Skript Ö kobilanz Teil 2

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1 Skript Ö kobilanz Teil 2 Inhaltsverzeichnis 7. Wirkungsbilanz (LCIA) (Phase 3) Kurzfassung und Lernziele Methode und Vorgehen Bestehenden Methoden zur Wirkungsabschätzung Modellierung von Wirkungsketten: Methodische Ansätze für ausgewählte Wirkungskategorien Vereinfachte Wirkungsindikatoren Anwendungsbeispiele Schlussfolgerungen Übungsaufgaben Interpretation (Phase 4) Kurzfassung und Lernziele Methode und Vorgehen Beispiel: Interpretation einer Ökobilanz von Entsorgungsverfahren Schlussfolgerungen Übungsaufgabe Definitionen und Begriffe Literaturverzeichnis

2 7. Wirkungsbilanz (LCIA) (Phase 3) 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. 7.2 Methode und Vorgehen Die Wirkungsabschätzung enthält nach ISO 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 Quelle: ISO Abbildung 1: Elemente einer Wirkungsabschätzung (ISO 14040) Optionale Elemente Normalisierung, Gruppierung, Gewichtung 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 Wassernutzung, radioaktiver Strahlung oder von Unfällen nicht durch Standardmethoden berücksichtigt, was je nach untersuchtem System fraglich sein kann. 2

3 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. Klassifizierung Beispiel Ergebnis Sachbilanz der Sachbilanz Wirkungsbilanz Treibhauseffekt Emission 1. Ziel und Rahmen 2. Sachbilanz 3. Wirkungsbilanz 4. Auswertung Emission Ein- Kompar- Menge pro heit timent FU CO 2 CH 4 CO 2 kg Luft 0.5 CH 4 kg Luft 1.5 SO x kg Luft 1.0 NO x kg Luft 0.5 Cd 2+ kg Wasser Fe kg Boden Versauerung SO x NO x Humantoxizität NO x Cd 2+ Abbildung 2: Vereinfachtes Beispiel für die Zuordnung der Inventarflüsse einer Sachbilanz zu verschiedenen Wirkungskategorien (Klassifizierung) 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 (Festlegung eines Referenzstoffes). Beispielsweise werden für die Wirkungskategorie Klimawandel die sogenannten Global Warming Potentials des IPCC (2007) als Äquivalenzfaktoren verwendet (siehe auch Kapitel 7.4.1), um alle Treibhausgasemissionen in die Einheit kg CO 2 -Äquivalentemissionen zu überführen. ( ) ( ) E: Wirkungsäquivalente A: Beschriebens System F: Äquivalenzfaktor (oft auch mit CF für Charakterisierungsfaktor bezeichnet) k: Index für Wirkungsklasse y: Emission/Ressourcenverbrauch 3

4 Die Abbildung unten zeigt ein Beispiel für die Charakterisierung. Charakterisierung Beispiel Ergebnis Sachbilanz der Sachbilanz Emission Ein- Kompar- Menge pro heit timent FU Wirkungsbilanz Treibhauseffekt 1. Ziel und Rahmen 2. Sachbilanz Emission Äquivalenz- 3. Wirkungsbilanz Ref.stoff faktor CO CH Summe 35.0 CO 2 Aequ. 4. Auswertung CO 2 kg Luft 0.5 CH 4 kg Luft 1.5 SO x kg Luft 1.0 NO x kg Luft 0.5 Cd 2+ kg Wasser Fe kg Boden Versauerung SO x Aequ. SO x 1 1 NO x Summe 1.35 Humantoxizität 1,4 Dichlorbenzol Aequ. NO x Cd Summe Abbildung 3: Vereinfachtes Beispiel für die Charakterisierung 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. 4

5 7.3 Bestehenden Methoden zur Wirkungsabschätzung 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) Schadenskategorien Wirkungskategorien = Midpoints = Endpoints Emissionen (in Luft, Wasser, Boden) Ressourcenextraktion Klimawandel Stratosphärischer Ozonabbau Bodennahe Ozonbildung Humantoxische Effekte Ökotoxische Effekte Eutrophierung Versauerung Landstress Wasserstress Ressourcenknappheit Menschliche Gesundheit Ökosystemqualität Ressourcenknappheit Schutzgüter Abbildung 4: Generische Struktur von bestehenden Wirkungsabschätzungsmethoden Abbildung 20 gibt einen Überblick über die heute übliche Struktur von Wirkungsabschätzungsmethoden, welche dem in Kapitel 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 20 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. 5

6 Verbreitung von Malaria) und auf Ökosysteme (Verlust von Biodiversität) erwartet. Die Modellierung des Klimawandels in der Ökobilanz wird in Kapitel beschrieben. Stratosphärischer Ozonabbau: Ozon in der Stratosphäre schützt die Erde vor energiereichen UVB- Strahlen. 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 (NO 2 ) 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 beschrieben. Eutrophierung: Nährstoffemissionen wie Phosphor (Pflanzenverfügbar als PO 4 ) und Stickstoff (Pflanzenverfügbar als NO 3 und NH 4 ) 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 führen sowie zu einer Beeinträchtigung der Trinkwasserqualität. 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 6

7 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. 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 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 (Abbilidung 20) 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. CO 2 -Äquivalente für die Wirkungskategorie Klimawandel und SO x - 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 20). 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). 7

8 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 (Kanada/USA/Schweiz) und LIME (Japan): Schadensbasiert, z.t. Vollaggregierung Umweltbelastungspunkte (UBP06, Schweiz): Gewichtung gemäss politischer Zielsetzung, Vollaggregation 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 7.4 die Modellierung von ausgewählten Wirkungsketten (d.h. die Herleitung der Äquivalenz- oder Charakterisierungsfaktoren für ausgewählte Wirkungskategorien) dargestellt 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 17) 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. 8

9 CML 01: Teilaggregierende Methode Wirkungsklassen Abbau abiotischer Ressourcen [kg Antimon-Äquivalent] Flächennutzung [m 2 * a] Überdüngung [kg PO Äquivalent] Versauerung [kg SO 2 -Äquivalent] Öktoxizität [kg 1,4-DCB-Äquivalent] Klimawandel [kg CO 2 -Äquivalent] Stratosphärischer Ozonabbau [kg CFC-11-Äquivalent] Humantoxizität [kg 1,4-DCB-Äquivalent] Sommer-Smog [kg C 2 H 4 -Äquivalent] Umweltverhalten/ Exposition Intervention Extraktion von mineralien und fossilen Energieträger Landnutzung (Besetzung) NO x SO x NH 3 Pesticides Heavy metals CO 2 HCFC SPM VOC s PAH s. Abbildung 5: Struktur der CML 2001 Methode als Beispiel für eine teilaggregierende Methode. Die Interventionen (recht) stammen aus der Sachbilanz und werden anschliessend verschiedenen Wirkungskategorien zugeordnet (übersetzt aus dem Methodenbericht der CML-Methode, 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 In Kapitel 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): 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 20). Diesem Muster folgten später (in leichter Abwandlung) weitere Methoden wie die in Nordamerika entwickelte Methode Impact (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 22) 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. 9

10 Schutzgüter Ressourcen [ PR; Personen-Reserven von 1990] Arbeitsumwelt [ RWI; Arbeits- Beeinträchtigungen im Vergleich zu 1990] Natürliche Umwelt [PET; Politische-Ziel- Personenäquivalente von 2000] Normalisierung / Gewichtung Ortsabhängige Modellierung für gelb markierte Kategorien Wirkungsklassen Abbau von Ressourcen Auwirkungen am Arbeitsplatz 4 Abfalltypen [kg] Überdüngung [kg P, N oder NO 3- -Äquivalent] Versauerung [kg SO 2 -Äquivalent] Öktoxizität (4 Pfade) Klimawandel [kg CO 2 -Äquivalent] Stratosphärischer Ozonabbau [kg CFC-11-Äquivalent] Humantoxizität (4 Pfade) Sommer-Smog [kg C 2 H 4 -Äquivalent] Abbildung 6: 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 Wirkungskategorien ( Midpoints, mitte) charakterisiert wie auch bezüglich von Schadensklassen (oben: rechts / unten: links). Quelle: Methodenberichte (im Fall von EDIP übersetzt und abgeändert) 10 Umweltverhalten/ Exposition Intervention Extraktion von Ressourcen Lärm Ünfälle.. Abfälle NO x SO x NH 3 Pesticides Heavy metals CO 2 HCFC SPM VOC s PAH s.

11 Im Gegensatz zu den anderen Methoden erlaubt die in Dänemark entwickelte EDIP eine ortsabhängige Modellierung für einige Wirkungskategorien (siehe farblich markierte Kategorien in Abbildung 22, 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 PDF, potentially damaged fraction of species) innerhalb eines Gebietes über einen definierten Zeitraum (z.b. m 2 *Jahr) gemessen. 1 PDF m 2 *Jahr kann demnach z.b. den totalen Verlust der Artenvielfalt auf einem m 2 während einem Jahr oder 10% Verlust über 10 Jahre bedeuten. 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 7.3.4). Für eine vertiefte Dokumentation der angesprochenen Methoden, siehe die auf dem Internet publizierten Methodenberichte: ReCiPe method 2009 (http://www.lcia-recipe.net/), Impact (http://www.sph.umich.edu/riskcenter/jolliet/impact2002+.htm), LIME (http://www.jemai.or.jp/lcaforum/index.cfm) 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. Gemäss der letzten Version dieser Methode wird 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 7.2). 11

12 UBP Schweizerische Methode der ökologischen Knappheit (UBP) Quelle: Frischknecht et al Abbildung 7: Struktur der Schweizerischen Methode der ökologischen Knappheit (Umweltbelastungspunkte, UBP06). Die Ergebnisse der Sachbilanz werden entweder zunächst in verschiedenen Wirkungskategorien charakterisiert oder direkt basierend auf politischen Zielwerten gewichtet. Für weitere Informationen zur UPB Methode siehe: Vollaggregierende Monetarisierungsmethoden (EPS) Die EPS (Environmental Priority Strategy) Methode (Steen 2000) ist eine der wenigen, 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. 12

13 EPS 2000 Normalisierung / Gewichtung ELU (Environmental load units) Abiotische Resourcen [kg] Ökosystem Produktivität [kg] Schutzgüter Wirkungsklassen Abbau Element-Ressourcen Abbau fossiler Ressourcen Abbau mineralischer Ressourcen Fisch- und Fleischlproduktion Holzproduktion Nahrungsmittelproduktion Wasserproduktion Wirkungspfade Intervention Extraktion -Fossile Energie -Mineralien -Elemente Extraktion Wasser Extraktion biot. Ressourcen NO x SO x Menschliche Gesundheit [Personenjahre] Biodiversität [-] Lebenserwartung Schwere Krankheit Krankheit Schwere Belästigung Belästigung Spezies-Auslöschung NH 3 Pesticides Heavy metals CO 2 HCFC SPM VOC s PAH s. Abbildung 8: 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. 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 Klimawandel Die meisten Wirkungsabschätzungsmethoden (z.b. CML, TRACI, UBP siehe Kapitel 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 CO 2 -Äquivalenten eines bestimmten Zeithorizontes auszudrücken. 13

14 ( ) ( ) F KW : Äquivalenzfaktor für Klimawandel GWP: Global warming potential m: Emissionen des Stoffes [kg] a: Strahlungsantrieb [W/m2/kg] c: Emissionskonzentrationen des Stoffes i [kg/m3] Die GWPs werden direkt als Charakterisierungsfaktor (in Kapitel auch Äquivalenzfaktor genannt) verwendet, um verschiedene Treibhausgase als CO 2 -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. Dieser Ansatz wird im Masterstudium diskutiert werden 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: F OeT FF EF F ÖT : 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 sind bereits aus dem Vorlesungsteil Risikoanalyse bekannt. Sie berücksichtigen Substanzeigenschaften der Chemikalien wie z.b. Halbwertszeiten und Partitionskoeffizienten (Abbildung 25), 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. 14

15 PAF (Luft-Wasser Partitionskoef fizient) Kaw Koa (Octanol-Luft Partitionskoef fizient) Wasser Kow (Octanol- Wasser Partitionskoef fizient) Lipid Abbildung 9: 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 26). 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 26 dar. Der HC50 entspricht der Konzentration, bei der für 50% der getesteten Organismen der 50% Effektwert (EC50) überschritten ist. SSD or PAF curve PAF curve HC5 HC Log(concentration) Abbildung 10: 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) USEtox ist eine relativ neue Methode, die z.b. zur Zeit in die Aktualisierung der IMPACT2002+ Methode einfliesst (Kapitel 7.3.3). 15

16 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 deswegen Umweltschäden existieren, hat die UBP06 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 konsumptive Wasserverbrauch (Verdunstung und Produktintegration) relevant, da damit das Wasser vorerst verloren ist. Nichtkonsumptive Nutzung wird als degradative Nutzung bezeichnet und ist ebenfalls umweltrelevant. Degradative Effekte werden aber hauptsächlich basierend auf den Emissionen betrachtet (z.b Ökotoxizität, Kapitel 7.3.3). Um diese Effekte zu trennen werden heute Effekte gemäss Abbildung 27 strukturiert und bewertet. Die Nutzung von Wasser innerhalb des Gewässers (z.b. Staudämme oder zur Schiffsfahrt) werden bislang nicht bewertet (teilweise über die Wirkungskategorie Landnutzung/Landstress erfasst). Abbildung 11: Bewertung von Wassernutzung und verbrauch. Wasserverbrauch (konsumptiv) kann Schäden auf Ökosystemen, Menschen 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 auf menschliche Gesundheit (über Mangel an Wasser zur Bewässerung was zu Nahrungsmittelknappheit und Unterernährung führen kann), auf Ökosysteme (durch reduzierte Wasserverfügbarkeit und Verwundbarkeit der lokalen Vegetation als Indikator für Ökosystemschäden) sowie auf Wasser als Ressource (Abbau von Reserven im Grundwasser oder grossen Seen) gemäss dem Eco-indicator 99 Ansatz quantifiziert (Pfister et al. 2009). Zur Illustration der räumlichen Variabilität sind diese Charakterisierungsfaktoren in Abbildung 28 dargestellt. Weitere Wasserkonsum-Bewertungsmethoden wurden in Kounina et al. (2013) beschrieben und diskutiert. Viele detailliertere Methoden zur Bewertung von Wasserverbrauch sind momentan noch in Entwicklung. 16

17 Abbildung 12: Regionalisierte Schadensfaktoren (auf Wassereinzugsgebietsebene) für konsumptiven Wasserverbrauch als midpoint WSI (a) sowie auf endpoint Stufe gemäss Eco-indicator 99 Ansatz: Resourcenabbau (b), Ökosystemqualität (c) und menschliche Gesundheit (d) gemäss Pfister et al. (2009). 7.5 Vereinfachte Wirkungsindikatoren 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 Footprint alle klimarelevanten Emissionen (CO2, CH4, N2O etc.). 3. Kombination Ressourcen-/Emisionsbezogen: Diese Indikatoren berücksichtigen sowohl einzelne Ressourcengruppen wie auch einzelne Emissionsgruppen. Ein Beispiel ist der ökologische Fussabdruck. 17

18 Tabelle 1: Übersicht über eine Auswahl vereinfachter Wirkungsindikatoren. Methode Kumulierter Energieaufwand Kumulierter Exergieaufwand Englische Bezeichnung Cumulative Energy Demand Cumulative Exergy Demand Abkürzung Einheit Bewertungsgegenstand KEA / CED MJ-Äqu. Life-cycle energy use CExD MJ-Äqu. Life-cycle exergy use Materialintensität Material Intensity MIT kg-äqu. Life-cycle resource use CO 2-Fussabdruck Carbon Footprint CF CO 2-Äqu. Life-cycle greenhouse gas emissions Ökologischer Fussabdruck Ecological Footprint EF m 2 -Äqu.*yr Life-cycle area use 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 4 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 und Jungbluth & Frischknecht 2010). 18

19 Tabelle 2: Ressourcenkategorien des Indikators Kumulierter Energieraufwand (nach Frischknecht 2004; Jungbluth & Frischknecht 2010) Kateorie Subkategorie Bewertete Ressourcen Bewertungsansatz/ Äquivalenzfaktor Nichterneuerbare Ressourcen Erneuerbare Ressourcen Fossil Kohle, Öl, etc. Oberer Heizwert Nuklear Uran 52% des Energiegehalts von natürlichem Uran (entspricht maximalen Wirkungsgrad eines effizienten Kraftwerks) Primärwald Biomasse aus nicht nachhaltig bewirtschaftetem Urwald Oberer Heizwert Biomasse (Nachhaltig Oberer Heizwert bewirtschaftete) Biomasse Wind Kinetische Energie im Wind Energie auf der Welle der Windkraftanlage Solar Solare Einstrahlung Maximale Ernte durch PV-Zellen bzw. Absorption Solarkollektoren Geothermisch Erdwärme Energie, die durch den Wärmetauscher an die Wärmepumpe weitergegeben wird Wasser Potentielle Energie in Wasser Auf Turbine übermittelte Rotationsenergie 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. 19

20 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: MIT global = MIT abiotic + MIT biotic + MIT earth MIT abiotic : Gewicht aller Mineralien, Erze und fossilen Brennstoffe. MIT biotic : Gewicht aller biotischen Ressourcen wie z.b. Holz. MIT earth : Erosion (Gewichtsverlust) des zur Produktion benutzen Landes MIT A * q earth a a a A a =Landbedarf des Typs a q a =Erosionsrate des Landtyps a Separat werden der Wasserbedarf sowie die bezogene Menge Luft ausgewiesen (diese Mengen übersteigen die Massen an anderen Ressourcen oft um ein Vielfaches). MIT water : Verbrauch von Kühl- und Prozesswasser. MIT air : 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 Cadmium-haltiges 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 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 7.4.1). Die Methodik des Carbon Footprints wurde zuerst in Grossbritannien (PAS 2050) und derzeit international durch die ISO (ISO 14067, in Entwicklung) normiert. 20

21 7.5.5 Ökologischer Fussabdruck Der ökologische Fussabdruck ( Ecological Footprint ) 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 CO 2 aus nicht-erneuerbaren Energiequellen darstellt. EF direct 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 5). EF A * EqF direct a a a A a =Landbedarf des Typs a EqF a =Bioproduktivitäts-Äquivalenzfaktor für Landtyp a (siehe Tabelle 5) Tabelle 3: Übersicht der Bewertung der Bioproduktivität nach der Methode des ökologischen Fussabdrucks Landtypen Parameter Äquivalenzfaktor Wald EqF f 1.4 Bebautes Land EqF b 2.2 Landwirtschaftliche Fläche EqF c 2.2 Grasland EqF p 0.5 Mit Wasserkraft verbundene Fläche EqF h 1.0 Meeresoberfläche EqF p 0.4 EF fossil zeigt den Landbedarf durch Aufforstung, um das emittierte CO 2 aus fossilen Quellen zu sequestrieren. EF M *(1 F )*(1/ S )* EqF fossil CO2 CO2 CO2 f M CO2 : fossile CO 2 -Emissionen F CO2 : Anteil an CO 2, welcher vom Meer absorbiert wird (ca. 30%) S CO2 : Sequestrierungsrate von CO 2 durch Biomasse (ca. 40 kg CO2*m -2 *a) EqF f : Bioproduktivitäts-Äquivalenzfaktor von Wald 21

22 7.6 Anwendungsbeispiele Teilaggregierende und vollaggregierende Methoden Abbildung 29 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 PECK-Verfahren) zwischen den anderen Kategorien, so dass es Tradeoffs gibt. Das sogenannte PECK Verfahren ist ein neues 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 bezüglich anderer Kategorien. Da CML keine weitere Aggregierung vornimmt, müssen die Entscheidungsträger selbst eine Gewichtung vornehmen, um eine Schlussfolgerung ziehen zu können. Vergleich von Abfallverwertungsvarianten 100% 0% Abiotic Depletion Global Warming Ozone Depletion Human Tox Freshwater Aqu.Tox. Marine Aqu.Tox. Freshwater Sedim.Tox. Marine Sedim.Tox. Terrest. Ecotox. Summersmog Acidification Potential Eutrophication Landfill Deponie MBP Mechan.-biol. Behandlung Grate Rostofen (MSWI) PECK PECK Verfahren Abbildung 13: Beispiel der Anwendung einer teilaggregierenden Methode (CML 2001). Vergleich von verschiedenen Entsorgungsverfahren von Siedlungskehricht. In Abbildung 30 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. 22

23 10-4 Eco-indicator points 100% 80% 60% 40% 20% % Resources Ecosystem Human Health 0 Indefinite time < 100 years Deponie Rostofen MBP: mechanisch-biologische Behandlung Abbildung 14: Beispiel der Anwendung einer schadensorientierten Wirkungsabschätzungsmethode mit Option zur Vollaggregation (Eco-indicator 99 Methode). Vergleich von verschiedenen Entsorgungsverfahren von Siedlungskehricht 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. Tesco (GB), Wallmart (US) oder Mirgros (CH), statten einen Teil ihrer Produkte freiwillig mit CO 2 -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 und scheint daher sinnvoll zu sein. 23

24 Vorgelagerte Prozesse Transport Gewächshausheizung Düngemittel Pestizide (Mulchfolien, ) Maschinen Gewächshausheizung & Elektrizität Landwirtschaftliche Prozesse Setzlingsanbau Transport Früchte- und Gemüseanbau Nachgelagerte Prozesse Reinigung Lagerung Verpackung* Bewässerung* Gekühlte Transporte Früchte & Gemüse am Verkaufsort Versorgung mit Elektrizität, Heizöl, Diesel, Erdgas und zusätzliche Materialien Abbildung 15: 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. CO 2 -Fussabdruck) bewertet und auf Basis dieser Analyse Einsparpotentiale identifiziert. Unten werden jeweils die Resultate bezüglich des Indikators CO 2 -Fussabdruck gezeigt. Die betrachteten Systemgrenzen sind in Abbildung 31 dargestellt. In einem ersten Schritt wurden Produkte identifiziert, die sowohl einen grossen Gesamtausstoss an CO 2 - Äquivalentemissionen verursachen (bezüglich der gesamten verkauften Menge) wie auch einen hohen spezifischen Ausstoss (pro kg Frucht/Gemüse) an Treibhausgasen verursachen. Hierbei stellten sich Spargel und mehrere in Gewächshäusern produzierte Gemüse als besonders relevant heraus und wurden vertieft analysiert. Abbildung 32 zeigt den CO 2 -Fussabdruck von Spargeln aus verschiedenen Herkunftsländern. Es ist ersichtlich, dass der Transport mit dem Flugzeug eine besonders grosse Rolle spielt und den CO 2 - Fussabdruck 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). 24

25 Schweiz LKW Slowenien LKW Peru Schiffstransport Marokko LKW Peru Flugtransport Schweiz LKW Mexiko Flugtransport Dünger Pestizide Transport Maschineneinsatz, Bewässerung etc. Lagerung Heizung (Setzlinge) N2O Emissionen kg CO 2 -Aequ. pro kg Spargel Abbildung 16: CO 2 -Fussabdruck von in der Schweiz konsumierten weissem (oben) und grünen (unten) Spargel (Stössel et al. 2011). Abbildung 33 zeigt den CO 2 -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. 25

26 Schweiz (nicht geheizt) Dünger Pestizide Transport Spanien Schweiz (geheizt) Maschineneinsatz, Bewässerung etc. Lagerung Heizung Treibhaus N2O Emission Stössel et al kg CO 2 -Aequ. pro kg Gurke Abbildung 17: 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 CO 2 - Emissionen 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. 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 34) 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 beeinträchtigen. Beispielsweise bewerten Indikatoren wie KEA, Exergiebedarf und MIPS nur die 26

27 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 18: Gegenüberstellung verschiedener Wirkungsabschätzungsmethoden und vereinfachte Indikatoren bezüglich der von ihnen betrachteten Wirkungen (Quelle: Vorlesungsunterlagen Rolf Frischknecht; übersetzt und leicht verändert) 7.8 Übungsaufgaben Übung zur Entwicklung von Wirkungsindikatoren Nährstoffemissionen wie Phosphor (Pflanzenverfügbar als PO 4 3- ) und Stickstoff (Pflanzenverfügbar als - + NO und NH ) tragen zur Eutrophierung (Überdüngung) bei. Quellen von solchen Emissionen sind die 3 4 Landwirtschaft (Düngeraustrag), Luftemisionen (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 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? 27

28 Musterlösung 1. Sie könnten z.b. Charakterisierungsfaktoren aufgrund der durch Pflanzen durchschnittlich aufgenommenen Anteile entwickeln, also z.b. v N = 1/16 v P, wobei ν [1/mol] dem potentiellen i Eutrophierungsbeitrag 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 Mit F F EU = Charakterisierungsfaktor oder Eutrophierungspotenzial von Stoff i M i [kg/mol] = 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: IS [kg PO] = Ergebnis der Wirkungsbilanz für die Kategorie Eutrophierung m [kgpo -Aequivalente] = i 4 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 Übung zu den vereinfachten Wirkungsindikatoren Die folgende Übungsaufgabe wurde z.t. wörtlich aus der folgenden Quelle entnommen: Adrian Lüthi, 2008: 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. 28

29 Stromverbrauch für 1000 lumen Lebensdauer Stromsparlampe 20 Watt 6000 h Glühbirne 100 Watt 1000 h 1. Füllen Sie für die beiden Lampen alle leeren Kästchen in der folgenden Graphik aus (bezogen auf die funktionelle Einheit). Stück Rohstoffe Stück 40 g Glas 40 g Metall 20 g Plastik x 30 g Glas x 5 g Metall g g 21 g Karton Fabrikation x 21 g Karton g 1000 km x g = tkm LKW Transport 1000 km x g = tkm LKW 20 W x 6000 h = kwh Strom Benützung 100 W x 6000 h = kwh Strom g Entsorgung Entsorgung g Entsorgung Energiesparlampen müssen separat zurückgegeben werden! 2. Unten finden Sie Werte über den kumulierten Energiebedarf und den CO 2 -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 CO 2 -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 Fabrikation. 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. 29

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