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. Kontakt Falls Sie Korrekturen oder Anregungen zur Verbesserung des Skripts haben, bitte kontaktieren Sie [email protected] 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 Ahbe, S, Braunschweig A, Müller-Wenig R, 1990, Methodik für Ökobilanzen auf der Basis ökologischer Optimierung, Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft (BUWAL), Nr. 133, Bern. Althaus H.-J., Chudacoff M., Hischier R., Jungbluth N., Osses M., and Primas A. (2007) Life Cylce Inventories of Chemicals. ecoinvent report No. 8, v2.0. EMPA Dübendorf, Swiss Centre for Life Cycle Inventories, Dübendorf , CH, from www.ecoinvent.org. P. Baccini, H.-P. B. (1996). Regionaler Stoffhaushalt. Heidelberg: Spektrum Akademischer Verlag. Bare, J. C., et al. (2002). 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