Produkte, wie z.B. Spraydosen. Durch das Protokoll von Montreal wurde der Gebrauch von
FCKW fast vollständig eingestellt, aber durch die hohe Persistenz dieser Chemikalien ist der
Ozonabbau auch heute noch ein Problem. Die vermehrte UVB Strahlung kann zu verschiedenen
Krankheiten führen, z.B. Hautkrebs und Augenerkrankungen (grauer Star).
 Bodennahe Ozonbildung: Ozon ist toxisch und kann bei Inhalation z.B. zu respirativen Effekten führen. Emissionen, die zur bodennahen Ozonbildung beitragen, sind Stickstoffdioxid (NO2) als Katalysator sowie flüchtige organische Substanzen (sogenannte VOC, volatile organic compounds). Schadstoffquellen sind vor allem der Strassenverkehr und andere Verbrennungsprozesse. Bodennahes
Ozon wird unter dem Einfluss von UV-Strahlung gebildet und wird umgangssprachlich auch Sommersmog genannt, da das Problem hauptsächlich im Sommer auftritt.
 Humantoxische Effekte: Chemikalien und Partikelemissionen können zu toxischen Effekten und einer Beeinträchtigung der menschlichen Gesundheit führen. Beispielsweise können Partikelemissionen respirative Effekte nach sich ziehen. Oft wird zwischen kanzerogenen und anderen Wirkungen
unterschieden.
 Ökotoxische Effekte: Chemische Verbindungen können auf Lebewesen, deren Population und natürliche Umgebung schädliche Effekte ausüben. Es wird unterschieden zwischen aquatischer, terrestrischer und Sediment-Ökotoxizität, wobei die aquatische Ökotoxizität oft im Zentrum steht. Die
Modellierung der Wirkungskette für die Kategorie aquatische Ökotoxizität wird in Kapitel 4.7.4.2
beschrieben.
 Eutrophierung: Nährstoffemissionen wie Phosphor (Pflanzenverfügbar als PO4) und Stickstoff
(Pflanzenverfügbar als NO3und NH4 ) tragen zur Eutrophierung (Überdüngung) bei. Quellen von solchen Emissionen sind die Landwirtschaft (Düngeraustrag), Luftemissionen (z.B. NOx aus Verbrennungsprozessen) und Abwasser. In terrestrischen Systemen führt dies zu einem stärkeren Pflanzenwachstum, einer Störung des natürlichen Nährstoffhaushalts und zu einem Verlust an Biodiversität, da sich einzelne Arten auf Kosten von anderen (oft selteneren) Arten verbreiten. In Binnengewässern führt die Eutrophierung zu einer erhöhten Produktion von Biomasse und Anreicherung
von toter Biomasse im Sediment. Dadurch wird Sauerstoff am Sediment gezehrt und es bildet sich
eine anoxische Zone. Dies kann zu Fischsterben sowie zu einer Beeinträchtigung der Trinkwasserqualität führen.
 Versauerung: Schadstoffe wie SOx, NOx und NHx können eine Versauerung von Böden und Gewässern verursachen (auch unter dem Stichwort „saurer Regen“ bekannt). Quellen solcher Emissionen
sind vor allem Verkehr, industrielle Verbrennungsprozesse (z.B. Kraftwerke) und die Tierhaltung.
Eine Versauerung kann Pflanzenschäden durch Schwermetallmobilisierung (Blatt-/Nadelschäden,
Wurzelschäden) hervorrufen und langfristig zu einer Änderung der Artenzusammensetzungen führen
 Landstress: unter Landstress werden die Auswirkungen der Besetzung und Umwandlung von Landflächen verstanden. Zu den Umweltauswirkungen gehören z.B. der Verlust von natürlichen Ökosystemen und der Biodiversität sowie der Verlust von Bodenfruchtbarkeit.
83
 Wasserstress: Viele Gebiete leiden heute schon unter Wasserstress (Verfügbarkeit von Wasser kleiner oder relativ gering im Vergleich zum Gebrauch), was sich in der Zukunft durch erhöhten Nahrungsmittelkonsum einer wachsenden Bevölkerung (wachsende Bewässerung), Anbau von Biotreibstoffen (Biofuels) und regional auchdurch Klimawandel verschärfen wird. Hiervon sind vor allem in
wirtschaftlich schwächeren Regionen Gesundheitsprobleme zu erwarten. Ebenso leiden Ökosysteme, denen das Wasser für andere Zwecke (vor allem Bewässerung von Kulturpflanzen) entzogen
wird. Die Modellierung von Wasserstress in der Ökobilanz wird in Kapitel 4.7.4.3 beschrieben.
 Ressourcenknappheit: Die Qualität der Ressourcen nimmt mit zunehmender Extraktion ab. Fossile
Ressourcen wie Öl werden möglicherweise in der Zukunft nicht mehr als Primärressource zur Verfügung stehen (sondern nur aus anderen Ressourcen wie z.B. Ölschiefer oder Kohle gewonnen werden können). Der Erzgehalt von mineralischen Ressourcen nimmt mit zunehmender Förderung ab.
Der Bergbau verursacht auch weitere Umwelteffekte (z.B. Biodiversitätsverlust durch Besetzung
grosser Flächen in oft sensitiven Ökosystemen), die aber durch andere Wirkungskategorien abgebildet werden.
Teilaggregierende Methoden hören an auf der Ebene der „Midpoints“ (Abbildung 36) auf und stellen
somit die Ergebnisse bezüglich einer Reihe von Wirkungsindikatoren dar, die voneinander unabhängig
sind und nicht miteinander „verrechnet“ werden. Meistens haben diese Wirkungsindikatoren unterschiedliche Einheiten (z.B. CO2-Äquivalente für die Wirkungskategorie Klimawandel und SOx-Äquivalente
für die Kategorie Versauerung).
Einige Methoden aggregieren die Wirkungen weiter auf in Schadenskategorien, welche die Schäden an
den drei Schutzgütern menschliche Gesundheit, Ökosystemqualität und Ressourcen quantifizieren
(„Endpoint“, Abbildung 36). Vollaggregierende Methoden gehen noch einen Schritt weiter und aggregieren die Resultate weiter auf, um ein eindimensionales Ergebnis bereitzustellen. Oft werden Experten
befragt oder politische Zielsetzungen herangezogen, um Gewichtungsfaktoren zwischen den Schadensklassen herzuleiten. Dieser Gewichtungsschritt ist umstritten. Dennoch werden in der Praxis vollaggregierende Methoden angewendet, da sie die Entscheidungsfindung vereinfachen und Manipulationen
verhindern (obwohl jede Gewichtung subjektiv ist, wird sie bei vollaggregierenden Methoden von einem
unabhängigen Gremium vorgenommen und nicht von einer möglicherweise interessensgetriebenen
Partei).
Die bestehenden Methoden können in Methodenfamilien gruppiert werden, die sich aufgrund ihrer
Modellierungs- und Gewichtungsansätze ähnlich sind. Oft haben die Methoden auch einen Bezug zur
nationalen Umweltpolitik:
•
•
•
CML2001 (Niederlande) und TRACI (USA):
–
Wirkungsorientiert, keine Gewichtung
ReCiPe, Eco-indicator 99 (Niederlande), EDIP2003 (Environmental Design of Industrial Products,
Dänemark), Impact 2002+ (Kanada/USA/Schweiz) und LIME (Japan):
–
Schadensbasiert, z.T. Vollaggregierung
Umweltbelastungspunkte (UBP, Schweiz):
–
Gewichtung gemäss politischer Zielsetzung, Vollaggregation
84
•
EPS (Environmental Priority Strategy, Schweden):
–
Monetarisierungsansatz, Vollaggregation
Im Folgenden werden einige der am häufigsten angewendeten Methoden kurz beschrieben. Für eine
detaillierte Dokumentation der einzelnen Methoden und aller betrachteter Wirkungsketten wird auf
Primärliteratur verwiesen. Exemplarisch wird in Kapitel 4.7.4 die Modellierung von ausgewählten Wirkungsketten (d.h. die Herleitung der Äquivalenz- oder Charakterisierungsfaktoren für ausgewählte Wirkungskategorien) dargestellt.
4.7.3.2 Teilaggregierende Methoden (CML und TRACI)
Sowohl die CML Methode (Guinee et al. 2002; benannt nach dem wissenschaftlichen Institut, an dem sie
entwickelt wurde) sowie TRACI (Bare et al. 2002; entwickelt durch die Environmental Protection Agency
der USA) gehören zu den ersten Wirkungsabschätzungsmethoden, die entwickelt wurden (die erste Version von CML wurde bereits Anfang der 90er Jahre publiziert). Beide Methoden sind teilaggregierend
(d.h. sie befolgen nur obligatorische Schritte der ISO, siehe Abbildung 33) und ähneln sich bezüglich der
angewendeten Modelle. Sie beziehen sich jedoch auf einen unterschiedlichen räumlichen Gültigkeitsraum: während CML eine europäische Methode ist, ist TRACI für den nordamerikanischen Kontinent
entwickelt worden.
CML 01: Teilaggregierende Methode
Wirkungsklassen
Abbau abiotischer Ressourcen
[kg Antimon-Äquivalent]
Umweltverhalten/
Exposition
Intervention
Extraktion von
mineralien und
fossilen
Energieträger
Flächennutzung
[m2 * a]
Landnutzung
(Besetzung)
Überdüngung
[kg PO43--Äquivalent]
Versauerung
[kg SO2-Äquivalent]
NOx
SOx
Öktoxizität
[kg 1,4-DCB-Äquivalent]
NH3
Klimawandel
[kg CO2-Äquivalent]
Pesticides
Stratosphärischer Ozonabbau
[kg CFC-11-Äquivalent]
CO2
Humantoxizität
[kg 1,4-DCB-Äquivalent]
SPM
Sommer-Smog
[kg C2H4-Äquivalent]
PAH’s
Heavy metals
HCFC
VOC’s
……….
Abbildung 37: Struktur der CML 2001 Methode als Beispiel für eine teilaggregierende Methode. Die „Interventionen“
(rechts) stammen aus der Sachbilanz und werden anschliessend verschiedenen Wirkungskategorien zugeordnet (übersetzt
aus dem Methodenbericht der CML-Methode, http://www.leidenuniv.nl/cml/ssp/projects/lca2/lca2.html) .
85
Die Ergebnisse werden bezüglich von Referenzeinheiten in den jeweiligen Wirkungskategorien dargestellt und sind zwar innerhalb, aber nicht zwischen den einzelnen Kategorien miteinander vergleichbar.
Ein Beispiel der Anwendung der CML Methode befindet sich in Kapitel 4.7.6.1. In Kapitel 4.7.4.1 ist die
Herleitung der Charakterisierungsfaktoren für die Wirkungskategorie Klimawandel erklärt. Für weitere
Informationen zu den anderen Wirkungskategorien und zur CML Methode als Ganzes, siehe Dutch
Handbook on LCA (CLM): http://www.leidenuniv.nl/cml/ssp/projects/lca2/lca2.html
4.7.3.3 Schadensbasierte Methoden (ReCiPe, Eco-indicator 99, Impact und LIME)
Ausgehend von der Methode Eco-indicator 99 (Goedkoop and Spriensma 2000) wurde in den späten
90er Jahren vorgeschlagen, alle Wirkungen bezüglich ihrer Schäden an den Schutzgütern menschliche
Gesundheit, Ökosysteme und Ressourcen zu aggregieren (siehe auch Abbildung 36). Diesem Muster
folgten später (in leichter Abwandlung) weitere Methoden wie die in Nordamerika entwickelte Methode
Impact 2002+ (Jolliet et al. 2003), die japanische Methode LIME (siehe Itsubo et al. 2004), die europäische Methode ReCiPe (Goedkoop et al. 2007; eine kombinierte Aktualisierung der Eco-indicator und
CML Methode) und die skandinavische Methode EDIP 2003 (Potting et al. 2004). Neuere Methoden wie
ReCiPe und EDIP (siehe z.B. Abbildung 38) erlauben eine wirkungs- wie auch eine schadensbasierte Wirkungsabschätzung, d.h. es werden Äquivalenzfaktoren sowohl auf „Midpoint“ wie auch auf „Endpoint“
bereitgestellt, um die Transparenz der Analyse zu erhöhen und dennoch eine klare Entscheidungshilfe zu
geben.
86
Schutzgüter
Ressourcen
Normalisierung /
Gewichtung
[ PR; Personen-Reserven
von 1990]
Arbeitsumwelt
[ RWI; ArbeitsBeeinträchtigungen im
Vergleich zu 1990]
Natürliche Umwelt
[PET; Politische-ZielPersonenäquivalente von
2000]
Ortsabhängige Modellierung
für gelb markierte Kategorien
Wirkungsklassen
Abbau von Ressourcen
Umweltverhalten/ Intervention
Exposition
Extraktion von
Ressourcen
Auwirkungen am Arbeitsplatz
Lärm
4 Abfalltypen [kg]
Ünfälle
……..
Überdüngung
[kg P, N oder NO3--Äquivalent]
Abfälle
Versauerung
[kg SO2-Äquivalent]
NOx
Öktoxizität (4 Pfade)
NH3
Klimawandel
[kg CO2-Äquivalent]
Pesticides
Stratosphärischer Ozonabbau
[kg CFC-11-Äquivalent]
Humantoxizität (4 Pfade)
Sommer-Smog
[kg C2H4-Äquivalent]
SOx
Heavy metals
CO2
HCFC
SPM
VOC’s
PAH’s
……….
Abbildung 38: Struktur der ReCiPe Methode (oben) und der EDIP Methode (unten) als Beispiele für schadensbasierte Methoden. Die Ergebnisse der Sachbilanz (oben: links / unten: rechts) werden sowohl bezüglich verschiedener Wirkungskatego-
87
rien („Midpoints“, mitte) charakterisiert wie auch bezüglich von Schadensklassen (oben: rechts / unten: links). Quelle: Goedkoop und Spriensma (2000), Potting und Hauschild (2004) (im Fall von EDIP übersetzt und abgeändert)
Im Gegensatz zu den anderen Methoden erlaubt die in Dänemark entwickelte EDIP Methode eine ortsabhängige Modellierung für einige Wirkungskategorien (siehe farblich markierte Kategorien in Abbildung 38, zusätzlich zur ortsgenerischen Modellierung).
Die Schäden in der Kategorie „menschliche Gesundheit“ werden bei den meisten schadensbasierten
Methoden in DALYs (Disability adjusted life years) gemessen. Diese setzen sich zusammen aus den aufgrund von Krankheit (oder Unfall) verlorenen Lebensjahren (years of life lost, YLL) sowie der in einer
verminderten Lebensqualität verbrachten Lebensjahren (years lived disabled, YLD). Letztere werden
ermittelt, indem die mit Krankheit zugebrachten Jahre mit einem Gewichtungsfaktor der World Health
organization (WHO), abgeleitet aus Expertenschätzungen von Ärzten, multipliziert werden. Schäden in
der Kategorie „Ökosystemqualität“ werden oft in verlorenen Spezies (z.B. als PD , potentially damaged
fraction of species) innerhalb eines Gebietes über einen definierten Zeitraum (z.B. m2*Jahr) gemessen.
1 PDF m2*Jahr kann demnach z.B. den totalen Verlust der Artenvielfalt auf einem m2 während einem
Jahr oder 10% Verlust über 10 Jahre bedeuten. Neuere Methoden berücksichtigen zusätzlich die Vulnerabilität von Ökosystemen und Arten (z.B. durch Gewichtung der verlorenen Arten mit IUCN Red List
Einstufung). Für Schäden an den Ressourcen wurden zusätzliche Kosten oder zusätzliche Energie herangezogen, die es braucht, um in Zukunft Ressourcen mit verminderter Qualität (z.B. geringerem Erzgehalt
bei mineralischen Ressourcen) zu fördern.
Die meisten der schadensbasierten Methoden schlagen auch Gewichtungsfaktoren für eine Vollaggregation vor. Bei ReCiPe, Eco-indicator 99 und LIME z.B. wurden Expertenbefragungen getätigt, um solche
Gewichtungen zwischen den einzelnen Schadenskategorien vorzunehmen. Um eine Sensitivitätsanalyse
zu erlauben, werden teilweise verschiedene Gewichtungssets bereitgestellt, die unterschiedlichen Archetypen von Verhaltens- und Denkmuster entsprechen (gemäss „cultural theory“). Die EDIP Methode
schlägt hingegen eine Vollaggregation aufgrund von politischen Zielwerten vor (ähnlich wie bei der
Schweizer Methode der ökologischen Knappheit, Kapitel 4.7.3.4).
Für eine vertiefte Dokumentation der angesprochenen Methoden, siehe Methodenberichte:
ReCiPe method 2009 (http://www.lcia-recipe.net/), LIME (http://www.jemai.or.jp/lcaforum/index.cfm),
Impact (http://www.sph.umich.edu/riskcenter/jolliet/impact2002+.htm).
4.7.3.4 Vollaggregierende Methoden mit Gewichtung basierend auf politischen Grenzwerten (Schweizerische Methode der ökologischen Knappheit, UBP)
Diese Methode war eine der ersten Wirkungsabschätzungsmethoden überhaupt und wurde seitdem
mehrmals aktualisiert. Eine Gewichtung wird aufgrund von (zum grossen Teil Schweizerischen) politischen Zielwerten vorgenommen und so ein eindimensionales Ergebnis (in Umweltbelastungs- oder Ökopunkten) berechnet. Ein Teil der Emissionen und Ressourcenverbräuche (Sachbilanz) klassifiziert, während ein anderer Teil direkt mit politischen Zielwerten gewichtet wird. Daher ist diese Methode nicht
vollständig ISO-konform (sieh obligatorische Elemente der Wirkungsbilanz, Kapitel 4.7.2).
88
Abbildung 39: Struktur der Schweizerischen Methode der ökologischen Knappheit (Umweltbelastungspunkte, UBP13)
(Frischknecht und Büsser 2013). Die Ergebnisse der Sachbilanz werden entweder zunächst in verschiedenen Wirkungskategorien charakterisiert oder direkt basierend auf politischen Zielwerten gewichtet.
Für
weitere
Informationen
zur
UPB
Methode
http://www.bafu.admin.ch/publikationen/publikation/01750/index.html?lang=de
siehe:
4.7.3.5 Vollaggregierende Monetarisierungsmethoden (EPS)
Die EPS (Environmental Priority Strategy) Methode (Steen 2000) ist eine der wenigen Methoden, die
eine Vollaggregation mit einer Monetarisierung vornimmt. Die EPS Methode wurde in Schweden entwickelt und wird vor allem in Skandinavien (aber auch in andere europäischen Ländern) angewendet.
89
EPS 2000
Wirkungspfade
Schutzgüter
Normalisierung /
Gewichtung
Wirkungsklassen
Abbau Element-Ressourcen
Abbau fossiler Ressourcen
Abiotische Resourcen
[kg]
Ökosystem Produktivität
[kg]
Extraktion
-Fossile Energie
-Mineralien
-Elemente
Abbau mineralischer Ressourcen
Fisch- und Fleischlproduktion
ELU
(Environmental
load units)
Intervention
Extraktion
Wasser
Holzproduktion
Extraktion biot.
Ressourcen
Nahrungsmittelproduktion
NOx
Wasserproduktion
SOx
NH3
Menschliche Gesundheit
[Personenjahre]
Lebenserwartung
Pesticides
Schwere Krankheit
Heavy metals
Krankheit
CO2
HCFC
Schwere Belästigung
Biodiversität
[-]
SPM
Belästigung
VOC’s
Spezies-Auslöschung
PAH’s
……….
Abbildung 40: Struktur der EPS Methode als Beispiel für eine Methode mit Vollaggregation auf Basis von Montearisierung.
Die Ergebnisse der Sachbilanz („Intervention“, rechts) werden bezüglich verschiedener Wirkungskategorien („Midpoints“,
Mitte rechts) und Schadensklassen („endpoints“, Mitte links) bewertet und anschliessend mittels Monetarisierung zu einem
eindimensionalen Ergebnis aggregiert.
4.7.4 Modellierung von Wirkungsketten: Methodische Ansätze für ausgewählte
Wirkungskategorien
In diesem Kapitel werden einzelne bestehende Modelle zur Wirkungsabschätzung exemplarisch diskutiert, damit die prinzipielle Herangehensweise verstanden wird. Eine umfassende Diskussion aller Wirkungskategorien und Methoden zur Wirkungsabschätzung würde aufgrund der Vielzahl der bestehenden Ansätze den Rahmen der Vorlesung sprengen.
4.7.4.1 Klimawandel
Die meisten Wirkungsabschätzungsmethoden (z.B. CML, TRACI, UBP – siehe Kapitel 4.7.3.2) verwenden
auf „Midpoint“- Ebene die Empfehlungen des International Panel of Climate Change (IPCC) als Grundlage
für die Wirkungskategorie Klimawandel. Nach IPCC (2007) wird das Potential eines Stoffes, im Zeithorizont T zur Erderwärmung beizutragen (das sogenannte Global Warming Potential, GWP) als zeitliches
Integral des Produkts aus Strahlungsantrieb (Änderung des Strahlungsflusses an der Tropopause) und
Konzentration des emittierten Stoffes i berechnet. Dieser Term wird durch den gleichen Term für CO 2
dividiert, um alle Treibhausgasemissionen in CO2-Äquivalenten eines bestimmten Zeithorizontes auszudrücken.
𝑇
𝐹KW = 𝐺𝑊𝑃𝑇,𝑖 =
∫0 𝑎𝑖 ∙ 𝑐𝑖 (𝑡) 𝑑𝑡
𝑇
∫0 𝑎𝐶𝑂2 ∙ 𝑐𝐶𝑂2 (𝑡) 𝑑𝑡
90
FKW:
GWP:
m:
a:
c:
Äquivalenzfaktor für Klimawandel
Global warming potential
Emissionen des Stoffes [kg]
Strahlungsantrieb [W/m2/kg]
Emissionskonzentrationen des Stoffes i [kg/m3]
Die GWPs werden direkt als Charakterisierungsfaktor (in Kapitel 4.7.3.1 auch Äquivalenzfaktor genannt)
verwendet, um verschiedene Treibhausgase als CO2-Äquivalente auszudrücken und miteinander vergleichbar zu machen. Wie der Gleichung abzulesen ist, beziehen sich die Global Warming Potentials immer auf einen Zeitraum. Je nach Zeithorizont kann sich die Gewichtung der einzelnen Emissionen untereinander ändern. Üblicherweise wird als Zeitraum 100 Jahre angenommen (Empfehlung des IPCC). Das
heisst allerdings, dass der Schaden nach diesem Zeitraum nicht weiter betrachtet wird, was z.T. inkompatibel mit anderen Wirkungskategorien ist. Insbesondere, bei der Betrachtung auf endpoint-Stufe ist
der gewählte Zeithorizont T relevant, da die Summe des Effektes bei T=500 Jahre viel höher ist als bei
T=20 Jahre.
Auf Endpoint-Ebene gibt es den Ansatz von DeSchryver et al (2009), welcher die Schäden an den Schutzgütern menschliche Gesundheit und Ökosystem Qualität quantifiziert.
4.7.4.2 Aquatische Ökotoxizität
Die derzeit aktuellste Wirkungsabschätzungsmethode für die Kategorie aquatische Ökotoxizität ist die
USEtox Methode (Rosenbaum et al. 2011). Die USEtox Charakterisierungsfaktoren CF für Ökotoxizität
berücksichtigen sowohl das Umweltverhalten wie auch die Toxizität der Chemikalien und werden nach
der folgenden Gleichung berechnet:
FOeT  FF  EF
FÖT:
FF:
EF:
Äquivalenzfaktor für aquatische Ökotoxizität
Faktor Umweltverhalten (fate factor)
Effektfaktor
Die FF werden mit Umweltverhaltensmodellen ermittelt, mit welchen der Transfer von Chemikalien
zwischen verschiedenen Medien und der Abbau quantifiziert werden. Diese Modelle werden auch im
Vorlesungsteil Risikoanalyse diskutiert. Sie berücksichtigen Substanzeigenschaften der Chemikalien wie
z.B. Halbwertszeiten und Partitionskoeffizienten (Abbildung 41), um die Konzentration einer Chemikalie
in allen Kompartimenten (für aquatische Ökotoxizität sind vor allem die Konzentrationen im Wasser
interessant) nach Emission in ein initiales Kompartiment quantitativ abzuschätzen. Pro Chemikalie und
Emissionskompartiment gibt es individuelle FF.
91
(Luft-Wasser
Partitionskoef
fizient)
(Octanol-Luft
Kaw
Koa Partitionskoef
fizient)
Kow
(OctanolWasser
Partitionskoef
fizient)
Wasser
Lipid
Abbildung 41: Modellierung des Umweltverhaltens: Partitionskoeffizienten (übersetzt von Folie Ralph Rosenbaum, 2011)
Der Effektfaktor EF berücksichtigt die Toxizität der Chemikalien. EF wird aus sogenannten „Species Sensitivity Distributions“ abgeleitet (Abbildung 42). Die Species Sensitivity Distributions werden aus den
Resultaten von Toxizitätstests einer Reihe von verschiedenen Indikatorspezies gebildet und sollen die
Reaktion von Ökosystemen approximieren. In USEtox ist der Effektfaktor als Kehrwert des HC50-Werts
(multipliziert mit 50%, welches dem korrespondierenden Anteil der betroffenen Spezies entspricht).
Somit stellt EF die Steigung der Geraden durch den Nullpunkt und dem mit einem Dreieck dargestellten
Punkt aus Abbildung 42 dar. Der HC50 entspricht der Konzentration, bei der für 50% der getesteten Organismen der 50% Effektwert (EC50) überschritten ist.
SSD or PAF curve
1.0
0.9
0.8
0.7
PAF
0.6
PAF curve
0.5
HC5
HC50
0.4
0.3
0.2
0.1
0.0
-2
-1
0
1
2
3
Log(concentration)
Abbildung 42: Species Sensitivity Curve. Die x-Achse zeigt die Konzentration der Chemikalie in Wasser, während die y-Achse
den Anteil der Spezies angibt, für die der EC50 überschritten ist (Quelle: Folie Ralph Rosenbaum, 2011)
92
USEtox ist eine relativ neue Methode, die z.B. zur Zeit in die Aktualisierung der IMPACT2002+ Methode
einfliesst (Kapitel 4.7.3.3).
4.7.4.3 Auswirkungen von Wasserkonsum
Wasserverbrauch wurde lange Zeit nicht in der Ökobilanz berücksichtigt. Zuerst wurde die Nutzung
durch monetäre Einheit in der EPS Methode bewertet. Da bei Wasserverbrauch regional stark unterschiedliche Aspekte bezüglich Knappheit und Umweltschäden existieren, hat die Methode der ökologischen Knappheit (Kapitel 4.7.3.4) als erste Methode die Wassernutzung mittels Wasserknappheit (Verhältnis Wassernutzung zu hydrologischer Verfügbarkeit) auf nationaler Ebene bewertet. Aus hydrologischer und ökologischer Perspektive ist aber nicht die Nutzung an sich, sondern primär der konsumtive
Wasserverbrauch (Verdunstung und Produktintegration) und somit der Verlust von Wasser innerhalb
eines Einzugsgebiets relevant. Nicht-konsumtive Nutzung wird als degradative Nutzung bezeichnet und
ist ebenfalls umweltrelevant. Degradative Effekte werden aber hauptsächlich basierend auf den Wirkungen der Emissionen betrachtet (z.B. Ökotoxizität, Kapitel 4.7.3.3). Die Nutzung von Wasser innerhalb
eines Gewässers (z.B. Staudämme oder zur Schiffsfahrt) wird bislang nicht bewertet (teilweise über die
Wirkungskategorie Landnutzung/Landstress erfasst).
Abbildung 43: Bewertung von Wassernutzung und –verbrauch. Konsumtiver Wasserverbrauch kann zu Schäden an Ökosystemen, menschliche Gesundheit und Ressourcen verursachen (Pfister et al. 2009).
Der Wasserkonsum wird heute meist über den Wasser Stress Index (WSI) auf „Midpoint“-Ebene oder
auf „Endpoint“-Stufe bewertet. Der WSI bewertet auf Wassereinzugsgebietsebene Wasserknappheit
und Verfügbarkeitsschwankungen über die Zeit. Auf „Endpoint“-Stufe werden Schäden bezüglich
menschlicher Gesundheit (über Mangel an Wasser zur Bewässerung, was zu Nahrungsmittelknappheit
und Unterernährung führen kann), Ökosysteme (durch reduzierte Wasserverfügbarkeit und Verwundbarkeit der lokalen Vegetation als Indikator für Ökosystemschäden) sowie Ressourcen (Abbau von Reserven im Grundwasser oder grossen Seen) quantifiziert (Pfister et al. 2009). Zur Illustration der räumlichen Variabilität sind diese Charakterisierungsfaktoren in Abbildung 44 dargestellt. Weitere Wasserkonsum-Bewertungsmethoden wurden in Kounina et al. (2013) beschrieben und diskutiert.
93
Abbildung 44: Regionalisierte Schadensfaktoren (auf Wassereinzugsgebietsebene) für konsumptiven Wasserverbrauch als
„midpoint“ WSI (a) sowie auf „endpoint“ Stufe: Resourcenabbau (b), Ökosystemqualität (c) und menschliche Gesundheit (d)
gemäss Pfister et al. (2009).
4.7.5 Vereinfachte Wirkungsindikatoren (“Fussabdrücke”)
Vereinfachte Indikatoren berücksichtigen meist nur eine Stoffgruppe oder Umweltwirkung, von der angenommen wird, dass sie auch repräsentativ für andere Umweltauswirkungen ist. Die Vorteile dieser
vereinfachten Indikatoren sind, dass sie plakativ und einfach verständlich sind. Ausserdem ist die Berechnung einer Ökobilanz bezüglich dieser Indikatoren weniger aufwendig als mit vollständigen Wirkungsabschätzungsmethoden. Nachteilig ist hingegen, dass starke Vereinfachungen getroffen werden
und somit diese Indikatoren nur beschränkte Aussagekraft haben.
Die vereinfachten Indikatoren können in drei Gruppen unterteilt werden:
1. Inputbezogene Indikatoren: Diese Indikatoren beziehen sich auf eine Gruppe von Ressourceninputs. Beispiele sind der kumulierte Energieaufwand, der kumulierte Exergieaufwand, Emergieanalyse (solare Energieinputs) und die Methode der Materialintensität (MIPS).
2. Outputbezogene Indikatoren: Diese Indikatoren beziehen sich auf eine bestimmte Gruppe von
Emissionen. Z.B. berücksichtigt der „Carbon ootprint“ alle klimarelevanten Emissionen (CO2,
CH4, N2O etc.).
3. Kombination Ressourcen-/Emissionsbezogen: Diese Indikatoren berücksichtigen sowohl einzelne
Ressourcengruppen wie auch einzelne Emissionsgruppen. Ein Beispiel ist der ökologische
Fussabdruck.
94
Tabelle 6: Übersicht über eine Auswahl vereinfachter Wirkungsindikatoren.
Englische Bezeichnung
Kumulierter
Ener- Cumulative Energy
gieaufwand
Demand
Kumulierter
Ex- Cumulative Exergy
ergieaufwand
Demand
Materialintensität
Material Intensity
CO2-Fussabdruck
Carbon Footprint
Abkürzung
Einheit
Bewertungsgegenstand
KEA / CED
MJ-Äqu.
Life-cycle energy use
CExD
MJ-Äqu.
Life-cycle exergy use
MIT
CF
kg-Äqu.
CO2-Äqu.
Ökologischer
Fussabdruck
EF
m2-Äqu.*yr
Life-cycle resource use
Life-cycle greenhouse gas
emissions
Life-cycle area use
Methode
Ecological Footprint
4.7.5.1 Kumulierter Energieaufwand
Der Indikator Kumulierter Energieaufwand (KEA) zeigt den direkten und indirekten Energieverbrauch
über den gesamten Lebenszyklus eines Produktes. Er beinhaltet die energetischen Inputs für die Gewinnung, Herstellung und Entsorgung aller benötigten Materialien und Hilfsmaterialien. KEA bewertet den
Bedarf primärer Energieträger, also Kohle, Öl, etc., und nicht Elektrizität (d.h. es werden die primären
Energieträger bewertet, welche zur Elektrizitätserzeugung benötigt werden).
Es gibt verschiedene Bewertungsansätze (z.B. nach VDI 1997, Kasser und Pöll 1999). Tabelle 7 zeigt die
bewerteten Ressourcen und den Bewertungsansatz der Methodik nach Frischknecht et al. (2004). Bei
diesem Ansatz aggregiert man den aus der Natur bezogenen energetischen Input (in MJ-Äquivalenten),
der durch die entsprechenden Technologien (Photovoltaik-Zelle, Windkraftanlage etc.) „geerntet“ bzw.
konvertiert wird (Frischknecht et al. 2004 und Jungbluth & Frischknecht 2010).
Tabelle 7: Ressourcenkategorien des Indikators ‘Kumulierter Energieraufwand’ (nach Frischknecht 2004; Jungbluth & Frischknecht 2010)
Kateorie
Subkategorie
Nichterneuerbare
Ressourcen
Fossil
Nuklear
Primärwald
Erneuerbare
Ressourcen
Biomasse
Wind
Bewertete Ressourcen
Bewertungsansatz/
Äquivalenzfaktor
Kohle, Öl, etc.
Oberer Heizwert
52% des Energiegehalts
Uran
von natürlichem Uran
(entspricht
maximalen
Wirkungsgrad eines effizienten Kraftwerks)
Biomasse aus nicht nachhal- Oberer Heizwert
tig bewirtschaftetem „Urwald“
(Nachhaltig bewirtschaftete) Oberer Heizwert
Biomasse
Energie auf der Welle der
Kinetische Energie im Wind
95
Solar
Geothermisch
Wasser
Windkraftanlage
Maximale „Ernte“ durch
Solare Einstrahlung
PV-Zellen bzw. Absorption
Solarkollektoren
Energie, die durch den
Erdwärme
Wärmetauscher an die
Wärmepumpe weitergegeben wird
Potentielle Energie in Was- Auf Turbine übermittelte
ser
Rotationsenergie
4.7.5.2 Kumulierter Exergieaufwand
Der Indikator Kumulierter Exergieaufwand zeigt den direkten und indirekten Exergieverbrauch über den
gesamten Lebenszyklus eines Produktes auf. Exergie bezeichnet den in Arbeit umwandelbaren Anteil der
Energie, bewertet also die Energiequalität einer Ressource. Im Gegensatz zum KEA, der nur Energieträger berücksichtigt, wird auch der Verbrauch nicht-energetischer, z.B. mineralischer, Ressourcen bewertet. Dies ist dadurch begründet, dass theoretisch Arbeit gewonnen werden kann, wenn diese Ressourcen
in den in der Umwelt gewöhnlichsten Zustand, in sogenannte Referenzsubstanzen, umgewandelt werden. Die Methode des Kumulierten Exergieverbrauchs ist u.a. in Bösch et al. (2007) dokumentiert.
4.7.5.3 Materialintensität (MIPS)
Die Materialintensität (Material Intensity Per Service Unit, MIPS) bewertet den kumulierten Ressourcenverbrauch in kg. Er zeigt das totale Gewicht aller für die Herstellung eines Produktes gebrauchten Ressourcen.
Die Ressourcen werden in fünf verschiedene Kategorien unterteilt:
1. Abiotische Rohmaterialien
2. Biotische Rohmaterialien
3. Bodenbewegung
4. Wasser
5. Luft
Die ersten drei Ressourcengruppen werden in einen Indikator, den globalen Ressourcenverbrauch, zusammengefasst:
MITglobal = MITabiotic + MITbiotic + MITearth
MITabiotic: Gewicht aller Mineralien, Erze und fossilen Brennstoffe.
MITbiotic: Gewicht aller biotischen Ressourcen wie z.B. Holz.
MITearth: Erosion (Gewichtsverlust) des zur Produktion benutzen Landes
MITearth   Aa * qa
a
Aa=Landbedarf des Typs a
qa=Erosionsrate des Landtyps a
96
Separat werden der Wasserbedarf sowie die bezogene Menge Luft ausgewiesen (diese Mengen übersteigen die Massen an anderen Ressourcen oft um ein Vielfaches).
MITwater: Verbrauch von Kühl- und Prozesswasser.
MITair: Entzogene Ressourcen aus der Luft sowie Luftverbrauch bei der Verbrennung fossiler Brennstoffe
Die MIPS Methode wird oft kritisiert, da sie keinen Unterschied zwischen verschiedenen Ressourcentypen (innerhalb der Kategorie globaler Ressourcenbedarf) macht. So werden 1 kg Gold- oder Cadmiumhaltiges Erz gleich bewertet wie 1 kg Sand, obwohl sich diese Ressourcen bezüglich Knappheit und Toxizität stark unterscheiden.
Die MIPS Methodik ist dokumentiert in Ritthoff et al. 2002.
4.7.5.4 „Carbon Footprint“
Der Carbon Footprint ist eine Emissions-basierte Methode, die alle Emissionen bewertet, die zum Klimawandel beitragen. Die Methode ist weitgehend identisch mit der Wirkungskategorie Klimawandel
nach IPCC (häufig unter dem Namen „IPCC climate change“; siehe Kapitel 4.6.4.1). Die Methodik des
Carbon Footprints wurde zuerst in Grossbritannien normiert (Standard PAS 2050). Auf internationaler
Ebene wurde 2013 von der ISO eine Technische Spezifikation für den Carbon Footprint veröffentlicht
(ISO/TS 14067).
4.7.5.5 Ökologischer Fussabdruck
Der ökologische ussabdruck (‚Ecological ootprint’) ist eine Methode, um den Bedarf an biologisch produktiver Fläche zur Erstellung eines Produktes abzuschätzen. Er beinhaltet den direkten Landbedarf zur
Produkterstellung, sowie einen indirekten Landverbrauch, welcher den Landbedarf zur Sequestrierung
(Kohlenstoff-Fixierung der Pflanzen) des CO2 aus nicht-erneuerbaren Energiequellen darstellt.
EFdirect enthält alle Landtypen wie Wald, Ackerland, Bauland etc. Um die verschiedenen Landtypen addieren zu können, werden sie mit einem Äquivalenzfaktor multipliziert, welcher die jeweilige relative Bioproduktivität repräsentiert (Unterteilung in landwirtschaftlich genutzte Fläche, Wald, Grasland, Fischerei, bebautes Land – Tabelle 8).
EFdirect   Aa * EqFa
a
Aa=Landbedarf des Typs a
EqFa=Bioproduktivitäts-Äquivalenzfaktor für Landtyp a (siehe Tabelle 8)
97
Tabelle 8: Übersicht der Bewertung der Bioproduktivität nach der Methode des ökologischen Fussabdrucks
Landtypen
Parameter
Äquivalenzfaktor
Wald
EqF
1.4
Bebautes Land
EqF
2.2
Landwirtschaftliche Fläche
EqF
2.2
Grasland
EqF
0.5
Mit Wasserkraft verbundene Fläche
EqF
1.0
Meeresoberfläche
EqF
0.4
f
b
c
p
h
p
EFfossil zeigt den Landbedarf durch Aufforstung, um das emittierte CO2 aus fossilen Quellen zu sequestrieren.
EFfossil  MCO 2 *(1  FCO2)*(1/ SCO2)* EqFf
MCO2:
FCO2:
SCO2:
EqFf:
fossile CO2-Emissionen
Anteil an CO2, welcher vom Meer absorbiert wird (ca. 30%)
Sequestrierungsrate von CO2 durch Biomasse (ca. 40 kg CO2/m2/a)
Bioproduktivitäts-Äquivalenzfaktor von Wald
4.7.6 Anwendungsbeispiele
4.7.6.1 Teilaggregierende und vollaggregierende Methoden
Abbildung 45 zeigt exemplarisch ein Anwendungsbeispiel, bei denen verschiedene Entsorgungsverfahren für Siedlungskehricht mit der CML Methode verglichen wurden. Das Ergebnis der schlechtesten Variante wurde jeweils auf 100% normiert, um alle Wirkungskategorien in einer Abbildung darstellen zu
können. Der Abbildung kann entnommen werden, dass in diesem Beispiel die direkte Deponie, bezüglich
aller Kategorien am schlechtesten abschneidet, gefolgt von der mechanisch-biologischen Behandlung.
Jedoch wechselt das Ranking der beiden betrachteten thermischen Verfahren (Rostofen und PECKVerfahren) zwischen den anderen Kategorien, so dass es „Tradeoffs“ gibt. Das sogenannte PECK Verfahren ist ein Verfahren, welches weniger Energie rückgewinnt als das Rostofenverfahren, jedoch in der
Lage ist, Metalle aus den festen Rückständen der Verbrennung wiederzugewinnen. Dementsprechend
schneidet dieses Verfahren bezüglich einiger Kategorien (vor alle Toxizität durch vermiedene Langzeitemissionen der Deponien) besser ab, aber wegen der verminderten Energierückgewinnung schlechter
98
bezüglich anderer Kategorien. Da CML keine weitere Aggregation vornimmt, müssen die Entscheidungsträger selbst eine Gewichtung vornehmen, um eine Schlussfolgerung ziehen zu können.
Abbildung 45: Beispiel der Anwendung einer teilaggregierenden Methode (CML 2001). Vergleich von verschiedenen Entsorgungsverfahren von Siedlungskehricht.
In Abbildung 46 sind die Resultate der gleichen Untersuchung bezüglich der schadensbasierten und vollaggregierenden Methode Eco-indicator 99 dargestellt. Wie bei der CML Methode ist ein Tradeoff bei
den thermischen Verfahren erkennbar (Schadensklasse Ökosystemqualität und Ressourcen). Bei den
vollaggregierten Resultaten ist dieser Tradeoff durch die Gewichtung nicht mehr sichtbar. Dies erleichtert die Entscheidungsfindung, jedoch sind die Resultate weniger transparent.
100%
10 Eco-indicator points
80%
60%
40%
-4
20%
0%
2
1.6
1.2
0.8
0.4
0
Resources
Ecosystem
Deponie
Human Health
Indefinite time
Rostofen
MBP: mechanisch-biologische Behandlung
99
< 100 years
Abbildung 46: Beispiel der Anwendung einer schadensorientierten Wirkungsabschätzungsmethode mit Option zur Vollaggregation (Eco-indicator 99 Methode). Vergleich von verschiedenen Entsorgungsverfahren von Siedlungskehricht.
4.7.6.2 Vereinfachte Wirkungsindikatoren
In vielen Ländern werden Labels diskutiert, welche die Umweltwirkungen von Produkten ausweisen und
den Konsumenten somit eine ökologische Entscheidungsunterstützung bei der Produktwahl bieten sollen. Z.B. wurde in Frankreich ein neues Gesetz erlassen, welches Umweltlabels für Konsumprodukte
vorschreibt („Grenelle“ Gesetz). Einzelne Supermärkte, wie z.B. Wallmart (US) oder Mirgros (CH), statten einen Teil ihrer Produkte freiwillig mit CO2-Labels aus. Allerdings ist es bisher nicht klar, ob die gezeigten Informationen vom Konsumenten ausreichend gut verstanden und beim Kauf berücksichtigt
werden. Eine (zusätzliche) direkte Verwendung von Umweltinformationen durch den Detailhandel, z.B.
beim Management der Zulieferketten und für Einkaufsentscheide des Supermarkts, kann eine grosse
Hebelwirkung haben.
Vorgelagerte
Prozesse
Landwirtschaftliche
Prozesse
Nachgelagerte
Prozesse
Setzlingsanbau
Transport
Gewächshausheizung
Düngemittel
Transport
Früchte- und
Gemüseanbau
Pestizide
(Mulchfolien, …)
Reinigung
Lagerung
Maschinen
Verpackung*
Gewächshausheizung & Elektrizität
Gekühlte Transporte
Bewässerung*
Früchte &
Gemüse am
Verkaufsort
Versorgung mit Elektrizität, Heizöl, Diesel, Erdgas und zusätzliche Materialien
Abbildung 47: Systemgrenzen für die Ökobilanz von Früchten und Gemüsen (Stössel et al. 2011)
Als Beispiel für die Anwendung von vereinfachten Umweltanalysen in der Praxis wird hier eine Studie
zusammengefasst, die im Auftrag von COOP erstellt wurde (Stössel et al. 2011). Im Rahmen dieser Studie wurde der grösste Teil der verkauften Früchte und Gemüse des Detailhändlers mit vereinfachten
Indikatoren (u.a. CO2-Fussabdruck) bewertet und auf Basis dieser Analyse Einsparpotentiale identifiziert.
Unten werden jeweils die Resultate bezüglich des Indikators CO2-Fussabdruck gezeigt. Die betrachteten
Systemgrenzen sind in Abbildung 47 dargestellt.
In einem ersten Schritt wurden Produkte identifiziert, die sowohl einen grossen Gesamtausstoss an CO 2Äquivalentemissionen verursachen (bezüglich der gesamten verkauften Menge) wie auch einen hohen
spezifischen Ausstoss (pro kg Frucht/Gemüse) an Treibhausgasen verursachen. Hierbei stellten sich
100
Spargel und mehrere in Gewächshäusern produzierte Gemüse als besonders relevant heraus und wurden vertieft analysiert.
Abbildung 48 zeigt den CO2-Fussabdruck von Spargeln aus verschiedenen Herkunftsländern. Es ist ersichtlich, dass der Transport mit dem Flugzeug eine besonders grosse Rolle spielt und den CO2Fussabdruck gegenüber heimisch und saisonal produzierten Spargel mehr als verzehnfachen kann.
Schlussfolgerungen aus diesen Resultaten waren, Spargel ausserhalb der Saison nicht mehr vergünstigt
anzubieten, den Transport von weissem Spargel aus Übersee aufs Schiff umzustellen und eine neue Produktionsstätte in Marokko zu erschliessen, von der aus Spargel mit dem Schiff und LKW in die Schweiz
transportiert werden konnte (Stössel et al. 2011).
Schweiz LKW
Dünger
Slowenien LKW
Pestizide
Peru Schiffstransport
Transport
Marokko LKW
Maschineneinsatz,
Bewässerung etc.
Lagerung
Peru Flugtransport
Heizung (Setzlinge)
Schweiz LKW
N2O Emissionen
Mexiko Flugtransport
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0 12.0 14.0
kg CO2-Aequ. pro kg Spargel
Abbildung 48: CO2-Fussabdruck von in der Schweiz konsumierten weissem (oben) und grünen (unten) Spargel (Stössel et al.
2011).
Abbildung 49 zeigt den CO2-Fussabdruck von Gurken, als Beispiel für Gemüse, welches in Gewächshäusern produziert wird. Die Ergebnisse zeigen auf, dass insbesondere die Heizung der Gewächshäuser ins
Gewicht fallen kann. Eine Schlussfolgerung aus diesen Ergebnissen kann sein, Gemüse saisongerecht zu
konsumieren, Produkte aus Gewächshäusern zu beziehen, die mit Abwärme beheizt werden, oder im
Winter und Frühjahr Produkte aus dem südlichem Ausland zu importieren, welche keine Heizung benötigen (die zusätzlichen Klimagasemissionen durch Transport sind relativ gering im Vergleich zu den Emissionen der Beheizung der Gewächshäuser). Hierbei muss allerdings beachtet werden, dass im letzteren
Fall möglicherweise andere Umweltprobleme in den Vordergrund rücken können, z.B. ein vermehrter
Bedarf an Bewässerungswasser in ariden Gebieten.
101
Dünger
Schweiz (nicht geheizt)
Pestizide
Transport
Spanien
Maschineneinsatz,
Bewässerung etc.
Lagerung
Schweiz (geheizt)
Heizung Treibhaus
N2O Emission
0
Stössel et al. 2011
0.5
1
1.5
2
2.5
kg CO2-Aequ. pro kg Gurke
Abbildung 49: CO2-Fussabdruck von Gurken aus Treibhäusern (Stössel et al. 2011).
Anhand der obigen Beispiele wird illustriert, wie vereinfachte Umweltindikatoren für eine ökologische
Entscheidungsunterstützung in der Praxis verwendet werden. Im vorliegenden Fall konnten Verbesserungspotentiale identifiziert und mit wenigen gezielten Massnahmen eine Reduktion der CO2Emissionen eines Detailhändlers erzielt werden. Vereinfachte Indikatoren laufen jedoch Gefahr, dass sie
wichtige Umweltwirkungen vernachlässigen und so ggf. zu Problemverlagerungen führen können. Daher
ist es wichtig, kritisch zu hinterfragen, ob durch den verwendeten Indikator wirklich alle relevanten
Umweltwirkungen berücksichtigt wurden oder ob zusätzliche Analysen getätigt werden sollten.
4.7.7 Schlussfolgerungen
In der Wirkungsbilanz werden die Informationen der Sachbilanz ihren Umweltwirkungen zugeordnet
und der Einfluss quantitativ bestimmt. Dies dient einer Verdichtung von Informationen sowie einem
besseren Verständnis der Sachbilanzdaten. Die relevanten Inventarflüsse können identifiziert und priorisiert und Verbesserungspotentiale hergeleitet werden. Für die Wirkungsabschätzung gibt es eine Vielzahl von Methoden, die sich bezüglich der betrachteten Wirkungen (Abbildung 50) und bewerteten Inventarflüsse sowie bezüglich ihrer Modellierungsansätze, Ortsabhängigkeit und Aggregationsniveau
unterscheiden. Da viele bestehende und neue Wirkungsmechanismen noch nicht vollständig erforscht
sind und ständig neue Erkenntnisse gewonnen werden, sich auch die Methoden der Wirkungsaschätzung im Wandel und werden ständig aktualisiert, um neue Erkenntnisse über Wirkungsmechanismen
adäquat abzubilden.
Neben den „vollständigen“ Wirkungsabschätzungsmethoden werden häufig vereinfachte Wirkungsindikatoren angewendet, die weniger datenintensiv und oft auch einfacher kommunizierbar sind. Allerdings
werden vereinfachende Annahmen getroffen, die die Zuverlässigkeit dieser Indikatoren stark beein102
trächtigen. Beispielsweise bewerten Indikatoren wie KEA, Exergiebedarf und MIPS nur die Inputs an
Ressourcen. Da diese Methoden keine Emissionen berücksichtigen, werden Umwelttechnologien, die
mit Hilfe von Energie und Hilfsstoffen Emissionen reduzieren (z.B. Abwasserreinigungs- oder Luftreinhalteanlagen) negativ bewertet. Diese Indikatoren sollten daher nur unter Vorbehalt verwendet werden.
Abbildung 50: Gegenüberstellung verschiedener Wirkungsabschätzungsmethoden und vereinfachte Indikatoren bezüglich
der von ihnen betrachteten Wirkungen (Quelle: Vorlesungsunterlagen Rolf Frischknecht; übersetzt und leicht verändert)
4.7.8 Übungsaufgaben
4.7.8.1 Übung zur Entwicklung von Wirkungsindikatoren
Nährstoffemissionen wie Phosphor (Pflanzenverfügbar als PO4) und Stickstoff (Pflanzenverfügbar als NO3
und NH4) tragen zur Eutrophierung (Überdüngung) bei. Quellen von solchen Emissionen sind die Landwirtschaft (Düngeraustrag), Luftemissionen (z.B. NOx aus Verbrennungsprozessen) und Abwasser. Nährstoffe werden in dem Verhältnis aufgenommen, wie sie in Biomasse vorkommen. Die durchschnittliche
chemische Zusammensetzung von Biomasse ist: C H O N P
106 263
110
16
1. Entwickeln Sie einen einfachen Ansatz zur Charakterisierung von Nährstoffemissionen bezüglich ihres
Eutrophierungspotentials.
2. Wie berechnen Sie das Ergebnis der Wirkungsbilanz in der Kategorie Eutrophierung?
3. Welche Aspekte berücksichtigt Ihr Ansatz nicht?
Musterlösung
103
1. Sie könnten z.B. Charakterisierungsfaktoren aufgrund der durch Pflanzen durchschnittlich aufgenommenen Anteile entwickeln, also z.B. vN = 1/16 vP, wobei ν [1/mol] dem potentiellen Eutrophierungsbeii
trag von Stoff i entspricht (N steht für Stickstoff, P für Phosphor). Wenn Sie nun alle Emissionen in einer
Einheit ausdrücken wollen, z.B. als Phosphatäquivalente, ergibt sich folgende Gleichung 𝐹𝐸𝑢 =
𝑣𝑖
𝑀𝑖
𝑃𝑂3−
4
𝑀 3−
𝑃𝑂4
𝑣
Mit F
F
EU
M [kg/mol]
i
=
Charakterisierungsfaktor oder Eutrophierungspotenzial von Stoff i
=
Molmasse von i
Die ehemalige Version der CML Methode von 1992 hatte obiges Vorgehen für die Wirkungskategorie
Eutrophierung vorgeschlagen.
2. Das Ergebnis der Wirkungsbilanz in der Kategorie Eutrophierung berechnet sich aus der Summe aller
Emissionen multipliziert mit ihrem Charakterisierungsfaktoren:
𝐼𝑆𝐸𝑢,𝑖 = ∑ 𝑚𝑖 ∙ 𝐹𝐸𝑢,𝑖
𝑖
IS [kg PO]
=
m [kgPO -Aequivalente] =
i
4
Ergebnis der Wirkungsbilanz für die Kategorie Eutrophierung
Masse des freigesetzten Stoffes i
3. Dieser Ansatz ist sehr vereinfacht und berücksichtigt nicht das Umweltverhalten von Stoffen (z.B. die
Verteilung von Luftemissionen), die biologische Verfügbarkeit sowie Nährstofflimitierungen (es wird
eine unbegrenzte Verfügbarkeit des jeweils anderen Stoffes vorausgesetzt). Neuere, oft ortsabhänige
Methoden arbeiten daher mit weitaus komplizierteren Modellen unter Beachtung dieser Aspekte.
4.7.8.2 Übung zu den vereinfachten Wirkungsindikatoren
Die folgende Übungsaufgabe wurde z.T. wörtlich aus der folgenden Quelle entnommen: Adrian Lüthi,
2008:
http://www.educ.ethz.ch/lehrpersonen/umweltnaturwissenschaften/unterrichtsmaterialien_um/oekobilanzen/oekobilanzen/
Es soll eine Energiebilanz von verschiedenen Lampen (herkömmliche Glühbirnen und Fluoreszenzlampen) berechnet werden. Die funktionelle Einheit ist das Bereitstellen von 6000 Stunden Licht mit einer
Intensität von 1000 Lumen.
Stromverbrauch für 1000 Lumen
Lebensdauer
Stromsparlampe
20 Watt
6000 h
Glühbirne
100 Watt
1000 h
104
1. Füllen Sie für die beiden Lampen alle leeren Kästchen in der folgenden Graphik aus (bezogen auf die
funktionelle Einheit).
Stück
Rohstoffe
40 g Glas
40 g Metall
20 g Plastik
Stück
x30 g Glas
g
x 5 g Metall
g
x21 g Karton
g
Fabrikation
21 g Karton
1000 km x
g =
Transport
1000 km
tkm LKW
20 W x 6000 h =
g =
tkm LKW
Benützung
100 W x 6000 h =
kWh Strom
g Entsorgung
x
kWh Strom
Entsorgung
g Entsorgung
Energiesparlampen müssen separat
zurückgegeben werden!
2. Unten finden Sie Werte über den kumulierten Energiebedarf und den CO2-Ausstoss wichtiger Materialien und Prozesse. Übertragen Sie die Werte des Energiebedarfs in die Energiebilanz-Tabellen der beiden
Lampen (s.u.). Die erste Zeile ist jeweils als Beispiel bereits ausgefüllt. Anschliessend berechnen Sie den
CO2-Fussabdruck und vergleichen ihn mit den Resultaten der Energiebilanz.
Sie werden feststellen, dass viele Daten nur unzureichend bekannt sind. Dies ist ein typisches Problem
beim Erstellen einer Ökobilanz. Es ist notwendig, einige sinnvolle Annahmen zu treffen:





Die Spalte mit den Materialien in der Datentabelle umfasst sowohl Rohstoffe als auch die Produktion.
Für Metall wählen Sie einen selbst definierten Kompromiss aus Kupfer, Stahl und Roheisen.
Für den Transport nehmen Sie am besten den LKW (28 Tonnen).
Für den Strom-Mix könnne Sie den durchschnittlichen Verbrauch in der Schweiz verwenden.
Für die Entsorgung wählen Sie jeweils den Hauskehricht.
105
Tabelle: Angaben zum Energiebedarf und CO2-Ausstoss (A. Lüthi 2008)
Nicht erneuerbare Energie [MJ]
CO2-Ausstoss [kg]
Materialien (Rohstoffe und Verarbeitung)
1 m3
Wasser
7-20
0.5-1.0
1 kg
Beton (ohne Armierungseisen)
1
0.13
1 kg
Glas
14
0.97
1 kg
Karton (Verpackung)
15
0.50
1 kg
Aluminium (100% Recycling)
19
0.89
1 kg
Papier
20
0.39 + 1.59*
1 kg
Stahl (unlegiert)
32
1.61
1 kg
Roheisen
36
1.80
1 kg
Plastik
80-110
Ca. 3 + 3*
1 kg
Polystyrol
96
2.89 + ca. 3*
1 kg
Kupfer
108
5.21
1 kg
PET (0% Recycling)
119
3.45
1 kg
Aluminium (0% Recycling)
189
9.96
1 kg
Computer-Elektronik
200-1000
10 – 50
Personentransport bei durchschnittlicher Auslastung
1 Pkm
SBB Schnellzug
0.87
0.031
1 Pkm
Reisecar
0.96
0.056
1 Pkm
Bus
1.37
0.083
1 Pkm
SBB Regionalzug
2.00
0.071
1 Pkm
PKW 1.7 Personen
3.12
0.193
1 Pkm
Flug (Kurzstrecke)
4.61
0.302
1 Pkm
PKW 1 Person
5.20
0.321
Gütertransport
1 tkm
Frachtschiff
0.20
0.013
1 tkm
SBB Güterzug
1.72
0.069
1 tkm
LKW Durchschnitt CH
5.14
0.304
1 tkm
Frachtflugzeug
15.40
1.030
Energie
1 kWh
Strom CH (Produktion)
8.70
0.03
1 kWh
Strom CH (Verbrauch)
11.90
0.13
1 kWh
Strom EU
13.70
0.50
1 MJ
Heizung Öl
1.50
0.10
1 MJ
Heizung Erdgas
1.39
0.07
1 MJ
Heizung Holz
0.13
0.00
Entsorgung
106
1 kg
Abfall in KVA
2.09
3.13
* Diese CO2 Emissionen werden erst bei der Verbrennung freigesetzt. Einheiten: 1 Pkm = Personenkilometer, 1 tkm = 1 Tonnenkilometer, 1 kWh = 3.6 MJ; Datenquellen: Ecoinvent 2000, Jolliet 2003
107
Energiebilanz einer Glühlampe:
Rohstoff
oder Prozess
Glas
Nötige Menge pro
Nutzeinheit
180 g
Nicht erneurbare Energie pro Nicht erneurbare Energie pro
Rohstoff-Einheit
Nutzeinheit
(aus Tabelle)
14 MJ pro kg
2.52 MJ
_______
_______
Totaler Verbrauch an nicht-erneuerbarer Energie
pro Nutzeinheit (6000h Beleuchtung mit 1000 Lumen)
Energiebilanz einer Fluoreszenzlampe:
Rohstoff
oder Prozess
Glas
Nötige Menge pro
Nutzeinheit
40 g
Nicht erneurbare Energie pro Nicht erneurbare Energie pro
Rohstoff-Einheit
Nutzeinheit
(aus Tabelle)
14 MJ pro kg
0.56 MJ
_______
_______
_______
Totaler Verbrauch an nicht-erneuerbarer Energie
pro Nutzeinheit (6000h Beleuchtung mit 1000 Lumen)
3. Analyse der Resultate:
 Welches Produkt weist die bessere Energiebilanz auf?
108
 Welche Prozesse sind bezüglich Energiebedarf wichtig, welche vernachlässigbar?
 Wurde die gesonderte Entsorgung der Fluoreszenzlampe berücksichtigt?
Musterlösung (Teillösung)
2. Energiebilanz einer Glühlampe:
Nötige Menge pro
Nutzeinheit
Glas
180 g
30g
126 g
Metall
Karton _______
0.336 tkm
Nicht erneurbare Energie pro Nicht erneurbare Energie pro
Rohstoff-Einheit
Nutzeinheit
(aus Tabelle)
14 MJ pro kg
2.52 MJ
< 108 MJ pro kg
< 3.5 MJ
15 MJ pro kg
Ca. 1.5 MJ
Kommentar: Metalle müssen
nicht genau abgeschätzt werden (sind auch irrelevant,
wenn max. Faktor für Kupfer
angenommen wird.
5.14 MJ pro tkm
Ca. 1.5 MJ
600 KWh
11.90 (0der 13.70) MJ pro > 6000 MJ
kWh
0.336 kg
2.09 MJ pro kg
Ca 0.7 MJ
Totaler Verbrauch an nicht-erneuerbarer Energie
pro Nutzeinheit (6000h Beleuchtung mit 1000 Lumen)
Energiebilanz einer Fluoreszenzlampe:
Rohstoff
oder Prozess
Nötige Menge pro
Nutzeinheit
Glas
40 g
40g
Metall
Nicht erneurbare Energie pro Nicht erneurbare Energie pro
Rohstoff-Einheit
Nutzeinheit
(aus Tabelle)
14 MJ pro kg
0.56 MJ
Nicht relevant
21 g
20g
Karton
__Plastik
0.121 tkm
Nicht relevant
120 kWh
> 1200 MJ
0.121 kg
Nicht relevant
Totaler Verbrauch an nicht-erneuerbarer Energie
pro Nutzeinheit (6000h Beleuchtung mit 1000 Lumen)
3. Die Energiesparlampe schneidet besser ab. Die Gebrauchsphase ist relevant, alle anderen Phasen
nicht. Allerdings ist Vorsicht geboten bei der Entsorgung: Energiesparlampen enthalten Quecksilber und
109
sollten nicht in KVAs mit unzureichender Rauchgasreinigung entsorgt werden. Zur Zeit werden z.B. in
Deutschland nur ein Drittel der Energiesparlampen separat gesammelt.
4.8 Interpretation (Phase 4)
4.8.1 Kurzfassung und Lernziele
In der vierten und letzten Phase der Ökobilanz werden die Stärken und Schwächen der Studie diskutiert
und Schlussfolgerungen gezogen. Lernziel ist es, die Elemente der Interpretation kennenzulernen und
selbst eine Interpretation von Ökobilanzen anfertigen zu können.
4.8.2 Methode und Vorgehen
In der Interpretation werden die Erkenntnisse aus der Sach- und Wirkungsbilanz kombiniert, um
Schlussfolgerungen und Empfehlungen abzuleiten (ISO 14040). Die Interpretation besteht aus drei
Teilen:
1. Identifikation von signifikanten Faktoren. Solche 'hot spots' können z.B. Prozessstufen, Emissionen/Ressourcenverbräuche oder Wirkungen sein, die sich als besonders relevant herausgestellt haben
2. Evaluation bezüglich Vollständigkeit, Sensitivitäten und Konsistenz
3. Ableiten von Schlussfolgerungen und Empfehlungen
4.8.3 Beispiel: Interpretation einer Ökobilanz von Entsorgungsverfahren
Zur Illustration wird hier eine Interpretation der in Kapitel 4.7.6.1 dargestellten Ergebnisse über den
Vergleich von verschiedenen Entsorgungsverfahren von Siedlungskehricht dargestellt. Dieses Beispiel
soll illustrieren, welche Aspekte eine Interpretation enthalten sollte (nicht alle der gemachten Aussagen
können aus dem verkürzten Kapitel 4.7.6.1, sondern nur aus der Gesamtstudie hergeleitet werden).
4.8.3.1 Identifizierung signifikanter Faktoren
Folgende Emissionen stellten sich ich in der Wirkungsbilanz bezüglich einer oder mehrerer Wirkungsabschätzungsmethoden als relevant heraus:
•
Reaktordeponie: Deponieemissionen von Schwermetallen (Ni, Cd, Cu, Cr, Zn, Hg, Sb…) ins Wasser, CO und VOC Emissionen in die Luft, Emissionen an Ammoniak und Phosphaten
•
Mechanisch biologische Behandlung (MBB): Schwermetallemissionen (s.o.) ins Wasser (Leaching
von den deponierten Reststoffen), CO , Phosphate, Nitrate, Polychlorbiphenyle
•
Rostofenverfahren: Wasseremissionen Schwermetalle (s.o.) aus den nachgeschalteten Deponien
für Schlacke und Filterasche, CO , Phosphate;
•
Zweistufiges Verfahren PECK: Luftemissionen von CO , NO und Cu (letzteres aus Fe-Recycling)
2
2
2
2
x
Die wichtigste Prozessstufe bei allen Technologien waren die Deponien, falls eine Langzeitperspektive angenommen wurde. Die Prozesse der Systemerweiterung (Energieproduktion und Recyclingpro110
zesse) stellten sich ebenfalls als relevant heraus. Die biologische Prozess der MBB und die Verbrennungsstufe (Rost, PECK, und die Leichtfraktion bei der MBB) waren vergleichsweise unbedeutend,
abgesehen von der Kategorie Klimawandel.
4.8.3.2 Evaluation bezüglich Vollständigkeit, Sensitivitäten und Konsistenz
Vollständigkeit und Konsistenz:
•
•
•
•
•
•
•
•
•
Das Langzeitverhalten von Deponien wurde berücksichtigt, ist aber unsicher (fehlende empirische Daten).
Es wurden nur Emissionsfrachten, aber keine Konzentrationen berücksichtigt.
Das Umweltverhalten (“ ate”) der Deponieemissionen wurde vernachlässigt.
Es wurde keine ortsabhängige Wirkungsmodellierung vorgenommen.
Chloridemissionen ins Grundwasser wurden nicht bewertet.
Einige Stoffflüsse wurden vernachlässigt (z.B. Dioxine in festen Verbrennungsrückständen) .
“Verschmutzungen” von sekundären Metallprodukten wurde vernachlässigt (z.B. Cu und Sn in
Alteisen)
Die Datenqualität war unterschiedlich gut für verschiedene Verfahren (die Daten zum PECKProzess waren sehr unsicher, da nur als Pilotanlage existent).
Arbeitsplatzexposition und Unfälle wurden nicht berücksichtigt.
Die Ergebnisse von Sensitivitätsanalysen zeigten,
• dass eine Änderung der Referenzsysteme für Elektrizität (Strom EU und CH) und Wärme (Gas,
Öl): bei der Systemerweiterung keine Veränderung des Technologierankings zur Folge hatte;
• dass der betrachtete Zeithorizont eine Schlüsselvariable darstellt: Metallemissionen sind sehr
wichtig, wenn lange Zeiträume zugrundegelegt werden. Wenn diese Emissionen nicht berücksichtigt werden (zeitliche Systemgrenze) kann das Technologieranking ändern;
• dass die Anwendung unterschiedlicher Methoden zur Wirkungsabschätzung zu ähnlichen Resultaten führt.
4.8.3.3 Ableiten von Schlussfolgerungen und Empfehlungen
Die Reaktordeponie und das betrachtete mechanisch biologische Verfahren schnitten bei einer langfristigen Betrachtung bezüglich aller Wirkungskategorien schlechter ab als die thermische Behandlung. Ein
Hauptgrund hierfür war die geringere Energieeffizienz. Für einzelne Stoffe und Wirkungskategorien kann
die Reaktordeponie jedoch bei kurzfristiger Betrachtung besser Vorteile zeigen (z.B. Bindung von CO 2
Emissionen).
Bei allen analysierten Entsorgungsoptionen zeigten die Langzeitemissionen von Schwermetallen aus den
Deponien eine hohe Relevanz bezüglich Toxizität, wobei die Modellierung der Emissionen mit grossen
Unsicherheiten behaftet war. Eine Prävention dieser Emissionen kann durch verschiedene Massnahmen
erreicht werden, wie z.B. eine Reduktion des Schwermetallgehalts in Produkten, eine Rückgewinnung
von Schwermetallen aus den Abfällen bzw. den Rückständen der Verbrennung oder eine Stabilisierung
der festen Rückstände (z.B. durch Verglasung). Bei kurzfristige Betrachtungen (<100 Jahre) spielen Deponie-Emissionen jedoch eine relativ kleine Rolle. Die ökologischen Vorzüge einer Schwermetallabreicherung (wie z.B. durch das PECK Verfahren vorgenommen) werden nicht honoriert. Die thermischen
Verfahren zeigten vergleichsweise gute Resultate. Ein Hauptgrund hierfür ist, dass die Emissionen in die
111
Luft von thermischen Verfahren aufgrund effizienter Gasreinigungssysteme in Europa kein prioritäres
Thema mehr sind.
4.8.4 Schlussfolgerungen
Die Interpretation ist ein wichtiger abschliessender Schritt in der Ökobilanz. In dieser Phase werden
nicht nur Schlussfolgerungen gezogen und Empfehlungen abgeleitet, sondern auch die Lücken, Inkonsistenzen und Schwächen und somit die Zuverlässigkeit der Resultate diskutiert.
4.8.5 Übungsaufgabe
Beispiel Handseife
Die Graphen spiegeln die Ergebnisse einer Fallstudie wider, in der Flüssigseife mit Kernseife verglichen
wurde. Die funktionelle Einheit in Abbildung 51 ist 1 kg Seifen-Produkt (hier wurde nur die Produktion
und Verpackung der Seife betrachtet). In Abbildung 52 ist die funktionelle Einheit ein Handwaschvorgang. Hier wurde der gesamte Lebenszyklus betrachtet (Produktion und Transporte, Waschvorgang inklusive Waschwasser, Entsorgung des Wassers und der Seifenreste über die Kanalisation). In der Wirkungsabschätzung wurden die Umweltwirkungen bezüglich des Treibhauseffekts betrachtet (oft auch
„Carbon ootprint“ genannt).
1.8
Direkte Emissionen von
der Seifenfabrik
1.6
Transport
GWP [kg CO2-eq.]
1.4
1.2
Infrastruktur der
Seifenfabrik
1.0
0.8
Produktion
Rohmaterialien
0.6
Energiebereitstellung
0.4
Verpackungsmaterialien
0.2
Abfallentsorgung
0.0
Kernseife
Flüssigseife
Abbildung 51: Auswirkungen auf den Klimawandel pro kg fertiges Seifenprodukt.
Bewertung Treibhauseffekt von Handseife
(funktionelle Einheit: ein Handwaschvorgang)
Sensitivitätsanalyse 1: Temperatur Waschwasser
14
GWP [10-3 kg CO2-eq.]
38°C
30°C
20°C
10°C
12
10
8
6
4
2
0
112
Bewertung Treibhauseffekt von Handseife (funktionelle
Einheit: ein Handwaschvorgang)
Sensitivitätsanalyse 2: Boilertyp (T=20°C)
12
Elektroboiler
Oelboiler
Gasboiler
GWP [10 -3 kg-CO2-eq.]
10
8
6
4
2
0
Kernseife Flüssigseife
Kernseife Flüssigseife
Produktion Gebrauch
Kernseife Flüssigseife
Entsorgung (Abwasser)
Abbildung 52: Auswirkungen auf den Klimawandel pro Handwaschvorgang. Oben: Sensitivitätsanalse Temperatur Waschwasser; unten: Sensitivitätsanalyse Boilertypen.
Aufgabe: Interpretieren sie die Ergebnisse (soweit mit den gegebenen Informationen möglich). Wer
könnte an diesen Ergebnissen interessiert sein (nennen Sie drei mögliche Interessengruppen)? Was sollten diese Interessenten tun, um die Umweltwirkungen des Händewaschens möglichst effektiv zu mindern?
Musterlösung
1. Identifikation von signifikanten Faktoren: Bei der Herstellung der Seife sind vor allem die Produktion
des Seifenprodukts und bei der Flüssigseife auch die Verpackung relevant. Betrachtet man auch die Gebrauchsphase, so kann letztere dominieren, wenn warmes Wasser verwendet wird. Eine Priorisierung
von Emissionen ist nicht möglich, da nur Klimagasemissionen Gegenstand der Untersuchung waren und
deren Einfluss nicht gezeigt wird.
2. Evaluation bezüglich Vollständigkeit, Sensitivitäten und Konsistenz: Nur die Kategorie Klimawandel
betrachtet, aber auch andere Wirkungen (z.B. Toxizität) könnten relevant sein. In der Sensitivitätsanalyse wurden unterschiedliche Wassertemperaturen und Boilersysteme betrachtet (beide stellten sich als
relevant heraus), nicht aber unterschiedliche Mixe zur Bereitstellung von Elektrizität (beim elektrischen
Boiler).
3. Ableiten von Schlussfolgerungen und Empfehlungen
113
Schlussfolgerungen





Flüssigseife schlechter als Kernseife
Bei hoher Wassertemperatur vermindert sich Unterschied (weniger Verwendung von Seife für
beide Systeme bei höheren Temperaturen, aber bei Flüssigseife weniger Warmwasserbedarf im
Vergleich zur Kernseife, welches die Vorteile der Kernseife bei der Herstellung teilweise kompensiert)
Gebrauchsphase sehr wichtig bei Verwendung von warmen Wasser (sonst nicht)
Produktion ebenfalls wichtig, hier insbesondere Rohmaterialien
Verpackung bei Flüssigseife relevant (andere Materialien) -> Nachfüllpackung?
Empfehlungen:



Werbung (Produzent) und Kampagnen und andere politische Instrumente können den Kunden
beeinflussen, umweltfreundlichere Produkte zu kaufen und ggf. kaltes Wasser beim Händewaschen zu verwenden.
In öffentlichen WCs ggf. nur Kaltwasser anbieten.
Nachfüllverpackungssysteme für Flüssigseife anbieten.
Mögliche Interessengruppen und Empfehlungen für diese:




Produzent  Supply Chain management; wieder verwendbare / verwertbare Materialien verwenden; Informationen auf Packung drucken
Konsument  kaltes Wasser verwenden, Kernseife wählen
Handel  Konsumenteninformationen weiterleiten (z.B. Labels von Herstellern einfordern oder
selbst veranlassen);
(Behörden -> z.B. Steuern)
114
5 Literaturverzeichnis
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





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
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
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Abbildungen:
Abb 12: http://www.dradio.de/images/22035/landscape/
Abb 13: http://www.ulrichhopp.de/bilder/kleinkrebse/Kleink_13_Daphnia_magna_2_fertig_013.jpg
Abb 14: www.vol.be.ch/site/fischerei_angelfischerei_fischarten_regenbogenforelle.jpg
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