mamidra.uni-miskolc.hu/document/28098/23760.pdf · 5 bevezetés az életciklus fogalma a...

Tóth

né dr

. Szit

a Klár

a É

letc

iklu

s-el

emzé

s, é

letc

iklu

s ha

tásé

rték

elés

A környezetgazdálkodásban használatos életciklus fogalom az 1990-es évtized elején jelent meg. A fogalom használatának elterjedését a környezettel összefüggő felfogás generális megváltozása idézte elő, amelyben a problémák megelőzése, a környezeti szempontból fenntartható fejlődés lényegének meghatározására hangsúlyosabbá vált.Ebben az értelemben az életciklus valamely termékre, technológiára vagy szervezetre úgy vonatkoztatható, hogy a “megszületésétől a haláláig”, a “bölcsőtől a koporsóig” terjedő időszakot öleli fel. Az életciklus vizsgálata az erre az időtartamra eső teljes, környezetre gyakorolt hatásra kiterjed. Input oldalról a meg nem újítható, illetve korlátozottan megújítható erőforrások felhasználására, output oldalról mindenféle környezeti károsításra, károkozásra kiterjed a gyártás és a használat, valamint a megsemmisítés láncolatában, mennyiségileg (naturáliákban és/vagy pénzben) meghatározva ezeket. Az elemzés a környezeti hatások ismeretében elősegítheti a meglévő technológiák korszerűsítését, fejlesztését csakúgy, mint annak kicserélését, újjal való felváltását. Az összeállított tanulmány bár az irodalmaknak csak töredékét volt képes hasznosítani, áttekinti az LCA fejlődését, összegzi az LCA elméletére vonatkozó kutatási eredményeket és bevezeti az olvasót az életciklus-elemzés módszertanába. Az elméleti alapokon túl konkrét esettanulmányon keresztül érzékelteti a módszer gyakorlati előnyeit és hasznait.

www.gtk.uni-miskolc.hu

Életciklus-elemzés,életciklus hatásértékelés

Tóthné dr. Szita Klára

M i s k o l c i E g y e t e m , G a z d a s á g t u d o m á n y i K a r

MA

MEGTK

A sorozatban eddig megjelent kiadványok:

Kocziszky György Regionális integrációk gazdaságtana

Pál Tibor Mérlegtételek elszámolásai

Dankó László A nemzetközi kereskedelem technikája

Tóthné dr. Szita Klára Életciklus-elemzés, életciklus hatásértékelés

ÉLETCIKLUS -ELEMZÉS , ÉLETCIKLUS HATÁSÉRTÉKELÉS

Tóthné Szita Klára

SZITA KLÁRA

ÉLETCIKLUS-ELEMZÉS, ÉLETCIKLUS HATÁSÉRTÉKELÉS

MISKOLC 2008

Lektor: HORVÁTH ÁRPÁD

© SZITA KLÁRA, 2008

Mőszaki szerkesztı:

ISBN

A kiadásért felelıs: A Miskolci Egyetem rektora

Megjelent a Miskolci Egyetemi Kiadó gondozásában Felelıs vezetı: Példányszám:

Készült Duplo-fóliáról, az MSZ 5601-59 és 5602-55 szabványok szerint Miskolci Egyetem Sokszorosító Üzeme

A sokszorosításért felelıs: Kovács Tiborné üzemvezetı Gazdaságtudományi Kar – 2008 – 1359 – ME

Sokszorosítóba leadva:

TARTALOMJEGYZÉK

Bevezetés.................................................................................................................................... 5 1. Az életciklus-elemzés kialakulása és fejlıdése...................................................................... 9

1. 1. Az életciklus-elemzés megjelenése és elterjedése ......................................................... 9 1. 2. Az életciklus-elemzés alkalmazási területei................................................................. 11 1. 3. Az életciklus-elemzés a nyugat-európai országok gyakorlatában................................ 15

1. 3. 1. Hollandia .............................................................................................................. 15 1. 3 .2. Svájc ..................................................................................................................... 15 1. 3. 3. Svédország ........................................................................................................... 17 1. 3. 4. Dánia .................................................................................................................... 18 1. 3. 5. Belgium ................................................................................................................ 20 1. 3. 6. Anglia ................................................................................................................... 20 1. 3. 7. Olaszország .......................................................................................................... 20 1. 3. 8. Németország......................................................................................................... 21

1. 4. Életciklus-elemzések Közép-Európában...................................................................... 22 1. 5. Életciklus-elemzés Európán kívül ................................................................................ 23

1. 5. 1. Japán..................................................................................................................... 23 1. 5. 2. Az életciklus-elemzés az USA-ban...................................................................... 23 1. 5. 3. Életciklus-elemzés Kanadában............................................................................. 25 1. 5. 4. Életciklus-elemzések Ausztráliában..................................................................... 26

1. 6. Ellenırzı kérdések ....................................................................................................... 26 2. Az életciklus-elemzés keretei és általános elvei.................................................................. 27

2.1. A szabvány által meghatározott keretek........................................................................ 27 2. 1. 1. Az életciklus hatásértékelés leírása ...................................................................... 31 2. 1. 2. Hatásértékelés – hatás kategóriák ........................................................................ 39 2. 1. 3. Az életciklus-elemzés opcionális lépései ............................................................. 43 2. 1. 4. Az életciklus leírása ............................................................................................. 47

2. 2. Az LCA jellegzetességei .............................................................................................. 53 2. 2. 1. Bizonytalanságok ................................................................................................. 54 2. 2. 2. Életút-elemzések kritikája .................................................................................... 55

2. 3. Ellenırzı kérdések ....................................................................................................... 55 3. Az életciklus-elemzés módszertani keretei .......................................................................... 57

3. 1. Általános követelmények ............................................................................................. 57 3. 2. Cél és keretek meghatározása ...................................................................................... 57 3. 3. Az életciklus leltáradatok győjtése............................................................................... 57

3.4. A leltár-készítés......................................................................................................... 59 3. 4. 1. Az adatok kezelése, számítások ........................................................................... 61 3. 4. 2. Allokáció .............................................................................................................. 61

3. 5. Az életciklus hatásértékelés ......................................................................................... 63 3. 5. 1. Környezeti hatáskategóriák .................................................................................. 63

3. 6. A hatásértékelés nem kötelezı elemei – normalizáció................................................. 76 3. 8. Dán normalizációs adatok ............................................................................................ 81 3. 9. Az ecoscarcity módszer – környezeti szőkösség módszer ........................................... 82 3. 10. A károsodás-orientált (végpont orientált) életciklus-hatáselemzés............................ 83

3. 10. 1. A kár-orientált életciklus-hatáselemzés elınyei................................................. 85 3. 10. 2. A kár-orientált életciklus-hatáselemzés hátrányai.............................................. 85

3. 11. A súlyozás szerepe az életciklus-elemzésben ............................................................ 86 3. 12. Ellenırzı kérdések ..................................................................................................... 90

4. Az életciklus-elemzésben alkalmazott leggyakoribb módszerek......................................... 91 4. 1. A CML módszer –az LCA kezdeti lépései................................................................... 93 4. 2. Az Öko-indikátor 95..................................................................................................... 94

4. 2. 1. Az Ökoindikátor módszer elve............................................................................. 94 4. 2. 2. Ökoindikátor pontok ............................................................................................ 95

4. 3. Öko-pont , vagy BUWAL módszer.............................................................................. 99 4. 4. Az ökoindikátor 99 módszer ...................................................................................... 105 4. 5. Az IMPACT 2002+ módszer ..................................................................................... 110 4. 6. Az EDIP módszer....................................................................................................... 113

4. 6. 1. Az abiatikus erıforrások karakterisztikája......................................................... 114 4 .6. 2. A megújuló erıforrások kérdésköre................................................................... 120

4. 7. A TRACI módszer ..................................................................................................... 121 4. 8. IO-LCA és hibrid LCA .............................................................................................. 122 4. 9. Milyen módszert alkalmazzunk?................................................................................ 128 4. 11. Ellenırzı kérdések: .................................................................................................. 130

5. Az életciklus-elemzés manuális és szoftveres megoldásai ................................................ 131 5. 1. Manuális megoldások................................................................................................. 131 5. 2. Az LCA szoftverek áttekintése .................................................................................. 131 5. 3. A SimaPRo szoftverek ............................................................................................... 134

5. 3. 1. A SimaPro módszertani megfontolásai .............................................................. 135 5. 3. 2 Az elemzés menete.............................................................................................. 136

5. 4 . A GaBi 4 szoftver...................................................................................................... 142 5. 4. 1. Adatbázisok a GaBi4-ben................................................................................... 142 5. 4. 2. GaBi4 funkciók: Life Cycle Assessment ........................................................... 145 5. 4 .3. GaBi4 funkciók: Life Cycle Engineering........................................................... 148 5. 4. 4 Fenntarthatósági vizsgálatok a GaBi4-gyel......................................................... 150 5. 4. 5. LCA eredmények kommunikációja: specifikus GaBi4 funkciók ...................... 150 5. 4 .6. A GaBi termékcsalád további tagjai: GaBi Lite és GaBi DfX........................... 151 5. 4. 7. Ellenırzı kérdések .............................................................................................151

6. Esettanulmány - A magyar energiamix életciklus-értékelése ............................................ 152 6. 1. A cél és rendszerhatárok kijelölése ............................................................................ 154 6. 2. Leltárfelvétel .............................................................................................................. 155 6. 3. Az egyes erımőtípusoknál figyelembe vett paraméterek .......................................... 160

6. 3. 1. Paksi Atomerımő ............................................................................................... 160 6. 3. 2. Széntüzeléső erımővek ...................................................................................... 161 6. 3. 3. Földgáztüzeléső erımővek................................................................................. 164 6. 3. 4. Olajtüzeléső erımővek....................................................................................... 165 6. 3. 5. Biomassza tüzeléső erımő ................................................................................. 166 6. 3. 6. Hulladékégetı..................................................................................................... 168 6. 3. 7. Vízerımővek ...................................................................................................... 169 6. 3. 8. Szélerımővek ..................................................................................................... 170 6. 3. 9. Import ................................................................................................................. 170

6. 4. A hatásértékelés alapjai.............................................................................................. 170 6. 5. Ellenırzı kérdések ..................................................................................................... 173

Ábrajegyzék ........................................................................................................................... 174 Táblázatok jegyzéke............................................................................................................... 175 Irodalomjegyzék..................................................................................................................... 177

5

Bevezetés Az életciklus fogalma a közgazdaságtanban a mikrogazdaság ciklikusságához, illetve az innovációhoz kapcsolódó fogalom, amely SCHUMPETER (1939) munkássága alapján került be a közhasználatba. Eredetileg termékre vonatkoztatva értelmezték, azt az idıtartamot értve alatta, amely valamely termék, termékcsoport elıállításának kezdetétıl, illetve piacon való megjelenésétıl a gyártás befejezéséig, illetve a piacról való kikerüléséig tart. Késıbb kiterjesztették a technológiákra, sıt a szervezetekre, mindenek elıtt a vállalkozásokra, összefüggésben a vállalatok stratégiai tevékenységével, a beruházásokkal, illetve a vállalatok küldetésének, hosszú távú céljainak változásaival. Az életciklus vizsgálatának, elemzésének értelmét az adja, hogy minden szándékolt vagy megvalósult innováció (termék, technológiai és szervezeti) eredményességének mércéje a befektetés megtérülése. A szándékolt innováció egyik legfontosabb döntési kritériuma, a megvalósított beruházás értékelésének az alapja a megtérülési idınek és az elért profittöbbletnek az ismerete. A termékéletciklust leíró görbe az idı függvényében mutatja az eladott (eladható) termékmennyiséget vagy termelési értéket, és általában logisztikus, telítıdési tendenciát jelez. A technológiai és bizonyos értelemben a szervezeti életciklus görbén - amely több termék életciklust is magában foglalhat - viszont az idı függvényében az egységnyi termékköltséget ábrázoljuk, ami az esetek többségében a költséggörbék általános, “U” alakú képét mutatja. A gazdasági értelemben vett életciklus természetszerőleg mindig valamely adott ciklusban elıállított teljes termékmennyiségre, meghatározott ideig mőködı technológiára és létezı szervezetre vonatkoztatható. A környezetgazdálkodásban használatos életciklus fogalom az elıbbinél sokkal újabb kelető, mintegy 15 évvel ezelıtt, az 1990-es évtized elején jelent meg. A fogalom kialakulását és használatának elterjedését a környezettudományok fejlıdése által indukált, a környezettel összefüggı felfogás generális megváltozása idézte elı. E változási folyamat lényegét abban foglalhatjuk össze, hogy a gondolkodás, a cselekvési programok, feladatok megfogalmazása a környezetvédelemrıl a környezetgazdálkodásra, a keletkezett károk elhárításáról, hulladékok “eltőntetésérıl” azok megelızésére, a környezeti szempontból fenntartható fejlıdés lényegének meghatározására tevıdött át. Ebben az értelemben az életciklus valamely termékre, technológiára vagy szervezetre úgy vonatkoztatható, hogy a “megszületésétıl a haláláig”, a “bölcsıtıl a koporsóig” terjedı idıszakot öleli fel. Az életciklus vizsgálata az erre az idıtartamra esı teljes, környezetre gyakorolt hatásra kiterjed. Input oldalról a meg nem újítható, illetve korlátozottan megújítható erıforrások felhasználására, output oldalról mindenféle környezeti károsításra, károkozásra kiterjed a gyártás és a használat, valamint a megsemmisítés láncolatában, mennyiségileg (naturáliákban és/vagy pénzben) meghatározva ezeket. Az életciklus hatásvizsgálat (LCA - Life Cycle Assessment) értelmét és célját éppen az adja, hogy megkeressük azokat a termékeket, technológiákat és szervezeteket, amelyek egy adott szükséglet kielégítésére az adott feltételek között egységnyi idıtartam alatt (általában 1 évre számítva) a legkedvezıbb, optimális környezeti összhatást, tehát a lehetı legkisebb környezetterhelést adják. Az elemzés a környezeti hatások ismeretében elısegítheti a meglévı korszerősítését, fejlesztését csakúgy, mint annak kicserélését, újjal való felváltását. A két felfogás szerinti életciklus és azok elemzése tehát más-más tırıl fakad, tartalmuk egymástól eltér, ezért egyik a másikat nem helyettesíti. Ugyanakkor meg is férnek egymással, bizonyos tekintetben kiegészítik egymást, hiszen mindkettı az innovációhoz kötıdik, az innováció értékelésére szolgál. Ha a gazdasági szabályozás kellıen felhasználja mindkettıt a vállalati (és tegyük hozzá, felhasználói,

6

Bevezetés

fogyasztói) magatartás befolyásolására, együttesen hasznos eszközök, módszerek lehetnek a döntési folyamatokban. Európában Svájc, Németország, Hollandia, Dánia, Svédország, Finnország vezette a kutatásokat, Amerikában a Franklin intézet, Japánban, Kanadában részben a SETAC1-hoz kapcsolódva folytak kutatások, Közép- és Kelet-Európa gyakorlatilag kimaradt ezekbıl a fejlesztésekbıl. Ausztrália a 90-es évek végén kapcsolódott be. Az LCA fejlesztések ma szervesen kapacsolódnak a fenntarthatóság elérését biztosító projektekhez. A nemzetközi LCA folyóirat immár több mint 10 éves múlttal rendelkezik, emellett LCA dokumentumok sorozat is megjelenik negyedévente, és egy internetes LCA vitafórum is mőködik. A SETAC rendszeres LCA workshopokat és konferenciákat rendez. Az Európai K+F programok keretében is több LCA kutatást végeztek, és nemzetközi hálózatokat építettek ki. A több mint 200 taggal mőködı LCA Network,2 Helias A. Udo de HAES és Nicoline WRISBERG (1996) nevéhez kapcsolódik. Par OLSSON (1998) által kialakított LCA NetFood közel 40 fıvel kezdte meg az LCA élelmiszerekre történı adaptációjának vizsgálatát. Az LCA módszertana a kezdetektıl sokat fejlıdött, és WEIDEMA (2000) szerint, ma már egyre hitelesebb eszközként fogadják el, úgy is, mint a fenntarthatóság megvalósításának egyik eszközét. Az élelmiszerekre történı alkalmazásban az integrált láncmenedzsment bevezetését CEUTERICK (1998) szorgalmazta. A tisztább termeléssel való összekapcsolása elsısorban az ausztrál kutatásokban jelenik meg, míg Európában, Amerikában és Japánban is az integrált termékpolitikához és az elérhetı legjobb technikákhoz is kapcsolódik az életciklus-elemzés. A SETAC és a UNEP a nemzetközi szabványosítási folyamatban az elérhetı legjobb gyakorlatot szeretné elısegíteni, ennek érdekében nemzetközi konferenciákat és workshopokat rendeznek a módszerek tökéletesítése érdekében. Több weboldalon vitafórum is mőködik a leggyakrabban felmerülı kérdésekrıl. Az EU integrált termékpolitikára vonatkozó Zöld Könyve (COM (2001) 68) szintén alkalmazza a termékre összpontosított környezetpolitika megvalósításában, amikor a zöldebb termékek piacának erısítését kívánja megvalósítani. A környezettudatos terméktervezés, az öko-design, az EuP (Energy Using Products) direktíva életbe lépése az életciklus-elemzés egyre szélesebb körben való alkalmazását jelenti. Miközben az Interneten elérhetı LCA irodalmak köre hihetetlen gyorsan fejlıdik, és a nemzetközi folyóiratokban is több LCA-hoz kapcsolódó publikáció lát napvilágot, már három hazai életciklus konferencia is megrendezésre került, viszont magyar nyelven elérhetı publikáció elenyészı számban található. Az LCA Európai platform, az LCA alapú gondolkodás meghonosodása egyre inkább felveti azt az igényt, hogy az életciklus-elemzés magyarnyelven is elérhetı irodalma jelen legyen. A külföldi szakirodalom, saját tapasztalataink, és az INTERNET segítségével győjtött forrásanyag kellı alapot nyújt arra, hogy egy monográfia összeállítása elkészüljön, és ezzel együtt egy LCA web oldal (www.lcacenter.hu) és egy on-line folyóirat (Eco-matrix) szerkesztése is elkezdıdjön Az életciklus-elemzésben használt különbözı értékelési módszerek gyakran eltérı eredményeket produkálnak. Gyakran használt értékelési módszerek között szerepel az EPS rendszer, a Tellus módszer, a hatásokra épített gazdasági értékelés, mint ecoscarcity módszer, az öko-indikátor 95 és egyéb céltól való távolság módszere. Mivel a módszerek alapfeltevése

1 Society of Environmental Toxicology and Chemistry 2 European Network for Strategic Life-Cycle Assessment Research and Development Helias A. Udo de Haes and Nicoline Wrisberg Chairman and Coordinator of LCANET

Bevezetés

7

eltérı, így az eredmények is különböznek, így nyugodt szívvel nem igen lehet javasolni egyetlen módszert sem, mint amelyik legalkalmasabb a súlyozásra (Finnveden3, 1999). A monetarizálással és panel módszerrel fejlesztett kutatások, amelyekre a szerzı is koncentrál, kevésbé korlátozott használhatóságra utalnak. Az összeállított tanulmány bár az irodalmaknak csak töredékét volt képes hasznosítani, áttekinti az LCA fejlıdését, összegzi az LCA elméletére vonatkozó kutatási eredményeket és bevezeti az olvasót az életciklus-elemzés módszertanába. Az elméleti alapokon túl konkrét esettanulmányon keresztül érzékelteti a módszer gyakorlati elınyeit és hasznait. Köszönettel tartozom lektoromnak, Horváth Árpád professzornak a Berkeley Egyetem tanárának kritikai észrevételeiért és hasznos tanácsaiért. Köszönöm a gondos szerkesztési munkát Roncz Juditnak és Serdült Balázsnénak, továbbá köszönöm közvetlen munkatársaim, projektpartnereim segítı közremőködését.

A Szerzı

3 Finnveden (1999): A Critical Review of Operational Valuation/Weighting Methods for Life Cycle Assessment AFR-REPORT 253 AFN, Naturvårdsverket Swedish Environmental Protection Agency 106 48 Stockholm, Sweden

9

1. Az életciklus-elemzés kialakulása és fejlıdése

1. 1. Az életciklus-elemzés megjelenése és elterjedése

Az elsı életciklus szempontú vizsgálatok a késı hatvanas években láttak napvilágot, majd a 70-es években bekövetkezı energia árrobbanást követıen is felbukkantak, amikor kisebb energiaigényő technológiai megoldásokat kerestek a vegyiparban, illetve az alternatív energiaforrások (napelem, alkohol, stb.) gazdaságosságát vizsgálták. Ide sorolható a Coca-Cola italos rekeszekre készített tanulmánya (1969), amelyben az erıforrás felhasználást és a környezeti hatásokat elemezték. Európában az életciklus-elemzéshez hasonló leltározás kezdett kifejlıdni, amit késıbb öko-mérlegként ismertünk meg. 1972-ben az UK-ban BOUSTEAD kiszámolta a különbözı fajtájú (üveg, acél, mőanyag, alumínium) konténerek termelésének teljes energia fogyasztását. A módszer elterjedését nagymértékben elısegítették azok a viták, amelyek a csomagolószer-hulladékok elhelyezéséhez kapcsolódtak a 80-as évek közepén. A módszer népszerősítésében szerepe volt a német környezetvédelmi miniszternek, K. TÖPFER-nek is, aki a csomagolóanyagok életút-elemzésével a Fraunhoffer Intézetet bízta meg. Az eredményeket követı, nevéhez kapcsolódó Töpfer törvény óriási vitákat generált a német közvéleményben. Az 1992-es Riói Konferencián úgy beszéltek az életciklus-elemzésrıl, mint egy olyan új eszközrıl, ami a környezeti menedzsment feladatok széles köréhez alkalmazható. Az életciklus-elemzés (life cycle assessment = LCA), vagy más néven életútelemzés, vagy életciklus hatásvizsgálat kialakulásában úttörı szerepet vállalt a Környezeti és Toxicológiai Kémiai Társaság (Society of Environmental Toxicology and Chemistry, rövid nevén SETAC). Amikor elkészült az Európai LCA Útmutató és megindult a módszer szabványosítása, meggyorsult a módszer elterjedése. Amíg a 90-es évek elején csak elenyészı számú publikációval lehetett találkozni, a 90-es évek közepétıl több és több kutató kapcsolódott be az életciklus-elemzések kutatásába, és mára több tízezer publikációval találkozhatunk szerte a világon. Tekintettel azonban arra, hogy egy fejlıdésben levı új módszerrıl volt szó, az eredmények sokszor végtelen vitákat eredményeztek, ami építı jelleggel tovább segítette a módszer érzékenységének, megbízhatóságának növelését, és nagymértékben hozzájárultak a szoftverek fejlesztéséhez és a szabványosítási folyamat elindításához is. 1992-93-ben már az elsı szoftverek is megjelentek. Az LCA különösen a kezdetekben sok kétkedéssel találkozott, de a kilencvenes évek közepétıl egyre biztatóbb eszköznek bizonyult és több és több mővelıje lett. Az életciklus-elemzést elsısorban nagy vállalatok marketing célokból alkalmazták, hogy bizonyítsák termékeik környezetbarát voltát, vagy bizonyítsák egy termék elınyeit a konkurens termékekhez viszonyítva. Az ISO - Nemzetközi Szabványosítási Szervezet TC/207 mőszaki bizottsága a 90-es évek elején az SC 5 albizottságban kezdte meg a módszer szabványosítását, a környezeti menedzsment rendszerek 14000-es sorozatán belül, a francia AFNOR vezetésével. Az egyes munkacsoportok munkájának irányításáért más-más ország volt felelıs:

• az elvek és eljárás kialakításáért az amerikaiak, • az általános leltárkészítésért a németek, • az egyedi leltárkészítésért a japánok, • a hatás értékelésért a svédek, • a hatáscsökkentésért a franciák voltak a felelısek.

10

Az életciklus-elemzés kialakulása és fejlıdése

1997-ig végleges tervezetként mindössze egy szabványt tették közzé, azt követıen az alábbiak szerint készültek el a tervezetek.

• ISO 14040: Környezeti menedzsment - Életciklus-elemzés - Elvek és keretek (1997) Ez a nemzetközi szabvány az életciklus-elemzés készítésének alapelveit és a keretét adja meg. Egy konkrét életciklus-becslési tanulmány hatásterülete, határai és részletessége az adott témától és a felhasználástól függnek. A tanulmányok tehát különböznek, a szabványban megadott elveket és keretet azonban követniük kell. Az LCA egyike a környezeti menedzsment eszközeinek, azonban nem minden szituációra ez a legmegfelelıbb eszköz. A segítségével kapott információk egy átfogó döntési folyamat részét képezhetik.

• ISO 14041: Környezeti menedzsment - Életciklus-elemzés - A cél és a rendszer határok kijelölése - Leltárkészítés. (1998)

• ISO 14042: Környezeti menedzsment - Életciklus-elemzés – Hatásértékelés (1999). Ez a szabvány a környezeti hatásvizsgálathoz ad útmutatót, az életciklus eredménye alapján értékeli a potenciális környezeti hatásokat.

• ISO 14043: Környezeti menedzsment – Életciklus-elemzés értelmezése (2000). A szabvány az eredmények értelmezéséhez ad támpontot, a célmeghatározásnak megfelelıen, az összegyőjtött adatokra és azok minıségére vonatkozóan.

• ISO/WD TR 14047 Környezeti menedzsment – Életciklus-elemzés –Az ISO 14042 alkalmazásának példája

• ISO/TR 14048 Környezeti menedzsment – Életciklus-elemzés – az életciklus-elemzés adatainak dokumentációs formája (Ez a dokumentum az életciklus-elemzéshez szükséges adatok dokumentálásának formáját adja meg, 1999-ben jelent meg)

• ISO/TR 14049 Környezeti menedzsment – Életciklus-elemzés – Az ISO 14041 alkalmazásának példája a cél és keretek meghatározásához és a leltárelemzéshez. (mőszaki cikkben bemutatásra került, hogyan kell megvalósítani az életciklus leltárelemzést. 2000-ben jelent meg)

A szabványosítási folyamat egyben folyamatos szabvány-felülvizsgálatot is jelent. A fenti szabányok közül az ISO 14048: 2002-ben; az ISO 14047 szabvány 2004-ben jelent meg, az ISO 14040 és az ISO 14044 – 2006-ban került felülvizsgálat után kiadásra, az ISO 14043 átdolgozás alatt van. Az életciklus-elemzés módszertani fejlesztésében a SETAC vezetı szerepet tölt be, mind a mai napig. Jelenleg több munkacsoportban folyik a módszer tökéletesítése. Különös figyelmet kap a kockázatok elemzésének módszertana, a hosszú távú és határon átnyúló hatások elemzése és értékelése. Az eredmények elterjesztése a SETAC konferenciák keretében dicséretes módon valósul meg. Ezen a konferencián 2007-ben a kutatók az alábbi módszerekrıl számoltak be:

• CalTOX (McKone et al., USA); • IMPACT 2002 (Pennington et al., Switzerland); • USES-LCA (Huijbregts et al., Netherlands); • BETR (MacLeod et al., Canada); • EDIP (Hauschild et al., Denmark); • WATSON (Bachmann et al., Germany); • EcoSense (Droste-Franke et al., Germany) • LIME (Norihiro Itsubo, Japán)

A SETAC amerikai csoportja kezdeményezésére az életciklus-elemzés tanúsítási folyamata is elkezdıdött (SCHENK, 2007). Az európai LCA platform és az UNEP LCA projektje is nagyban hozzájárulnak az LCA gyakorlatának megismertetéséhez és elterjesztéséhez.


11

1. 2. Az életciklus-elemzés alkalmazási területei

Az Életciklus(út)-elemzés célja az, hogy a termék, vagy technológia, vagy szolgáltatás egész élete során (azaz a bölcsıtıl a sírig) vagy annak egy lépcsıjében leírja, megismerje, megértesse és tudatosítsa, a nyersanyag kitermelésétıl a gyártáson és felhasználáson át a használt termék végleges elhelyezéséig a környezeti kapcsolódásokat és a lehetséges környezeti hatásokat, lehetıséget teremtve arra, hogy e hatásokat tudatosan csökkentsék. A környezetvédelmet szolgáló életciklus-elemzés, amely a vizsgált rendszer teljes anyag- és energia mérlegét, valamint a környezet és a rendszer kölcsönhatásainak mérlegét tanulmányozza - lényegesen különbözik az üzleti szférában régóta alkalmazott termékéletút-elemzéstıl, amely egy termék pénzügyi vonatkozásait értékeli, „az ötlet kipattanásától a termék kihalásáig” terjedı idıszakban [SZITA, TÓTH, 2000]. Az LCA dinamikusan fejlıdı értékelési módszer, mellyel bármely, az alapanyagokban vagy a környezeti hatásokban bekövetkezı változás ill. bármely újítás vagy felfedezés követhetı. Az LCA-t eredetileg döntéstámogató eszköznek fejlesztették ki, amely környezeti szempontból tesz különbséget termékek ill. szolgáltatások között. Ezen kívül is alkalmazható azonban a következıkre:

• belsı ipari felhasználásnál termékfejlesztésre és javításra, • belsı stratégiai tervezésnél és vállalati politikai döntések támogatásánál az iparban, • külsı ipari használat során marketing célokra, • kormánypolitika alakítására, meghatározására az ökocímke és a hulladékgazdálkodás

területén.

1. táblázat Az életciklus-elemzések alkalmazásának köre

Alkalmazás Fogalmi LCA

Egyszerő-sített

Részletes LCA Megjegyzés

Termékfejlesztés x Nincs formális kapcsolat az LCA-val

Termékfejlesztés x x x Kis változások Termék javítás x Késztermékre Környezeti igények (ISO II-címke)

x Ritkán alapul LCA-n

Ökocímke (ISO I-címke) x A kritériumok kifejlesztése alapul LCA-n

Környezetvédelmi elıírások (ISO III-címke)

x Leltár és hatásvizsgálat

Szervezeti marketing x x LCA az értékelés alapja Stratégiai tervezés x x LCA fejlesztés

Zöld beszerzés x x LCA olyan részletes, mint az ökocímkénél

Betétvisszatérítés x Csökkentett paraméter használattal LCA

Környezeti adók x Csökkentett paraméter használattal LCA

Csomagolórendszerek közti választás

x x részletes leltár hatásterület vitatott

Forrás: CHRISTIANSEN et al., 1997

12


Az életciklus-elemzés részletessége a különbözı alkalmazási területek szerint háromszintő lehet (CHRISTIANSEN et al., 1997):

• fogalmi LCA szint, • egyszerősített LCA szint, • részletes LCA szint.

A fogalmi LCA az életciklusban való gondolkozást jelenti. Az életciklus értékelés legegyszerőbb módja, mely során egy korlátozott és csak minıségi lista alapján történik a környezeti hatások becslése. Ez az értékelési szint csak alapkérdésekre ad választ, az új termék elınyeit, hátrányait mutatja be. Az egyszerősített LCA egy, az életciklus egészét átfogó becslés. A felhasznált adatok az életciklus egészét átfogják, de általánosak, gyakran standard modelleket használ fel. Az egyszerősített becslés csak a legfontosabb környezeti aspektusokra figyel vagy a potenciálisan elıforduló környezeti hatásokra ill. az életcikluson belül csak egy-egy kiragadott lépésre összpontosít. Az egyszerősített értékelés célja hasonló eredmények elérése, a részletes értékeléshez képest jóval kisebb idı- és költség ráfordítással. Az egyszerősítés gyakorlatilag három lépcsıben érhetı el:

• osztályozás: az életciklus fontosabb részeinek azonosítása, a kihagyható részek meghatározása,

• a lényeges részekre az életciklus-értékelés elvégzése, • a megbízhatóság becslése annak ellenırzésével, hogy az egyszerősítés nem

csökkentette-e jelentısen az eredmény megbízhatóságát. A részletes LCA a legteljesebb, az életciklus minden lépésére kiterjedı elemzési módszer, amely azonban igen költség- és idıigényes, ezért kezdetben ritkán alkalmazták, mára már a részletes életciklus-elemzések száma szerte a világon megnövekedett. Újabban, az LCA a fenntarthatóság értékelésének is fontos eszköze, és az IOLCA vagy hibrid LCA, az életciklus költségek a környezeti hatások mellett a hatások monetarizálásában is segítséget nyújtanak (LANGDON, 2005). Az életciklus-elemzés módszertani fejlıdéséhez az elmúlt 15 évben számos kutatási projekt hozzájárult. Bár ezek alapvetıen természettudományos megközelítéső vizsgálatok voltak, de számos társadalmi kontextusuk is megjelent. Az utóbbi években, a fenntarthatóság kérdésének hangsúlyosabbá válásával a 3 pillér (gazdasági, társadalmi, környezeti) együttes vizsgálatához kézenfekvı, ha az életciklus-elemzést összekapcsoljuk a gazdasági és társadalmi indikátorokkal. Ezáltal egy multidimenzionális mérési módszert kapunk, amely közelebb visz bennünket a fenntartható fejlıdés méréséhez és a megvalósíthatóságához is, különösen, ha emellett öko-hatékonysági mutatókat is számításba veszünk. A fenntartható fejlıdés és az életciklus-elemzés egymáshoz szorosan kapcsolható fogalmak. Az életciklus-elemzés egy olyan eszköz, amely segít mérni a fenntartható fejlıdés irányába való elmozdulást. Ahogy a fenntarthatósággal összefüggésben újabb és újabb elméletek és fogalmak jelentek meg arra vonatkozóan, hogyan lehetne jobban elérni azokat a kitőzött célokat, ami a Föld megmentésére irányul, úgy az életciklus-elemzés technikái és értékelési módszerei is folyamatos fejlıdésben vannak. Amíg a kezdetekben elsısorban a környezeti hatások vizsgálata állt az elemzések központjában, mára már matematikai modellekkel segített elemzésekkel tesznek kísérletet a komplex társadalmi hatások becslésére. Erre jó példa QIANG XU, (2005) tanulmánya, amely bemutatja az „econológiai” input-output hatásértékelés kereteit, ami etimológiailag is új, de számszerő információk vonatkozásában is eltérı tartalmat jelent. Az „econologia” egyaránt tartalmazza a környezetvédelmi szabályozáshoz való hozzáállást, a gazdasági fejlıdésre vonatkozó állapotot, a technológiai helyzetet és a társadalmi elvárásoknak való megfelelést. Az információk kezelésében ugyan


13

vannak szubjektív elemek, de az adott rögzített kereteken belül a relatív különbségek jól értelmezhetık. SCHENCK (2007) szerint, az LCA a fenntartható fejlıdés indikátorának tekinthetı, mivel a hatáskategóriák elemzésénél a változások idıben jól mérhetık, akár savasodásról, üvegházhatásról, vagy erıforrás igénybevételrıl van szó. A sor természetesen folytatható, hiszen mindazok a kategóriák, amelyek a kiválasztott módszerben szerepelnek, megbízható adatokat biztosítanak az elemzéshez. Az elemzés módszerei folyamatosan tökéletesednek. Egyrészt a szabványos módszerek pontosodnak, másrészt új módszertani irányok is kimunkálásra kerülnek. A fejlesztés egyik iránya az életciklus menedzsment (LCM). Ez egy komplex módszer, amelyben a fenntartható fejlıdés társadalmi, gazdasági és környezeti pilléreinek mérésére mind több és több tényezıt integrálnak, és az LCM-ben az egyes alternatívák költségeinek számbavétele és összehasonlítása is megjelenik. Nem egy esetben soktényezıs elemzést alkalmaznak az ipari technológiák fenntarthatóság szempontú vizsgálatánál. Fejlıdésként értelmezhetı az LCA kiterjesztése az integrált termékpolitikára, vagy az öko-design alkalmazásában való támogató eszközként való jelenléte is. A zöld termékek, vagy öko-címkével ellátott termékek, mint a fenntartható fejlıdés indikátorai, ugyancsak életciklus-elemzés alapján deklarálhatók. Gyakorlatilag az LCA minden olyan esetben alkalmazható, amikor termékek, termelési folyamatok fenntarthatósági értékelése készül, vagy szervezeti környezeti teljesítményt értékelnek. Emellett, mintegy ökonometriai módszer nemcsak termékek, termelési rendszerek vagy szolgáltatások, hanem a gazdasági növekedés környezeti aspektusainak vizsgálatára is alkalmazható (TÓTHNÉ, BUDAY-MALIK, 2006), és a regionális fejlıdés egyenetlenségeinek mérésére is használható (HORVATH et al., 2007). Az LCA, mint eszköz széles körő felhasználását, és az alkalmazások területeit illusztrálja a következı ábra.

1. ábra Az életciklus-elmezés alkalmazásának lehetıségei

Forrás: Weidema (1998

14


Az életciklus-értékelés még ma is a fejlıdés szakaszában van, több életciklus-értékelési módszer létezik. A szabványfejlesztéssel és a módszerek fejlesztésével foglalkozók szerint is nagyon sok gyakorlati tapasztalatra van szükség az életciklus-értékelés gyakorlatának további javításához. Fontos, hogy helyesen értelmezzük és alkalmazzuk az életciklus-értékelés eredményeit, és hogy az életciklus-értékelés módszere megtartsa hitelességét, miközben alkalmazása rugalmas, gyakorlati és költségkímélı marad. Az életciklus-elemzés hatásértékelési módszereinek fejlıdése az alábbi mérföldköveken keresztül követhetı:

• „bölcsıtıl a sírig”, öko-mérleg: energia csomagolóeszköz vizsgálat, • 90-es évek közepe: szabványosítás elindítása • módszertan finomítása:

o az elemzési módszerek tökéletesítése, bizonytalanság csökkentése, megbízhatóság növelése,

o technológiákat integráló adatbázis építés – szoftver, mátrix, hibrid, IOLCA -sok vita,

o újabb ágazatokra történı kiterjesztés (elektronikai termékek, hálózati szektorok közlekedés, távközlés, üzemanyagok, szállítás, élelmiszergazdaság, stb.)

o alkalmazási terület szélesítése: politikai döntések, eco-design, kockázatelemzési módszerek – területhez illeszkedı alkalmazás keresése:

− osztályozási rendszer kifejlesztése, − hierachikus klaszterizációs technika, − sokvariációs statisztikai eljárások, stb. − dinamikus input-output modellek, környezeti hatások összesítésének

egyszerősítése, − anyagáram költségszámítás.

o Hálózatépítés

Az életciklus-elemzés újabb fejlıdési vonulata az életciklus környezeti költségének meghatározása, amelyet korábban IOLCA, ma már inkább LCC életciklus költségnek neveznek. Az LCC-t, mint, döntéstámogató keretmodellt CONNAUGHTON et. al., (2007) különbözı szinteket és egyre részletezettebb elemeket tartalmazó keretrendszerben helyezi el. Az életciklus költség meghatározása akkor fontos, ha a környezeti fejlesztésekhez tartozó gazdasági elınyök és költségek alakulására kíváncsiak, vagy azt szeretnék prognosztizálni, hogy a környezettudatos vásárlók értékítélete hogyan alakulhat. A módszer lényegének, a horizontális megközelítésnek a „bölcsıtıl a sírig” életciklus szemléletmód keretet, míg vertikálisan a fenntarthatóság három pillére ad lehetıséget. Életciklus költségelemzéssel (life cycle costing, LCC) kiegészített hatástanulmányok készültek a szerszámgépgyártásra, az egy – és többutas italcsomagolások összehasonlító vizsgálatára4, az épületek beruházásánál, stb. A környezeti életciklus-elemzés az LCC-vel kiegészítve optimalizálni tudja a környezeti szempontú terméktervezést a profit és a környezeti nyereségek mérlegelésével már a tervezési folyamatban. Bár a módszer közel 10 éve ismert, hazai alkalmazása még az életciklus-elemzésnél is kisebb, vagy attól teljesen elválva csak a költség szempontokat veszi figyelembe.

4 HatásTanulmány a hosszú távon fenntartható italcsomagolás-gazdálkodással kapcsolatban Magyarországon, Elızetes eredmények összefoglalása, 2004 augusztus 18. GUA-GVM, http://www.efosz.hu/letoltes/hatast.doc ; a tanlmányban az italcsomagolások újratöltése és a termékdíj fizetések függvényében végeztek számításokat.


15

1. 3. Az életciklus-elemzés a nyugat-európai országok gyakorlatában

Ebben a fejezetben megpróbáljuk csokorba szedni az LCA fejlesztések legjellemzıbb területeit, de ez nen jelenti azt, hogy teljes leltárt tudunk készíteni az összes fejlesztésrıl, vagy kutatóhelyekrıl. 1. 3. 1. Hollandia A 90-es évek elején az életciklussal összefüggı kutatások központja Leidenben volt, amelynek vezetıje Udo HAAS professzor, aki mind a SETAC, mind a Bölcsek csoportjában is tevékenykedı kutató. Az elsı holland LCA útmutató 1992-ben készült el, a leideni Környezetvédelmi Kutató Intézetben. 1992-tıl több életciklus-elemzéssel foglalkozó projektjük volt. Az ECO-Design projektben, pl. 8 cég próbálta alkalmazni a kvantitatív életciklus-elemzést a termékfejlesztésekre. Emellett több elméleti életciklus megközelítéső kutatásuk volt. Számos módszertani tanulmányt készítettek, nagy szerepük volt abban, hogy az LCA vitatott lépései finomodtak. Több életciklus hatásértékelı módszert dolgoztak ki. Az Eco-indikátor program 1996-ban került kifejlesztésre, ami kétségkívül egy leegyszerősített LCA. Ennek elkészült a 99-es változata is. Kidolgozásra került a CMLCA (2000, Leiden) módszer is. Ugyancsak holland fejlesztés a SimaPro elemzı szoftver (PreConsultant), amely képes integrálni a különbözı LCA módszereket. A Delft TU az adatbázis kiépítésében mőködött közre. Az Ecodesign által fejlesztett szoftver internetes on-line keresést is lehetıvé tesz. Az amszterdami Vrije Egyetem az élelmiszerek életciklus-elemzéséhez készített adatbázist. Sıt egy leegyszerősített környezeti hatásértékelési módszert is kifejlesztettek ökokvantum néven. A SimaPro szoftvereket, ma az egész világon elterjedten használják. A SimaPro programnak három verziója van: elemzı, plusz és könnyő. A SimaPro elemzı verziója szabad adatkiválasztást biztosít a felhasználó számára és lehetıséget ad különféle termék és eljárás életciklusának „komponálására”. A „plusz” verzióval programozott szövegek lefuttathatók a „könnyő” verziókban is. A „könnyő” (egyszerősített) verzió használója lefuttathatja a szöveget és átnézheti az adatot, de beleszerkeszteni, vagy a bázisadatokat megváltoztatni nem tudja. Széles adatbázissal rendelkezik. A SimaPro 5.0 verzió mind az elemzés lehetıségeit, mind a hozzáférhetı adatbázisok számát növelte. A szoftver legújabb verziója a SimaPro 7.0 már elmozdul az input-output életciklus-elemzés irányába, azaz az elemzés környezeti adatait gazdasági adatokkal is ki lehet egészíti. 1. 3 .2. Svájc Svájcban, német kutatókkal együtt már a 90-es évek elején készítettek megalapozó tanulmányokat a kémiai anyagok életciklusának vizsgálatára. Ide sorolható a pattogatott kukorica és polisztirol környezetterhelésének összehasonlító életciklus vizsgálata is (FARAGO, JOLLIET, 1991). Az összehasonlítás alapja a kritikus térfogat volt, amit az egyes szennyezı anyagokra vonatkoztatott immissziós határértékek figyelembe vételével állapítottak meg, vagyis az LCA-hoz kapcsolódó szennyezéseket összegezve, megvizsgálták, hogy az emissziók hány köbméter határértékig szennyezett levegı mennyiséget jelentenének.

16


Ez a tanulmány rávilágított arra is, hogy mennyire fontos a funkcióegység helyes, kutatás céljának megfelelı megválasztása5. A svájci kutatók eredményei nagymértékben hozzájárultak az LCA szoftveres megalapozásához és kivitelezéséhez. JOLLIOT ÉS CRETTAZ, (1997) bevezette a „CST95” (Critical Surface Time-) a „kritikus felület idı” módszert, amely az LCA hatásvizsgálati fázisához adhat segítséget. Ez tulajdonképpen egy súlyozó faktor alkalmazása a hatásvizsgálat során. Fıként a katasztrófák és robbanások egészségre és ökoszisztémákra gyakorolt hatásának jellemzését segíti. Az értékelésnél veszélyosztályozást alkalmaznak. A veszély jellemzése nagyon komoly tudományos alapokon nyugszik. Egy faktor segítségével minden veszélyt az egy év alatt használt vagy szennyezett ekvivalens területben (m2év) fejeznek ki. A FEFCO környezeti adatbázis kiépítését is svájci kutatók segítették. Gyakorlatilag a SimaPro szoftver kifejlesztése is ehhez a projekthez kapcsolódik. Ez a szoftver egy a FEFCO (European Federation of Corrugated Board Manufacturers), a GO (Gropement Ondulé, European Association of Makers of Makers of Corrugated Base Papers) és a KI (Kraft Institute, Association of the Virgin Fibre Based Producers of Corrugated Board Materials in Europe) által elindított környezeti adatbázis projekt része. A kutatás célja az volt, hogy tényeken alapuló ismeretekkel támogassa az ipart és vásárlóit, bemutassa annak környezetre gyakorolt hatását. A kapott ismertetek a környezeti szempontok alapján történı döntéshozatalt segítették, és alapot biztosítottak a termék- és eljárásfejlesztésekhez. Ezzel lehetıvé vált egy környezet felé irányuló felelısebb és aktívabb magatartás kialakítása. Elsı lépésként a három társulás összegyőjtötte az új rostokból, újrafelhasznált papírból és hullámtermékbıl készülı hullám alappapír termékek környezeti adatait. Ezt a „Hullámpapír Életciklus Tanulmányok Európai Adatbázisának” jelentették. A következı lépés egy FEFECO-GO-KI LCA szoftver- eszköz fejlesztése volt, lehetıvé téve a felhasználóknak, hogy különleges LCA-ismeret nélkül elemezzék és összehasonlítsák a különbözı hullámpapírok csomagolási rendszereinek környezeti kihatásait. Svájci fejlesztés az Ecoinvent adatbázis, és az életciklus értékelésre létrehozott ökopont módszer, amely a svájci Környezetvédelmi Minisztérium (BUWAL) támogatásával készült, és mivel a minisztérium is publikálta, a módszert BUWAL módszerként is emlegetik. Az adatbázis talán a legszélesebb skálájú folyamatokat és termékeket tartalmazza, 2006-ban aktualizálták adatait, amit 2007-ben jelentettek meg. Ebben például a hazai energiamix emissziós adatai is szerepelnek, elsısorban a széntüzeléső erımővekre. Mint az ábrán látható, a központi adatbázis kiépítése szakmai adatbázisok (EMPA SG, FAL, EMPA Du, PSI, ETHZ ICB, ETHZ UNS) integrálásával jött létre.

5 Elemzésük arra kívánt választ adni, hogy a pattogatott kukorica vagy a polisztirol jelent –e kisebb környezetterhelést, ha csomagolóanyagként térkitöltésre alkalmaznák azokat. Térfogategységben a PS, tömegegységre vetítve a pattogatott kukorica rendelkezik kisebb terheléssel.


17

2. ábra Az öko-invent adatbázis szerkezete

Forrás: Frischknech & Rebitzer, 2005 1. 3. 3. Svédország Az északi országokban 1993-tól alkalmazzák széles körően az LCA-t. Ezt megelızıen, a 80-as évek végétıl módszertani kutatásokban vettek részt. Svédországban az LCA gyakorlati alkalmazására vonatkozó információkat a Business Environmental Barometer (BEB) győjtötte össze elıször (BAUMANN, 1996). A BEB felmérése szerint:

• az alkalmazás inkább a nagyobb cégeknél jellemzı, mint a kisebbeknél, • általánosabb a feldolgozóiparban, mint a szolgáltatásban.

Az LCA-t döntı többségben saját termékelemzésre, termékfejlesztésre és címkézéshez használták, de emellett szerepe volt a folyamatoptimalizálásnál és nyersanyagok kiválasztásánál is. Egy 10 évvel ezelıtti vizsgálat még azt mutatta, hogy viszonylag szők körő az LCA alkalmazása. A Chalmers University 1995-tıl aktívan részt vesz az LCA kutatásokban. De a nagy cégek, az ALCAN, Ericson, Volvo és mások is készítenek életciklus-elemzést. Több elemzés is készült az élelmiszerekre, textil termékekre és az ökocímkével összefüggésben. A svéd nemzeti adatbázist 1996-1998 között fejlesztették ki ipari kezdeményezésre. Elıször az adatbázis felépítésének megtervezését, az adatok beszerzésének és minıségének kérdését határozták meg, amelyek zömmel ipari szabványokra épültek. Ugyanakkor az adatok beszerzésének költsége és az adatok minısége nem mindig volt szinkronban. 2001-tıl új LCA adatbázis rendszer került kifejlesztésre, amely szinkronban van az LCA nemzetközi szabvánnyal és a hatásvizsgálati adatok 3 módszer felhasználásával, fordításával készültek: EPS 2000, EDIP és az EcoIndicator ’99 (PÅLSSON és CARLSON, 2004). Az adatbázis az érdeklıdık számára 2004-tıl elérhetı, amely az alábbi részekre tagolódik:

18


• adatok modellezése, • Web alapú szoftver használói interface, • minıségi követelmények, • adat dokumentáció elkészítése.

Minden dokumentum, köztük az ISO/TS 14048 adat dokumentációs elvárásai is publikusak voltak. 1. 3. 4. Dánia Dánia gyakorlatáról – Per H. NIELSEN és Joakim H. LASSEN (1999) tanulmánya ad áttekintést. A szerzık a környezeti problémák bemutatásán keresztül szólnak az LCA alkalmazásáról. Mivel a környezetszennyezés az egyes területeken eltérı mértékben jelentkezett, a problémák orvoslását is ennek megfelelıen kezelték. Ha kronológiailag vizsgáljuk, elıször a vízszennyezés problémája jelent meg a 60-as években, a füsttisztítás a 70-es évek jellemzıje, a legszennyezıbb technológiák tisztábbra cserélése a 80-as évekre tehetı. Az utolsó néhány év fejlesztése az ipari termékek módosítása, újratervezése, környezet-barátabbá tétele érdekében történt. A dán fejlesztéseket mindig az aktuális szituáció határozta meg, és az is teljesen világossá vált, hogy nem voltak költséghatékonyak, csak környezetileg optimalizáltak. Dániában - egy anyag-technológia program keretében - kifejlesztettek egy módszert a potenciális életciklus hatások feltérképezéséhez. Az EDIP – projekt 1991-96 között a Termékfejlesztı Intézet és a Mőszaki Egyetem, valamint 5 dán cég bevonásával a termékfejlesztés környezeti kritériumának kifejlesztésére törekedett. A módszert és a hozzákapcsolódó papíralapú (nyomtatott) adatbázist használták a környezeti hatásokhoz való hozzájárulás elızetes számítására. Fıként azokra a pontokra összpontosítottak, amelyek az összehasonlítás alapját képezhetik. A kutatáshoz az akkor legújabb LCA módszert alkalmazták, miközben interaktív párbeszédet folytattak a termékfejlesztık és környezeti szakértık. A környezeti hatások elemzésére alkalmazott módszerrıl és a kritériumokról WENZEL et. al., (1996, 1997) részletes tanulmányokat készített. Az adatbázis kialakítását a dán környezetvédelmi minisztérium támogatta. Egy másik projekt, a QFD-projekt (Quality Function Deployment) a minıségi kritériumok felállítására vonatkozott (OLESEN et al.,1997). Itt azt vizsgálták, hogy a fogyasztói és környezeti elvárások hogyan építhetık be a termékfejlesztésbe az általuk kialakított módszerrel. A fontos minıségi és funkcionális szempontokat az érintettekkel készült interjúk alapján azonosították, míg a környezeti szempontok azonosítására egyszerősített LCA-t használtak. Minden esetben figyeltek a termékösszetevıkre is, és a fejlesztéseknél a piaci és környezeti hatásokat is értékelték. Az LCA-Foodchain projektben (1998-2000) megszületett a SPOLD adatbázis, amely elsısorban élelmiszerek életciklus-elemzését, illetve azzal összefüggı módszertani fejlesztéseket tartalmazott, mint pl. a föld értékelését, az allokáció kérdését. A SPOLD egy ipari társulás volt, aminek érdeke volt az életciklus-elemzés felgyorsítása (a résztvevık között volt a Ciba, Danfoss, Dow Corning, Electricite de France, Procter & Gamble, and Unilever). A SPOLD adatbázis fejlesztése 1992-ben kezdıdött, az elsı verzió kifejlesztése 1999-re fejezıdött be, amely 2001-tıl elérhetı a nyilvánosság számára is (http://lca-net.com/spold/).


19

Az életciklus-elemzés alkalmazása széles körően kapcsolódik az integrált termékpolitikához, amely egyben a zöld nemzeti számlák készítésének is egyik lehetséges útja. A számításhoz készített táblák IO- LCA adatokat tartalmaznak, és tükrözik az ágazati kapcsolatok és a fogyasztás import arányát. A dán környezetvédelmi minisztérium támogatásával készült fejlesztés BO WEIDEMA (2005) vezetésével nemcsak a dán, hanem az EU 27 országára kiterjedı adatbázis létrehozásán dolgozik, amely részben az EUROSTAT, részben a nemzeti statisztikai hivatalok adataira épül. A fogyasztási szükségletek a teljes gazdasági kiadáson belül az alábbiak szerinti megoszlást mutatta a 10 fıcsoportra:

• lakás (16%) • élelmiszer (15%), beleértve a vendéglátást és élelmiszerkészítést is • pihenés (15%) • társadalombiztosítás (11%) • oktatás (8%) • egészségbiztosítás (8%) • biztonság (8%), biztosítás és közbiztonság • kommunikáció (5%) • ruházkodás (4%) • higiénia (3%)

2. táblázat A dán fogyasztás környezeti hatásai 1999-ben

Csoport Szükséglet környezeti hatása

Kiadások (benne az adók) KDKK

Környezeti hatás intenzitás

Az átlagos hatás %-ában

Élelmiszer 6,49E+05 1,46E+08 4,43E-03 183 Higiéné 1,04E+05 2,85E+07 3,65E-03 150 Kommunikáció 1,65E+05 4,64E+07 3,55E-13 146 Ruházat 1,34E+05 3,9E+07 3,45E-13 142 Pihenés 5,01E+05 1,45E+08 3,44E-03 142 Lakás 3,69E+05 1,55E+08 2,38E-03 98 Biztonság 9,74E+04 7,79E+07 1,25E-03 52 Egyéb 7,47E+04 6,07E+07 1,23E-03 51 Egészség 8,56E+04 7,74E+07 1,11E-03 46 Társadalombiztosítás 8,40E+04 1,04E+08 8,06E-04 33 Oktatás 5,33E+04 7,47E+07 7,14E-04 29 Összes 2,32E+06 9,56E+08 2,42E-03 100

Forrás: Bo Wiedema, 2005

20


3. ábra A dán fogyasztás környezeti hatásai

Forrás: Bo Weidema, 2005 1. 3. 5. Belgium Az életciklus-elemzésekre vonatkozó kutatásokban a VITO6 kutatói a 90-es évek közepétıl vettek részt. SPIRINX és CEUTERICK (1996) összehasonlító LCA-t készítettek a fosszilis eredető dízel olajra és a biodízelre. Az élelmiszerek és a mezıgazdaság életciklus-elemzései, az életciklus-elemzés élelmiszerláncra történı alkalmazásában CEUTERICK, (1999, 2000) munkássága kiemelkedı. 1. 3. 6. Anglia Érdekes módon, az energiával összefüggı életciklusra épülı kutatásokban már a világmodellek készítésének idején, a 70-es években, is érintettek voltak, de a módszert csak a 90-es évek elején elevenítették fel. Az életciklus-elemzés fejlesztése, szoftverfejlesztés és gyakorlati alkalmazás a Manchester Metropoliten Egyetemen a legintenzívebb. Jellemzı, hogy amíg 1992-ben csupán egy-két mővelıje volt a területnek, mára tekintélyes számban alkalmazzák, és a környezeti menedzsmentnek, környezeti címkézésnek fontos eszköze. Kiterjedt elemzést végeztek az építıipari termékekre (BRE, 2007). 1. 3. 7. Olaszország A kilencvenes évek második felétıl jellemzıbb az LCA alkalmazása, és 2000-ben már önálló adatbázissal is rendelkeztek. Információink szerint az LCA adatbázis nem bizonyult nagyon életképesnek. Az adatbázis formátuma nem felhasználóbarát, létrehozása óta nem történt adat-frissités. Nem is nagyon terjedt el a használata. A hulladékfeldolgozással kapcsolatos információk azok, amelyek igazán ország-specifikusak és ezért értékes adatforrásnak

6 A VITO megnevezés mögött a Mol-ban levı kutatóintézet értendı: Flemish Institute for Technological Research (VITO).


21

tekinthetık. LCA kutatócsoportok ma már nemcsak Milanóban és Rómában vannak, hanem az ország számos egyéb városának egyetemein ill. kutatóintézeteiben (Bologna, Firenze, Triste, Pescara, Foggia, Nápoly, Bari, Palermo stb.). Az ECOMONDO nevő környezetvédelmi vásáron (Rimini), 2007-ben igen sok szó esett az LCA-ról. Olaszországban elsısorban az EPD tanusításhoz (Environmental product declaration, Type III. ecolabel), és a hulladékgazdálkodási stratégiák összehasonlitó elemzésére, hosszú távon pedig a zöld beszerzési kritériumok kidolgozására használják (SÁRA, 2007)7. 1. 3. 8. Németország A kilencvenes évek elején a termékvonalak elemzése, az ökomérlegek készítése rendkívül széles körő volt, elsısorban a csomagolásokkal összefüggésben. Az elmúlt 10 évben hihetetlen gyorsan terjedt fıként a környezeti folyamatok fejlesztésére. Sok vizsgálat készült a termékek és szolgáltatások összehasonlító elemzésére. 1990-ben a CIBA textil és kémiai részlege indított el egy programot (BRETZ és FRANKHAUSER, 1996), hogy termékeik széles skáláját életciklus szemlélet alapján tekintsék át. A kutatás 17 svájci és 8 más országban gyártott 1700 kereskedelmi terméket érintett. A közremőködı svájci kutatók ebbıl 1600 termelési folyamatot vizsgáltak meg, és azonosítottak 300 szilárd szennyezıt és 2100 szennyvíz típust. A német kutatás, 4700 mások által gyártott nyersanyag, vagy félkész termék vizsgálatával indult a "bölcsıtıl a sírig" szemlélet alapján. Az adatok összegyőjtése részben saját számítógépes adatbázisukra építve, részben az anyagmérlegekbıl, hulladék nyilvántartásokból, alapanyagok biztonsági/toxikus adatainak felhasználásával valósult meg. Külsı adatszolgáltatókat is igénybe vettek, illetve alkalmazták az ECOSYS adatgyőjtést. A kutatás eredményei hozzájárultak a BUWAL és a ETHESU adatbázisok fejlesztéséhez. Németországban valósult meg leginkább a mennyiségi LCA-ra épülı értékelés a környezeti címkézés területén. 1995-tıl a Környezet Gazdaságtani Kutatóintézet a német ipari szövetséggel együtt az LCA német iparra történı alkalmazhatóságát vizsgálta. Elıtte kérdıíves felmérést végeztek a cégek és az ipari szövetségek között feltérképezték az LCA alkalmazását, az LCA-ért felelıs személyeket és az LCA tárgyát. A cél az volt, hogy felmérjék milyen arányú az LCA megközelítéső vizsgálatok elterjedése. Elsısorban egy általános képet szerettek volna kapni az ilyen jellegő vizsgálatokról, és nem mélyebb módszertani elemzésre készültek. Összesen 454 kérdıívet kaptak vissza a cégektıl, 77 pozitív és 377 negatív válasszal. Az értékelés a pozitív válaszokra épült. Ez azt jelentette, hogy a pozitív válaszadók 1 vagy több LCA-t már készítettek. Ezeket többnyire belsı optimalizálási céllal, termék és technológiafejlesztéshez kapcsolódóan, illetve üzleti stratégia meghatározásához használták, de csekély számban oktatási céllal vagy egyéb okból is készült LCA. Az is jellemzı volt, hogy csupán belsı érdekbıl a cégek 4 %-a alkalmazta. A piaci termékek összehasonlítása 22-23 %-ban szerepelt, termékfejlesztés 17 %-ot tett ki. Alkalmazták az autógyártásban, vegyiparban, fémiparban, élelmiszeripari cégeknél, papír és nyomdaiparban. Az ipari szövetségek közül 26 válasz érkezett vissza, 10 pozitív válasszal [GROTZ és SCHOLL, 1996], és az LCA tanulmányok jelentıs része is hozzájuk kapcsolódik. Németországban módszertani kutatásokat is végeztek: az értékelésre, a normalizációra, illetve a jellemzésre. Eredményeket értek el a hatásvizsgálatok módszertanában, az ökotoxicitás terén (WALZ et al., 1996).

7 Az országra vonatkozó információk a FEBE Ecologic képviselıjétıl, Sára Balázstól származnak.

22


Az életciklus-elemzésben jelentıs elırelépés volt a PE és a Stuttgarti Egyetem8 közös fejlesztésében létrehozott GABI4 szoftver kifejlesztése. Emellett megjelent az Umberto LCA szoftver is, amely ugyan kisebb felhasználói kört tud magáénak, mert meglehetısen drága. Mindkét szoftver jól szerepel az európai piacon.

3. táblázat Az életciklus eszközök értékelése

Tulajdonságok C

UM

PA

N

Eco

Pro

EU

KLI

D

GaB

i

KC

L-E

CO

PE

MS

PIA

Sim

aPro

Tea

m

Um

bert

o

Funkcionalitás + - О ++ + О - - + ++

Rugalmasság О О О О О О + О + ++

Adatbázis О - О + - О -- + ++ -

Felhasználóbarát + - О ++ + - -- - О О

Szoftver jellemzık О О О О + О + О - -

Szerviz ++ - О ++ О О -- О ++ +

költség -- О -- + - О ++ ++ -- О

Megjegyzés: (++ nagyon pozitív, -- nagyon negatív) Forrás: FRÜHBRODT, An up-to-date overview of the European market http://www.eco-shop.org/Resources/lcasoftwarereREVIEW.pdf

1. 4. Életciklus-elemzések Közép-Európában

Az életciklus-elemzések Közép- és Kelet-Európában messze elmaradnak a nyugati országoktól. Igaz ugyan, hogy a SETAC európai konferenciáját 2004-ben Prágában rendezték meg, de relatíve kevés LCA készült Csehországban. A lengyelek több tanulmányt tudnak felmutatni részben a gépipar, élelmiszeri gépek, bányászat, autóipar terén. Az LCA kutatások Krakkóban és Poznanban jelentısebbek. Található életciklus-elemzés elvétve az észteknél és szlovéneknél is. A 2006-ban Miskolcon megrendezett HUPLEE LCA szeminárium (2006, Miskolc) egy kezdeti lépés volt arra, hogy az LCA nagyobb mértékben alkalmazásra kerüljön ebben a régióban is. A SETAC Varsóban megrendezendı LCA konferenciáján (2008) már több résztvevı várható Közép-és Kelet-Európából. Hazánkban, 2005-tıl 3 LCA konferencia került megrendezésre (Szeged, Miskolc, Balatonfüred). A konferenciák elindítása egy életciklus-elemzéssel összefüggı GVOP projekthez kapcsolódik. A projekt befejeztével létrejött az LCAcenter konzorcium, és az Életcikluselemzık Magyarországi Egyesületének létrehozásáról is döntöttek (2007) a kutatók. A projekt eredményeképpen kidolgozott elemzések adatai Interneten keresztül elérhetık (www.lcacenter.hu). 8 A fejlesztık jelenlegi neve PE INTERNATIONAL és az LBP-University of Stuttgart (ex-IKP). A szoftver honlapja: www.gabi-software.com.


23

1. 5. Életciklus-elemzés Európán kívül

1. 5. 1. Japán Japánban is a 90-es évek elejétıl kezdıdött el az életciklus-elemzésekkel kapcsolatos kutatás. Módszertani fejlesztésekkel is foglalkoztak, elsısorban az adatok értékelése és a jellemzés tekintetében, a UNEP és a SETAC munkacsoportokhoz kapcsolódva. Több nemzetközi konferenciát is rendeztek LCA tárgyában. A környezetterhelések mérésének módszereit is vizsgálták az életciklus-elemzés alkalmazásával.

4. ábra Az életciklus-elemzés az értékelési folyamatban

Forrás: Hunkeler et al. 1999 A japán LCA szerepét a fenti ábra szerint modellezték (HUNKELER et al., 1999). Mára kiépült a japán LCA network, sıt a nemzetközi LCA folyóirat japán nyelven is megjelenik. Több nagy, a japán kormány által támogatott projektjük van. Ezek közül az autóipari projekt talán a legjelentısebb. Az életciklus-elemzést a környezettudatos tervezésben, az életciklus-elemzésre épített szervezet menedzsmentfejlesztésben, az érintettekkel és fogyasztókkal való kommunikációban egyaránt alkalmazzák. 1. 5. 2. Az életciklus-elemzés az USA-ban Az életciklus-elemzés elterjedt és jól ismert módszer az USA-ban. Az életciklus-elemzés a 70-es évek elején indult el, amikor létrejött a Franklin Társaság. İk, mint környezeti tanácsadók - (Bill FRANKLIN, Marge FRANKLIN, és Bob HUNT - elsısorban szilárd hulladékgazdálkodással foglalkoztak. Williem Bill Franklin, aki az LCA egyik vezetı egyénisége, az életciklus leltár módszertanának kifejlesztésében vett részt Bob Hunttal együtt,

24


és több tanulmányt is publikált a szilárd hulladékok képzıdésének és kezelésének mennyiségi viszonyairól. Hunt szintén elismert LCA szakértı, Marge viszont az anyagáram mérleg készítésének specialistája. Ennek ellenére az LCA nem vált általánossá. Újra élesztése 1989 végére tehetı, amikor a tisztább termelés és szennyezés megelızés módszerét bevezették, ez támogatta az elterjedését. Úgy tőnik, hogy szükség volt e zöld hajtóerıkre, mert enélkül az LCA nem lenne hosszan támogatott, hiszen az elsı LCA tanulmányt már a 70-es években elkészítette Hunt és Franklin (CURREN, 1999), és a Franklin Társaság több életciklus projektet is menedzselt, így mára már mintegy 30 éves tapasztalattal rendelkeznek (FAVA, et al, 2002). Észak Amerikában az Amerikai LCA Center életrehívása óta sokkal szélesebb körben foglalkoznak az életciklus-elemzéssel, és a SETAC munkacsoport programjaiban is részt vesznek, szoftvert, adatbázist fejlesztenek. Az életciklus-elemzéshez szükséges adatbázis kiépítése az EPA (Environmental Protection Agency) támogatásával készült el. Az adatbázis Mexikó, Kanada és az USA közös fejlesztése.A projekt célja a leggyakrabban használt anyagokra, folyamatokra és termékekre vonatkozó leltár és értékelés elkészítése, amely a nyilvánosság számára is elérhetı. Elsı lépésként az elektromos termékeket és az építészettel öszzefüggı adatok kidolgozását célozták meg. A BEES (Building for Environmental and Economic Sustainability) szoftvert az építıanyagokra fejlesztették ki tervezık, építık, termékgyártók részére. A szoftver leltáradatokat, hatásértékelést, normalizált és súlyozott adatokat is tartalmazott. A továbbfejlesztett változata ipari anyagcsoportokra, irodalmi forrásokból származó másodlagos adatokat is tartalmazott. A hatáselemzés a TRACI (the Tool for the Reduction and Assessment of Chemical and other Environmental Impacts) módszeren alapul. Jelentıs életciklus-elemzés kapcsolódik a számítógépek környezeti hatásvizsgálatához, a hulladékgazdálkodáshoz, a különbözı anyagra vonatkozó adatbázis kiépítéséhez (kezelés, égetés, lerakás, komposztálás, szállítás). A hatásvizsgálatra vonatkozó módszereket 8 éven keresztül kutatták, amelynek végeredménye a TRACI modell lett. Az Amerikai Életcikluselemzı Központ (ACLCA) konferenciák szervezésével, oktatási anyagok készítésével és az életcikluselemzık hálózatának mőködtetésével foglalkozik (BARE és NORRIS, 2004) Az életciklus-elemzésnek fontos szerep jutott a környezettudatos terméktervezés gyakorlatának elterjesztésében. Ez különösen az elektromos és elektronikai termékek vonatkozásában jelent meg (ISHII, 1998). Az ábrán látható, hogy a terméktervezésben és az életciklus végével kapcsolatos elemzések gyakorisága nagyobb. De az is látható, hogy az elemzésekben a csillaggal jelölt nagy cégek vezetı szerepet vállaltak. Az életciklus-elemzésekben jelenleg kiemelt kutatási terület a bioüzemanyagok életciklusának elemzése, amely fıként a másod-, harmadgenerációs üzemanyagok vizsgálatát célozza meg (HORVÁTH, et.al., 2006). A módszertani fejlesztések között meg kell említeni az életciklus-elemzések tanúsításával összefüggı kutatásokat is.


25

5. ábra Az LCA helye a környezettudatos tervezésben (DfE)

Forrás: ISHII, 1998 1. 5. 3. Életciklus-elemzés Kanadában Kanadában az életciklus-elemzés jelenleg reneszánszát éli (YOUNG, 2003). Az elsı életciklus elemzı tanulmányok a 90-es évek elején nagy cégek és az erıforrás gazdálkodásban érintett ipari konszernek részvételével készültek. Az alumínium-, mőanyag-, fa-, acél-, egyéb fém- és papíripar nagy számú tanulmányt készített. 1991-ben az Alcan Aluminium Ltd. részt vett az alumínium sörös dobozok életciklus-elemzésében. A tanulmány részletesen vizsgálta a környezeti teljesítményt az alumíniumgyártás, a doboz gyártás, töltés és visszaforgatás, valamint a lerakás alatt. A kanadai kormány már a 90-es évek elején hozzájárult az életciklus-elemzések fejlesztéséhez, amikor a csomagolási szilárd hulladékok környezeti hatásának vizsgálatát támogatta. A kutatás során elkészült egy LCA Útmutató, amely tartalmazta a Nemzeti Csomagolási Protokoll-t, és egyben adatforrás volt a csomagoló eszközök életciklus-elemzéshez. Emellett oktatási anyagokat készítettek, és 1995-2000 között megjelentették az Ecocycle hírlevelet. Áttekintették azt is, hogy az üzleti életben a jobb, megalapozottabb döntések érdekében hol alkalmazzák az LCA-t. Ehhez 37 cég környezeti menedzsment rendszerét vizsgálták meg. A kanadai életciklus-elemzés akadémiai szintő programja 2001-ben indult el (CIRAIG) (www.polymtl.ca/ciraig). Több mint 30 kutatót érintı program a módszerek fejlesztésétıl kezdve a szoftverfejlesztésig széles körő kutatással foglalkozik. A tudományos kutató intézetek, egyetemek nyitottak az új módszerek átvételére és alkalmazására. Az elsı kanadai életciklus-elemzı fórumot 2003-ban szervezték.

26


1. 5. 4. Életciklus-elemzések Ausztráliában Ausztráliában kormánytámogatással indult el az életciklus-elemzés fejlesztése. Létrejött az ausztrál életciklus-elemzık társasága (Australian Life Cycle Assessment Society, ALCAS), amely az LCA használók, kutatók és fejlesztık szakmai társasága. Az ALCAS segíti az LCA módszerének elterjesztését, a fenntartható fejlıdést és a nemzetközi LCA kapcsolatok erısítését. Az ausztrál adatbázis jelenleg is fejlesztés alatt van, az ALCAS, a CSIRO, a kormányzat és az ipar együttmőködésével (http://www.auslci.net.au/). Az elızıekben bemutatott LCA alkalmazási terület, elterjedés korántsem teljes, inkább csak arra próbált rávilágítani ez a fejezet, hogy a kezdetektıl folyamatosan bıvül a használók köre. A sort lehetne folytatni, hiszen évrıl évre nı az elemzésbe bekapcsolódó kutatók száma, és ez gyakran egy-egy új ország megjelenését is jelenti. Amikor életciklus-elemzéssel, környezeti kérdésekkel foglalkozó konferenciák szervezésére kerül sor, nem egy esetben feltőnnek új nevek a résztvevık között. Az LCA vitafórumokra Amerikától Távol-Keletig feliratkoznak kutatók. Esetenként kezdıként kérdéssekkel fordulnak tapasztalt kutatókhoz, vagy éppen saját kutatási tapasztalatuk eredményeit osztják meg a vitafórumon résztvevıkkel. Önmagában a fórumok passzív figyelése is hasznos tanulási folyamatot jelent.

1. 6. Ellenırzı kérdések

1. Mikorra tehetı az életciklus-elemzés kialakulása? 2. Milyen célok inspirálták a kutatókat a módszertan kifejlesztésére? 3. Mi jellemzi a Nyugat-európai életciklus-elemzés gyakorlatát? 4. Kik és mikor kezdték el az életciklus-elemzés szabványosítását? 5. Mi jellemzi a KKE-i LCA kutatásokat? 6. Európán kívül hol vannak kiemelkedı LCA kutatások? 7. Milyen fejlesztési trendek jellemzik az életciklus-elemzést?

27

2. Az életciklus-elemzés keretei és általános elvei

Életciklus(út): egy vizsgált rendszer egymást követı (konszekutív) lépcsıit (egységeit) magába foglaló elvi szakasz, a nyersanyag beszerzéstıl vagy a természeti erıforrásokból való kinyeréstıl az elhasznált termék végsı elhelyezéséig. Az életciklus tehát a termék, a csomagolás vagy a folyamat teljes életciklusát tartalmazza, nevezhetı "bölcsıtıl a sírig", sıt bölcsıtıl a bölcsıig megközelítésnek is. A teljes életút szakaszai:

• nyersanyagok kitermelése és feldolgozása, • gyártás, • szállítás és terjesztés, • használat, • újrafelhasználás, újrahasznosítás, • hulladék-elhelyezés.

Mint az elsı fejezetben leírtuk az életciklus-elemzésre több szabvány is született, amely segítette a hatásvizsgálatok egységes elveken alapuló megvalósítását. A 2006-ban megjelent ISO 14040:2006 és az ISO14044:2006 számú szabványok hatálytalanították a korábbi 14040:1997, 14041:1998, 14042:2000, és 14043:2000 szabványokat. Az elemzés alapelveit és módszertani kereteit változatlanul az ISO14040:2006 szabvány írja le, az elemzéssel kapcsolatos követelményeket és az elemzésre vonatkozó útmutatást az ISO 14044:2006 szabvány rögzíti. Emellett a TC/WG ISO 14047:2003 útmutató gyakorlati példák alapján vezeti le az életciklus-elemzés elkészítését. A következıkben áttekintjük az életciklus-elemzésre vonatkozó szabványos eljárásokat.

2.1. A szabvány által meghatározott keretek

Az ISO 14040: 2006 szabvány megadja az elemzések keretét, és elveit de nem írja le az egyes fázisok során alkalmazható speciális módszereket vagy technikákat, nem bocsátkozik részletekbe.

A szabvány 1. pontban leírja a keretet, ami az alábbi fázisokat jelenti: • az LCA és céljának és keretének pontos definiálása, összeállítása, • az életciklus leltár elemzés fázisa • az életciklus hatásértékelés, • életciklus értelmezése • életciklus tanulmány elkészítése és kritikai értékelése, • az életciklus korlátai, • az életciklus fázisok közötti kapcsolatok • az értékválasztás és a kötelezı elemek

A 2. pont a rendelkezı hivatkozásokat tartalmazza, amelyek a szabvány egyes pontjainál figyelembe vételre kerültek, mint alapdokumentumok vagy hivatkozások. Ezek dátummal és dátum nélküli utalások is lehetnek, de a dátum nélküli hivatkozások esetén a hivatkozott kiadvány legutolsó kiadását kell alkalmazni. Ebben a pontban csupán az alábbi szabvány van feltüntetve.

28

Az életciklus-elemzés keretei és általános elvei

ISO 14044, Environmental management — Life cycle assessment — Requirements and guidelines – (Életciklus hatásértékelés - Követelmények és útmutatók)

A szabvány (3. pont) megadja az életciklus-elemzés során alkalmazott fogalmakat és azok definiálását. Ezeket a következı táblázatban foglaljuk össze. Zárójelben a fogalom eredeti angol nevét is megadjuk, a sorrend követi a szabványban bemutatott felsorolást, ami az életciklus értékelés logikai menetének felel meg.

4. táblázat A szabványban elıforduló fogalmak

Fogalmak Értelmezés

életciklus (life cycle)

A termékrendszer felépítése és kapcsolódó szakaszai a nyersanyagok beszerzésétıl vagy természeti erıforrásokból való kinyerésétıl a végsı hulladék elhelyezésig.

életciklus hatásértékelés (life cycle assessment LCA)

A termékrendszer potenciális környezeti hatásának értékelése az életciklushoz tartozó input és output áramok alapján.

életciklus leltárelemzés (life cycle inventory analysis, LCI)

Az életciklus-hatásértékelésnek az a fázisa, amikor a termék életciklusához hozzárendeljük az input és output áramok mennyiségeit.

életciklus hatásértékelés (life cycle impact assessment, LCIA)

Az életciklus-elemzésnek ez a fázisa megcélozza azt, hogy a termék életciklusának potenciális hatásának legfıbb jellemzıit és azok nagyságát megértse és értékelje.

életciklus értelmezés (life cycle interpretation)

Az életciklus-elemzés azon fázisa, amelyben megkeresik és értékelik a leltárelemzés vagy hatásértékelés során a célhoz és az elemzés keretihez rendelhetı kapcsolatokat, és levonható következtetéseket.

összehasonlító állítás (comparative assertion)

Egy termék környezeti elınye vagy megfelelése az ugyanolyan funkciót betöltı összehasonlító termékkel szemben.

Átláthatóság (transparency) Az információk nyílt átlátható és érthetı bemutatása.

környezeti szempont (environmental aspect)

Egy szervezet tevékenységének, terméknek vagy szolgáltatásnak a környezetet érint kapcsolata az ISO 14001:2004 szabványban meghatározottak szerint( 3.6).

termék (product)

Bármilyen javak és szolgáltatások köre. megjegyzés: a termékek a következı kategóriába sorolható: szolgáltatás, (pl. szállítás,), szoftver (pl. számítógépes program, szótár); hardver (pl. a motor mechanikai részét); feldolgozott anyag (pl.. kenıanyagok). megjegyzés: A szolgáltatások látható és láthatatlan elemeket is tartalmazhatnak: A termékekkel kapcsolatos definíciók és értelmezések az ISO 14021:1999 és ISO 9000:2005.szabványokhoz kapcsolódnak

melléktermék (co-product)

Két vagy több termék, amelyek ugyanabból a folyamategységbıl vagy termékrendszerbıl származnak.


29


folyamat (process)

Azok az átalakulások és kapcsolatok, amelyek az inputból outputtá történı átalakulást jelentik. A folyamat meghatározás az ISO 9000:2005 szabvány szerinti meghatározást jelenti a megjegyzések nélkül.

elemi áram (elementary flow)

A rendszerbe belépı anyag- és energia áramok, amelyeket elızetes emberi átalakulás nélkül vettünk igénybe a környezetbıl, vagy amelyek a környezetbe kilépve emberi beavatkozás nélkül elhagyják a rendszert.

energia áram (energy flow)

Energiaegységben megadott input vagy output a folyamat vagy termékrendszer egységére vonatkoztatva.

betáplált energia (feedstock energy)

A nyersanyag égéshıjeként bevitt inputok, amit nem használnak energiaként a termék rendszerben, magasabb vagy alacsonyabb égéshıjő anyagokként is megnevezik azokat (Arra oda kell figyelni, hogy a nyersanyagok energiatartalmát ne vegyük kétszer figyelembe).

nyersanyag (raw material)

Azok az elsıdleges vagy másodlagosan felhasznált anyagok, amit a termékgyártáshoz felhasználnak. (a másodlagos anyagok tartalmazzák a kinyert vagy visszaforgatott anyagot).

segédanyagok (ancillary input)

Azok az anyag inputok, amelyek a termékgyártáshoz nélkülözhetetlenek, de nem kerülnek bele a termékbe.

allokáció (allocation)

A belépı és kilépı áramok megosztása a tanulmányozott folyamategységen vagy termékrendszeren belül egy vagy több termék vagy folyamat között.

egyszerősítés, kihagyás kritériuma (cut-off criteria)

Anyag és energiaáramok mennyiségének specifikus esete, amely a szignifikáns környezeti hatásokkal összefüggésben kívül marad a tanulmányozott rendszeren.

adat minıség (data quality)

Adatok valódisága és az elvárásoknak való megfelelés jellemzése.

funkcionális egység (functional unit)

A termékrendszerekhez meghatározott mennyiség, amit referencia egységként alkalmaznak.

bemenet (input)

Termék, anyag vagy energiaáram, ami belép a folyamatba.

közti áram (intermediate flow)

termék, anyag vagy energiaáram, amely a termékrendszer folyamatain belül elıfordul.

köztitermék (intermediate product)

A folyamategység olyan kimenete, amely további átalakítást kíván a rendszerhez egy másik folyamat bemenetét képezve.

életciklus leltárelemzés eredménye (life cycle inventory analysis result, LCI result)

Az életciklusleltár elemzés kimenete, ami egy katalógus a folyamatáramok és a rendszerhatárokon belül.

kimenet (output) A folyamat egységet elhagyó termék, energia, vagy anyag. folyamatenergia (process energy)

A folyamat vagy készülék mőködtetéséhez szükséges energia kivéve azt az energiát, ami elhagyja a rendszert.

termék áram (product flow)

Termékek, amelyek belépnek, vagy elhagyják a folyamatot.

30



termék rendszer (product system)

Egységnyi folyamathoz tartozó elemi– és anyagáramok, amelyek az egy vagy több funkcióhoz tartozó termék életciklust modellezik.

referencia áram (reference flow)

A kilépı funkció egység alapján méri az adott termékrendszerben a funkció kiteljesítéséhez szükséges folyamatot.

kapcsolódások (releases)

A levegıbe, vízbe és talajba történı kibocsátások.

érzékenységi elemzés (sensitivity analysis)

Szisztematikus eljárás annak becslésére, hogy a választott adatok és alkalmazott módszerek milyen hatással vannak a vizsgálat eredményére.

rendszerhatár (system boundary)

Annak a kritériumnak a felállítása, milyen részek tartoznak a vizsgált termékrendszerhez (a termékrendszer fogalmát nem alkalmazza a nemzetközi szabvány az LCIA-val kapcsolatban).

bizonytalansági elemzés (uncertainty analysis)

A bizonytalanságok becslésének célja, annak meghatározása hogyan változik az életciklus leltár elemzés eredménye, ha az LCA adatok változnak vagy a modellek kumulatív hatása megjelenik. (inkább sorrendet, vagy az eloszlás valószínőségét határozzák meg az eredményben).

folyamategység (unit process)

Az életciklus leltárelemzésben input-output adatokkal reprezentált legkisebb elem.

hulladék (waste)

Összetevık vagy tárgyak, ami lerakásra vár (ezt a megnevezést átvették a határon keresztül mozgatott veszélyes hulladékok és azok lerakásának ellenırzésére vonatkozó bázeli egyezménybıl - Basel Convention on the Control of Transboundary Movements of Hazardous Wastes and Their Disposal (22 March 1989), de nem korlátozták csak a veszélyes hulladékokra).

kategória végpont (category endpoint)

Egy adott ok miatt a természeti környezetre, emberi egészségre, természeti erıforrásra azonosított környezeti kérdés vagy tulajdonság.

jellemzı faktor (characterization factor)

A karakterisztikus modellbıl levezetett tényezı, amelynek segítségével az életciklus leltár analízis eredményét átalakítják a kategória indikátor közös mértékegységébe; (A közös egység lehetıvé teszi a kategória indikátor eredmény kiszámítását).

környezeti szerkezet (environmental mechanism)

Egy adott hatáskategóriához tartozó fizikai, kémiai és biológiai folyamatok rendszere az életciklus leltáranalízis eredményének kategória indikátorhoz és kategória végponthoz való kapcsolódása.

hatáskategória (impact category)

Az életciklus leltár eredményhez kapcsolható reprezentatív környezeti kérdések osztálya.


31

Fogalmak Értelmezés hatáskategória indikátor (impact category indicator)

A kategória indikátor számszerősített megjelenítése (röviden kategória indikátornak hívják).

teljességi ellenırzés (completeness check)

Annak az igazolási folyamata, hogy az életciklus-elemzés fázisaiból származó információk a célhoz kapcsolódó következtetés levonásához elegendıek-e, vagy sem.

következetességi ellenırzés (consistency check)

Annak igazolási folyamata, hogy a feltételezéseket, a módszereket és az adatokat következetesen és a kitőzött célnak, valamint alkalmazási területnek megfelelıen alkalmazták a tanulmányban.

érzékenységi ellenırzés (sensitivity check)

Annak igazolási folyamata, hogy az érzékenységi elemzésbıl kapott információ alkalmas a következtetések levonásához és az ajánlások megtételéhez.

értékelés (evaluation)

Az életciklus értelmezés fázisának az eleme, amelyben az életciklus értékelés eredménye iránti bizalom megalapozását megteremtik (az értékelés tartalmazza a teljességi ellenırzést, érzékenységi vizsgálatot, érzékenységi ellenırzést, következetességi ellenırzést és más hitelesítéseket, amit a tanulmány célja és keretei elvárnak).

kritikai átvizsgálás (critical review)

Ez a folyamat biztosítja, hogy az életciklus értékelés során az ISO nemzetközi szabvány alapelvei és elvárásai következetesen legyenek alkalmazva (az alapelvek a szabvány 4.1. pontjában kerültek rögzítésre, az elvárások az ISO 14044: 2006 szabványban olvashatók).

érdeklıdı fél (interested party)

Egyén vagy csoport, akik érdeklıdnek a termékrendszer környezeti teljesítménye vagy az életciklus-elemzés eredménye iránt.

Forrás: ISO 14040:2006 2. 1. 1. Az életciklus hatásértékelés leírása

A szabvány 4. pontja az életciklus hatásértékelés általános leírását tartalmazza. Az életciklus elvei alapvetıek és útmutatóként kell használni a döntést segítı LCA-nál. A termék életciklusa magába foglalja a nyersanyag kitermeléstıl és beszerzéstıl kezdve az energia- és anyag elıállítását, gyártását, használatát, az életút végi kezelést és végsı lerakást. Az életciklus hatásértékelés szisztematikusan áttekinti az életciklus egyes állomásait, illetve az azok közötti hatásokat. Meg kell jegyezni, hogy az életciklus-elemzés a környezeti szempontokat vizsgálja, és a szabvány szerinti elemzések során a termék vagy termékrendszer gazdasági vagy társadalmi hatása kívül marad az LCA keretein. Viszont ha más eszközökkel kombináljuk az LCA-t, komplettebb hatásvizsgálatot tudunk végezni. Az életciklus-elemzés funkcionális egységre vonatkoztatott relatív megközelítést ad. A funkcionális egység meghatározza, hogy mit tanulmányozunk az elemzés során. A funkcionális egységhez kapcsolódó valamennyi input és output leltárba vétele után a leltár hatásvizsgálata is funkció egységre vonatkozik. Az LCA iteratív technikát is tartalmaz, hiszen az LCA egyes fázisai más fázisok eredményeit használja. Az elemzés konzisztenciáját biztosítja, ha az egyes fázisok

32


összetevıi egymásnak megfelelıi. A világos életciklus tanulmány érdekében fontos az LCA átláthatóságának és komplexitásának biztosítása. Az elemzés során megjelenı összetevık mindegyike hozzájárul a környezeti, ember egészségét érı hatásokhoz, az erıforrás kimerüléséhez, ezért ezeket azonosítani kell a környezeti közegek között is. Az életciklus-elemzés mögött természettudományos alapokon álló preferenciák húzódnak, amelyek az LCA-n belüli döntéseket megalapozzák. Ha ez nem lehetséges, akkor más tudományos megközelítéseket hívnak segítségül a társadalomtudomány vagy gazdaságtudomány területérıl, esetleg nemzetközi konvenciókra támaszkodnak. Ha ez nem lehetséges, értékalapú megközelítést alkalmaznak.

Az életciklus-elemzés a következı szakaszokból áll (MSZ EN ISO 14040:2006): • A vizsgálat céljának és a vizsgált rendszer határainak kijelölése, • a vizsgált rendszer lényeges inputjainak és outputjainak leltárba vétele, • a bemenı és kimenı anyag- és energia fajták környezeti hatásainak értékelése, • a leltár és hatásértékelési szakaszok eredményeinek értelmezése, dokumentálása.

Az életciklus leltárelemzés csak három fázist tartalmaz:

• a cél és keretek definiálása, • leltárelemzés, • az eredmények értelmezése.

Az életciklus-elemzés fázisainak grafikus modellezését is bemutatja a szabvány, és azt követıen az elemzéshez használható módszertani kérdésekre ad általános útmutatást.

6. ábra Az életciklus-elemzés szakaszai Forrás: ISO 14040:2006

cél és rendszer határok kijelölése

leltár készítés

hatásértékelés

életút leírás

Alkalmazások: - termékfejlesztés - stratégiai tervezés - tájékoztatás - marketing - egyéb


33

Az életciklus-elemzés szakaszait a fenti ábra foglalja össze. A cél és a rendszerhatárok meghatározása az életciklus-elemzés elsı fázisa, amely a következı lépéseket tartalmazza:

• cél, • terület, • funkció egység, • rendszerhatárok, • adat minıség, • a folyamat kritikai áttekintése.

A cél és a terület meghatározása alapvetı fontosságú, az életciklus-elemzés eredményét döntıen meghatározza. A vizsgálat célja határozza meg a szükséges alkalmazásokat, pl. kinek, mi célból, milyen részletességgel kell elkészíteni az LCA-t (marketing szempontok vezérlik az LCA készítést; vagy a termék továbbfejlesztése; vagy éppen a környezeti kritériumok eldöntésére van szükség a termék környezeti címkéjéhez). A cél határozza meg azt is, milyen mélységő elemzést kell végezni, és hogyan kell bemutatni az eredményeket. Ebben a lépésben pontosan rögzíteni kell az alábbiakat:

• a rendszer funkcióját, vagy összehasonlító tanulmányok esetén az esetet, • a funkcionális egységet, • a tanulmányozott rendszert, • rendszerhatárokat, • allokációs eljárásokat, • a hatások típusait és a hatásvizsgálat módszertanát, • a szükséges adatokat, • megközelítéseket, • határokat, • az adatok minıségével szemben támasztott követelményeket, • a felülvizsgálat módját, • a tanulmány kívánt formáját.

A cél és a vizsgálat kereteinek meghatározása kihat a leltárelemzésre, a hatásvizsgálatra és a fejlesztéssel összefüggı következtetések levonására is. Az északi országok útmutatójában az alábbiak szerepeltek az LCA elsı szakaszában:

• a szándék és az alkalmazás célja; • a tanulmányozott rendszerek funkciója és egy meghatározott funkció egység; • a tanulmányozott termékcsoport és a választott alternatívák, • az alkalmazott rendszerhatárok, • a szükséges adat minıség; • az adatok igazolása vagy kritikai áttekintése.

A terület definiálása segít a határok megrajzolásában. Ha a terület leírása jó, akkor az megfelelıen segíti a kívánt célok elérését. Az ISO szabvány a következıkben adja meg a terület meghatározásának szempontjait:

• termékcsoport (részletesen tartalmazni kell a tanulmánynak), • tanulmányozott alternatívák (szintén részleteikben le kell írni), • rendszerhatárok (az adatgyőjtés miatt fontosak), • hatásvizsgálat határai (korlátozzák a hatáskategóriák számát), • adat minıség függ a tanulmány általános céljától. Ezek lehetnek precíz, mért,

számított, becsült, elfogadott adatok, de lehetnek specifikus hatáskategóriától függı adatok.

34


A funkcionális egység – amire az életciklus leltár adatait, és a környezetei hatásokat vonatkoztatjuk - pontos meghatározása alapozza meg az életciklus-elemzés elkészítését. Alapvetıen a termék tulajdonságait, használhatóságát és minıségi szempontokat kell figyelembe venni a meghatározásánál. A funkcionális egységnek világosan megfogalmazottnak, vagy mérhetınek kell lenni. A mérhetıségnek a termék funkciójához kell igazodni. Például, ha a pattogatott kukorica és a polisztirol - mint csomagolási térkitöltı anyagok - összehasonlító vizsgálatát akarjuk elvégezni, akkor a funkcionális egységet térfogatban kell megadni, és nem tömegegységben. A rosszul megválasztott funkcionális egységre vonatkoztatott értékelés rossz döntéshez vezet [JOLLIOT, FARAGÓ, 1991].

A rendszerhatárok meghatározása a folyamat, mővelet határait (gyártás, szállítás, használat és hulladékmenedzsment) és az input-output adatok összegyőjtését határozza meg. Az input - output a termelési anyag-, energiaáramokkal lefedhetı. A rendszerhatárok azonban lehetnek földrajzi határok, életciklus határok, technoszféra és bioszféra közötti határok. Fontos, hogy az összehasonlításokat csak azonos határokon belül lehet elvégezni.

A rendszer határai meghatározzák azokat a modulokat, amelyeket a modellezendı rendszerbe fel kell venni. Ideális esetben a termékrendszert úgy kell modellezni, hogy a határain a bemenetek és a kimenetek elemi áramok legyenek. Sok esetben azonban nincs elegendı idı, adat vagy pénz ahhoz, hogy átfogó tanulmány készülhessen. Ilyenkor el kell dönteni, hogy mely modulokat kell modelleznie a tanulmánynak, és milyen szintő részletességgel kell ezeket tanulmányozni.

Minden olyan döntést, amely az életciklus egyes szakaszainak, folyamatoknak, ki- vagy bemenı adatoknak a kihagyására vonatkozik, világosan fel kell tüntetni és meg kell indokolni. Azok a kritériumok, amelyek alapján meghatározzák a rendszer határait, megszabják a bizalom mértékét a tanulmány eredményei iránt, hogy nem tettek engedményeket, és hogy az adott tanulmány elérte a kitőzött célt.

Az életciklusnak több olyan fázisa van, és több olyan modul és áramlás létezik, amelyeket célszerő figyelembe venni, például:

• a be- és kimeneteket a fı gyártási/feldolgozási sorrendben; • elosztást/szállítást; • az üzemanyag, a villamos energia és a hı termelését és felhasználását; • a termékek felhasználását és állagmegırzését; • az eljárási hulladékok és a termékek megsemmisítését; • a használt termékek feldolgozását (beleértve az újrahasznosítást, az újrafeldolgozást és

az energia-visszanyerést); • a segédanyagok elıállítását; • a termelı-berendezések gyártását, karbantartását és leszerelését; • az egyéb mőveleteket, például a világítást és a főtést; • a hatások értékelésével kapcsolatos egyéb szempontokat (ha vannak).

Hasznos a rendszert folyamatábrán bemutatni, amelyen fel vannak tüntetve a modulok és ezek kölcsönös kapcsolatai. Minden modulra egy elızetes leírást célszerő adni, amely meghatározza, hogy:


35

• hol kezdıdik a modul, figyelembe véve a nyersanyagok vagy a közbensı termékek

átvételét; • milyen jellegő átalakítások és mőveletek mennek végbe a modul részeként; • hol végzıdik a modul, figyelembe véve a közbensı vagy a végtermékek rendeltetését.

A szabvány leírja a termékrendszerekre vonatkozó koncepciót. Grafikusan is szemlélteti a termékrendszerek modelljét, és azon belül egy folyamat modelljét is ábrázolja. Célszerő eldönteni azt is, hogy a más termékrendszerekhez visszavezetı input és output adatok közül melyeket ajánlatos nyomon követni, illetve dönteni kell a rendszerhez való hozzárendelésrıl. A rendszert elegendı részletességgel és olyan világosan célszerő leírni, hogy mások is megismételhessék a leltárelemzést.

Az elemzésekhez felhasznált adatokat a célnak megfelelı szempontok alapján kell összegyőjteni. A vizsgálatok elején fontos meghatározni, milyen típusú adatokra van szükségünk.

Az adatminıség az elemzések pontosságát befolyásolja. A kvantitatív életciklus-elemzés minden anyagra vonatkozóan lehetıleg mérésen, vagy gyakorlati tapasztalatokon nyugvó adatokat igényel. Egzakt adatok hiányában statisztikai adatokból számításokkal, az allokáció ismeretében a folyamat adatok megosztásával képezhetık használható adatok. Ezek hiányában más elemzésekbıl lehet bizonyos fenntartásokból adatokat importálni. Az adatokhoz való hozzáférés kulcskérdés az életciklus hatásvizsgálatokban. Az LCA tanulmányhoz szükséges adatok a tanulmány céljától függenek. Adatokat lehet győjteni a modulokkal kapcsolatban a rendszer határain belül levı gyártási telephelyeken, de be lehet szerezni adatbázisokból, vagy ki lehet számítani publikált forrásokból is. A gyakorlatban minden adatcsoportban vegyesen lehetnek mért, számított és becsült adatok. Az energia bemeneteket és – kimeneteket ugyanúgy kell kezelni, mint az életciklus értékelés (ÉCÉ) minden más bemenetét és kimenetét. A különbözı típusú energia bemeneteknek és –kimeneteknek tartalmazniuk kell azokat a bemeneteket és kimeneteket, amelyek a modellezendı rendszeren belül használt üzemanyag-, nyersanyag-, energia és folyamatenergia elıállításával és szolgáltatásával kapcsolatosak. Néhány esetben átlagos adatokkal dolgoznak, pl. a világ összes acéltermelıjének átlagértékeit használják, máskor egy adott régió, ország adataival dolgoznak, vagy egy adott üzem adatira építik az elemzést. Tehát lehetnek átlagos és konkrét adatok, konvencionális és modern termelésre vonatkozók. Fontos, hogy az adatok hiánytalanok, következetesek és reprodukálhatók legyenek. Az adatok minıségét befolyásolja az adat összegyőjtésre fordított idı, az a terület, régió, ahonnan származnak. Befolyásolja az adat minıséget az allokáció és allokációs szempontok, a technológiák típusa, a rendszerhatárok. Az ISO szabványok esetében az adatminıség szempontjából nem relevánsak a megosztások és a rendszerhatárok, amelyek viszont a SimaPro szoftvernél nagyon is hangsúlyosak.

36


7. ábra A termékrendszer modellje az LCA-ban

Forrás: ISO 14040:2006

8. ábra Egy folyamat modelljének példája a termékrendszeren belül


A levegıbe, a vízbe és a talajba irányuló emissziók gyakran az emisszió-ellenırzı mőszeren átjutott, pontszerő vagy diffúz forrásokból származó kibocsátásoknak felelnek meg. Az adatcsoport tartalmazza a szivárgásból származó emissziókat is, ha ez számottevı mennyiségő. Indikátorjellemzık, például biológiai oxigénigény (BOI) is használhatók.


37

Egyéb adatcsoportokhoz, például a zajhoz, a rezgéshez, a földhasználathoz, a sugárzáshoz, a szaghoz és a hulladék hıhöz is lehet bemenı és kimenı adatokat győjteni.

Konkrét telephelyekrıl származó adatokat vagy reprezentatív átlagokat célszerő használni olyan modulok esetén, amelyek a tanulmányozott rendszerben a tömeg- és az energiaáram többségét adják. Ugyancsak konkrét telephelyrıl származó adatokat célszerő használni olyan modulok esetén is, amelyek a környezet szempontjából jelentıs emissziót okoznak.

Az adatok minıségi követelményeinél a következı paramétereket célszerő figyelembe venni: • a felölelt idıszak: az adatok kívánt kora (például az utolsó öt éven belül) és a lehetı

legkisebb idıtartam (például egy év), amely alatt az adatgyőjtést kell végezni; • a földrajzi érvényesség: az a földrajzi terület, amelyre nézve a modulok adatait a

tanulmány célja és tárgya szempontjából győjteni kell (például helyi, regionális, nemzeti, kontinentális, globális);

• a mőszaki érvényesség: vegyes (például a tényleges eljárások keverékének súlyozott átlaga, a rendelkezésre álló legjobb technológia vagy a legrosszabbul üzemelı egység);

• az adatok jellegét meghatározó más szempontokat is, például azt, hogy az adatokat konkrét telephelyekrıl győjtötték, vagy publikált forrásokból vették át; továbbá mérlegelni kell, hogy az adatok mért, számított vagy becsült adatok legyenek.

Ajánlott figyelembe venni az adatok minıségének következı kiegészítı minıségi követelményeit, olyan mértékő részletességgel, amelyet a cél és a tárgy megkövetel:

• precizitás: az adatok értékeinek változékonysága minden egyes adatcsoportban (például variancia);

• teljesség: azoknak a helyeknek a száma az összes potenciális adatforrás százalékában kifejezve, amelyek elsıdleges adatokat szolgáltatnak egy modul minden egyes adatcsoportjához;

• reprezentatív jelleg: kvalitatív értékelés arról, hogy milyen mértékben tükrözik az adatok a valóban érintett populációt (földrajzilag, idıben és mőszaki érvényesség szempontjából);

• következetesség: kvalitatív értékelés arról, hogy mennyire egységes a tanulmány metodikája az elemzés különbözı részeit illetıen;

• reprodukálhatóság: kvalitatív értékelés arról, hogy mennyire teszi lehetıvé a metodikára és az adatokra vonatkozó információ a tanulmányban közölt eredményeknek más, független személy által való reprodukálását.

Ha a tanulmány olyan összehasonlító megállapításokat tesz, amelyeket publikálni szándékoznak, akkor kritikai átvizsgálást is végezni kell.

A leltárkészítés (klasszikus szóhasználattal mérleg-készítés) az életút-elemzésnek az a szakasza, amelyben összeállítják a vizsgált rendszer inputjainak és outputjainak az életútra vagy egy szakaszára vonatkozó anyag-, energia-felhasználási és kibocsátási leltárát. Az LCA leltár fázisa az energia és a nyersanyag szükségletek meghatározásának objektív adatokon alapuló folyamata. Ezen túl a leltár fázis tartalmazza a vízi és légköri emissziók, a szilárd hulladékok és más környezeti hatások meghatározását a termék, folyamat vagy szolgáltatás életciklusa során (MSZ EN ISO 14044: 2006).

38


A leltárkészítés folyamatát a szabvány szemlélteti, az egyes lépések szabványban meghatározott fejezetcímének feltüntetésével megkönnyítve a tájékozódást. A leltár készítés lépései:

• adatgyőjtés, • adat hitelesítés, • adatok funkció egységhez rendelése, • allokáció újrahasznált anyagkinyerés esetén újbóli funkcióegységre vonatkoztatás, • adatok aggregálása, • leltárösszesítés, • rendszerhatár finomítása.

Az életciklus-értékelés (ÉCÉ) az életciklus leltáradatainak hatásvizsgálata, figyelembe véve a célközönség elvárásait, illetve a vizsgálat célját. A hatásvizsgálat során más és más szempontokat kell hangsúlyozni, ha tudományos körök számára készül, vagy ha egy vállalat vezetıinek döntését akarják vele segíteni. Megint másra van szükség, ha az elemzés célja a potenciális vásárlók meggyızése arról, hogy a termék környezetbarát vagy biztonságos. Az életciklus hatásértékelést a szabvány elvégezhetjük, ha követjük a kötelezı és ajánlott elemek mőveleti lépéseit.

9. ábra Az életciklus hatás értékelés fázisainak elemei



39

Kötelezıen elvégzendı lépések között jelenik meg:

• a hatáskategóriák, kategória indikátorok és a karakterisztikus modell kiválasztása; • az életciklus leltáradatok hatáskategóriák szerinti osztályozása; • a kategória indikátor eredményének kiszámítása.

Az ajánlott elemek a kategória indikátor eredményét teszik komplexebbé Ezek a következık: • normalizáció, amely a kategória indikátor eredményeket viszonyítja egy

vonatkoztatási értékhez, • súlyozás, az adatok egymáshoz való viszonyítása, • és az adatok minıségi értékelése.

A környezeti hatások mögött mindig különbözı környezeti folyamatok húzódnak meg, amelyek szorosan kapcsolódnak a környezeti károk keletkezésének 3 lépcsıjéhez (emisszió, környezetállapota, hatások területe). A hagyományos LCA a monetarizálás lépését nem tartalmazza, bár egyre fontosabbá válik az input-output LCA esetében a monetarizált adatok bevitele is (IO-LCA, vagy hibrid LCA). A környezeti hatások az emissziókhoz, vagy kitermeléshez, mint hatótényezıkhöz kapcsolódnak, és több lépéses átalakulás, kémiai reakciók sorozatán keresztül fejtik ki környezeti hatásukat (GUNIEÉ ET AL., 2001). A környezeti hatások értékelése mögött komoly kutatási eredmények, mérési módszerek húzódnak meg, hiszen ezek a folyamatok többnyire helytıl, idıtıl, háttérszennyezettségtıl függıen eltérı károsításokat okoznak, de közös bennük, hogy valamennyi kezelhetı úgy, mint a globális problémákhoz való hozzájárulás. 2. 1. 2. Hatásértékelés – hatás kategóriák

A hatásértékelés módszertani lépéseit elıször az ISO 14042:1998 szabvány írta le, majd az ISO 14044:2006, de az életciklus értékelés példáját részletesen bemutatja az ISO/TR 14047 technika tanulmány. A hatásértékelés mögötti tudományos háttérinformációkat a leideni egyetem által kiadott útmutatóban találhatjuk meg. (GUNIEÉ, 2001). A szabvány szerinti hatásértékelésnél a leltáreredményeket elıször – az LCA tanulmány céljainak és kereteinek megfelelı – a hatáskategóriákhoz rendeljük. A hatáskategóriák nem mások, mint a környezeti problémaköröket képviselı osztályok, amelyekhez a leltár eredményei hozzárendelhetık. Egy leltáradat, akár több hatáskategóriához is kapcsolható, mint a metán, vagy a nitrogénoxid, amely egyaránt lehet szmog képzı és üvegházhatású gáz.

A leggyakrabban használt output-hoz kapcsolódó kategóriák: • éghajlatváltozás, • sztratoszférikus ózonkárosodás, • fotokémiai oxidáció, • savasodás, • tápanyagdúsulás, • emberi toxicitás, • ökotoxicitás.

Emellett input-hoz kapcsolódó kategóriákat is ismerünk, amelyek az erıforrás igénybevétel miatt jelentısek:

40


• adiabatikus erıforrások kimerülése (fosszilis erıforrások, ásványok), • biotikus erıforrások kimerülése (fa, hal).

Ez a lista nem teljes, hiszen az egyes elemzésekben ennél többet is meghatározhatnak, ha az elemzés vagy a modellt úgy kívánja. A hatáskategóriákat a következı két fejezet részletesen tárgyalja. A hatásértékelés az életciklus-elemzés azon szakasza, amelynek célja annak kiderítése és étékelése, hogy mekkora a mértéke és jelentısége a vizsgált rendszer összes környezeti hatásának. Az életciklus-elemzés hatásbecslése technikai, mennyiségi vagy minıségi folyamat a leltárban meghatározott környezeti terhelések hatásának jellemzésére és becslésére. Az értékelésnél mind ökológiai, mind az emberi egészséget érı hatásokat figyelembe kell venni, ill. olyan egyéb hatásokat is, mint pl. egy élıhely megváltozása, vagy a zajhatás. A környezeti hatásokat újabban az alábbi kategóriákba sorolják:

• a forráshasználat, a megújuló és meg nem újuló (biotikus és abiotikus) erıforrások igénybevétele, (DBF=biotic depletion factor),

• az élı szervezetek mérgezése (toxicitás), az emberi egészségre gyakorolt hatás, • ökológiai következmények.

Ezen belül további megoszlás található, amely értékelési módszerenként eltéréseket is tartalmazhat. Az értékelési folyamat lépései az osztályozás, karakterizáció, súlyozás és normalizálás, amelyekrıl a késıbbiekben részletesen szólunk.

10. ábra Az életciklus leltáradatok hatáskategóriákhoz rendelése

Forrás: MSZ ISO 14044:2006


41

A hatáskategóriákkal együtt definiálni kell az ún. karakterisztikus vagy jellemzési modelleket is, melyek feladata az indikátor eredmények és a hatáskategória közötti kapcsolat megteremtése. A klímaváltozási modell például lehet az IPCC9 által kialakított modell. A jellemzési modellek az adott környezeti probléma mechanizmusát tükrözik. Egy-egy hatáskategóriát különbözı jellemzési modell alapján értelmezhetünk, amikor természetesen változhatnak a kategória indikátorok és a kategóriához tartozó karakterisztikus faktorok, és az indikátor eredmények. Erre jó példa a fotokémiai oxidáció, amely leírható az alábbi modellek szerint (ISO/TR 14047: 2003):

• UNECE pályagörbe modell, • maximális növekedési képesség (MIR) szcenárió, egysejt modell, • maximális ózonnövekedési reakcióképesség (MIOR) szcenárió, • egyenlı haszontermelı reakcióképesség, • RAINS modell.

A modellek szerint az indikátor eredmény kg etilén; kg ózon vagy m2x ppm x óra mértékegységben kerül kifejezésre. A kategória indikátor megmutatja az adott környezeti hatás potenciális nagyságát, amelyet elhelyezhetünk a leltáreredmény és a végpont között. Jelenleg két fı hatásértékelı módszer van:

• A problémaorientált módszer megáll a mennyiségi modellezésnél a végpont elıtt, és a leltáradatokat a környezeti problémákhoz (globális felmelegedés, mint midpoint) rendelik.

• Károrientált vagy károsodás orientált (végpont) elemzésben a modell a hatás ok-okozati lánc végét, a kárt veszi alapul és ehhez viszonyítják a leltáradatokat. A kategória végpontok10 az adott környezeti problémakör indikátorai, amelyek segítségével lemérhetı az adott problémakör tényleges hatása a környezetre.

A kategória indikátorok kiválasztásánál az alábbi elvárásokat kell teljesíteni: • a hatáskategória indikátoroknak és a karakterisztikus modellnek nemzetközileg

elfogadottnak kell lenni, (pl. valamely nemzetközi testület által elfogadott egyezményre épül);

• a kategória indikátoroknak a termékrendszer bemeneti és kimeneti áramainak összesített környezeti hatását kell reprezentálni a kategória indikátor végpontján;

• a hatáskategóriák kiválasztása során az értékválasztás és aszimptotikus megközelítés csökkenteni tudja a kategória indikátorokat és modelleket;

• a hatáskategóriák, kategória indikátorok és a karakterisztikus modelleknek elkell kerülni a dupla számbavételt, hacsak az elemzés célja és keretei nem kívánja azt meg. Pl. az emberi egészség és rákkeltı hatás esetében.;

• minden kategória indikátor tudományosan megalapozott háttérismeretekre és mőszakilag hiteles adatokra épüljön, jól azonosítható környezeti folyamatot írjon le és empirikusan reprodukálható legyen;

• a karakterisztikus modellt és karakterisztikus faktort tudományosan és mőszakilag hitelesnek kell azonosítani;

• a kategória indikátornak környezeti kapcsolatokat tartalmazni kell, kapcsolódni kell a leltáradatokhoz, és a karakterisztikus modellhez.

9 Az IPCC (Intergovernmental Panel on Climate Change) a klímaváltozást, annak mozgató rugóit, hatását vizsgáló kormányközi szerv. 10 A kategória végpontok (category endpoint) pontos definíciója az ISO 14044:2006 szabvány szerint: a természeti környezet, az emberi egészség vagy az erıforrások olyan tulajdonsága vagy szempontja, amely egy megfontolandó környezeti problémakört azonosít.

42


A hatásértékelést az ISO14044:2006 szabvány és az UNEP/SETAC életcikluselemzı kutató csoportja 11 hatáskategória mentén javasolja. Ezzel a leltárelemzésben szereplı számosság jelentısen lecsökkenthetı, a végpont kategóriák alkalmazása esetén 3-4 kategória marad. A kategória indikátor vagy karakterisztikus modell környezeti kapcsolatát egyértelmően kell megadni, a következı megfontolások figyelembe vételével.

• az LCI eredmények kifejezésére a kategória végpontját, legalább kvalitatív módon, • a karakterisztikus modellben a környezeti adatok hozzárendelhetık a kategória

közti értékhez (midpoint), vagy a kategória végponthoz, • a kategória végpontok állapotát, • a változások relatív kiterjedését, • az idıbeni, területi kiterjedését, • a környezeti folyamatok mechanizmusát, • a kapcsolatok bizonytalanságát a középpont és végpont között.

5. táblázat Példa a hatáskategóriák egy részének köztes értékére és a kategória végpontjára

Indikátor szintek választása Hatás kategória Közti értékek példái Kategória végpontok

Éghajlatváltozás Infravörös sugárzás, hımérséklet tengerszint

Emberi életkilátások, korallszigetek, természetes növényzet, erdık, termés, épületek

Sztratoszférikus ózonkárosodás

UV_B sugárzás Emberi bır, óceán biodiverzitás, termés,

Savasodás Proton felszabadulás, pH, alap kationszint, Al/Ca arány

Erdık biodiverzitása, fatermelés, hal populáció, anyagok

Tápanyagdúsulás Makrotápanyagok dúsulása (nitrogén, foszfor)

Szárazföldi és vízi ökoszisztémák

Emberi toxicitás

Az embert érı toxikus komponensek koncentrációja a környezetben

Az emberi egészség szempontjai (szervezet funkciói, életkilátások, betegség napokban)

Ökotoxicitás Az élıvilágot érı toxikus anyagok koncentrációja a környezetben

Növényi és állati populációk

Forrás: ISO/TR14047:2003 A kiválasztott kategória végpont, jellemzési modell és kategória mutatószám segítségével már ki lehet győjteni azon leltár adatokat, amelyek az adott kategóriához rendelhetık.

Az éghajlatváltozás esetében ez az üvegházhatású gázok kibocsátása a funkcióegységre vonatkoztatva. Azért, hogy ne minden – adott hatáskategóriához kapcsolódó – komponens esetében kelljen kiszámítani a hozzájárulás mértékét, minden problémakörre definiálhatók az


43

ún. karakterisztikus faktorok11, jellemzési tényezık, melyek segítségével az adott hatáskategóriához tartozó indikátorok – az egymáshoz viszonyított relatív súlyarány alapján közös egységbe számíthatók át. Ilyen karakterizálási tényezı a klímaváltozás esetén az ún. globális felmelegedési potenciál (GWP = Global Warming Potential), mely az egyes üvegházhatású gázok egymáshoz viszonyított üvegházhatást okozó képességük súlyát tartalmazza. Minden jellemzési faktor esetében egy referencia anyagot definiálnak, amelynek tényezıje 1, és ehhez hasonlítják a többi komponenst. Ez az üvegházhatású gázok esetében az IPCC modellben a széndioxid, mint az egyik legjelentısebb üvegházhatású gáz. A klímaváltozás esetén a kategória indikátor végpontja az infravörös sugárzás energia-fluxus sőrősége (W/m2).

A hatáskategóriák, a jellemzési modellek, kategória mutatószámok és a jellemzési tényezık kiválasztása után a következı lépés az LCI indikátorok hozzárendelése az egyes hatáskategóriákhoz. Ez a lépés még nem jelent számítást, mindössze a rendelkezésre álló adatok struktúrálásáról van szó. Ezt a lépést a szabványban osztályozásnak nevezik. Az osztályozást nehezíti, hogy mint korábban már említettük egyes komponensek több környezeti probléma kialakulásában is szerepet játszanak. A nitrogénoxid példájánál maradva szerepe lehet a globális felmelegedésben, a fotokémiai oxidációnál, de a savasodásban is. Ezért az ilyen komponensek esetében kerülni kell a dupla számbavételt, amely torzíthatja az eredményeket.

A kötelezıen elvégzett lépések között szerepel a környezeti terhelések számbavétele. Elsı lépésként a megfelelı jellemzési tényezık segítségével megtörténik a különbözı hatáskategóriába tartozó indikátorok közös nevezıre hozása (pl. széndioxid egyenértékben, kéndioxid egyenértékben, stb.) Ezt követıen az átszámított leltáreredmények közös mutatószám eredménnyé történı összegzése valósul meg.

Ebben különbözı hatáselemzı módszereket lehet segítségül hívni, melyek eltérı módon, eltérı mechanizmus szerint számítják ki az eredményeket. A módszerek az eltérı tudományos megközelítés, eltérı pontosság, kiterjedtség miatt befolyásolják az eredményeket, amely az eredmények összehasonlíthatóságában is korlátot jelentenek, hiszen csak azonos módszerek szerinti elemzések eredményei mérhetık össze.

2. 1. 3. Az életciklus-elemzés opcionális lépései Az életciklus hatásértékelés kötelezı elemeit lehetıség van további opcionális elemekkel kiegészíteni, amelyek a következık lehetnek:

• normalizáció, • csoportosítás, • súlyozás, • adatminıség elemzés.

A normalizáció nem más, mint a kategória-mutatószám eredményeinek viszonyítása valamilyen referenciaértékhez (pl. az összes széndioxid- kibocsátás viszonyítás az adott ország éves széndioxid kibocsátásához, vagy az európai átlaghoz, stb.). Az így kapott értékek

11 A karakterisztikus téyezık definícióját a szabvány a következıképpen adja meg: egy jellemzési modellbıl származtatott tényezı, amelyet arra használnak, hogy ezek segítségével átszámítás útján az életciklus leltár eredmény hozzárendeléses eredményei a kategória mutatószámok közös egységben legyenek kifejezve.

44


relatív értékek, és segítséget nyújtanak a döntéshozóknak az adott terhelés relatív súlyának eldöntéséhez. A normalizációhoz különbözı tanulmányokban rendelkezésre állnak ugyan adatok, de ezek korántsem teljes körőek. A normalizáció segítséget jelenthet az inkozisztencia ellenırzésében, az eredményekhez kapcsolódó szignifikanciák kimutatásában, sıt a csoportosítások és súlyozások elvégzését is megalapozza, amelyeknek megkönnyítik az életciklus értelmezését is. A normalizáció során az indikátor eredményeket a kiválasztott referencia értékek alapján alakítjuk át. Ilyen referencia érték lehet:

• a teljes input és output viszonyítása egy adott területre, globális, regionális, nemzeti vagy lokális szinten.

• a teljes input és output viszonyítása egy adott területre az egy fıre vetített adatok alapján, vagy hasonló mérésekre vonatkoztatva,

• alternatív termékrendszerek esetén az alapszcenárióban szereplı input-output adatok az adott szcenárióhoz viszonyítva.

A referencia értékek kiválasztásánál figyelembe kell venni a területi és idıbeli változásokat, és a végbemenı környezeti folyamatokat is. A normalizált indikátor eredmények megváltoztathatják az LCA–ból levonható konzekvenciákat. A különbözı referencia rendszerek használata az életciklus fázisok kötelezı lépéseihez viszonyítva több információt jelent, amit az érzékenységi elemzés elvégzése még tovább gazdagít. A csoportosítás célja a hatáskategóriák csoportba rendezése, mely történhet a területi jelleg, vagy értékválasztáson alapuló súlyozás szerint (súlyos, nem súlyos hatás). Végül a súlyozás célja az egyes hatáskategóriák egymáshoz viszonyított súlyának kiszámítása. Ennek segítségével a különbözı hatáskategóriák egy mérıszámba konvertálhatók. A súlyozás kivitelezése két úton lehetséges:

• az indikátor eredményeket vagy normalizált értékeket súlyozó faktorral alakítjuk át, • vagy aggregáljuk az átalakított eredményeket hatáskategóriák szerint.

A súlyozás alapját nem természettudományos számítások adják, sokkal inkább értékválasztásra épülnek, amelyben gyakran szakértıi paneleket hívnak segítségül. A kategória hatások fontosságát meg lehet határozni társadalmi panelek segítségével. A panelkérdések általában az energiatermelésre és az országban történı elosztásra vonatkoznak. A hatáskategóriára adott faktorok összege 1.000.

Ha egy példában van két végpontunk, amelyekre külön-külön 3 kategória indikátort használnak, akkor a kövezı módszerrel lehet meghatározni a súlyozást a panel módszer segítségével. Az elsı végpontnál az elemzık összehasonlítva meghatározzák minden hatáskategória relatív hatását az okozott veszély relatív kiterjedéséhez. Ugyanezt követik a második végpontra is. A három hatáskategória összes értéke egyenlı 1. Ezt követıen a két végpont helyét határozzák meg a környezeti problémák okozásában. A két végpont teljes skálája szintén egyenlı 1. Azt követıen az így kapott pont felhasználásával megszorozzák az eredményeket minden hatáskategóriára. A súlyozó faktorokat minden hatáskategória esetében azok relatív fontossága alapján határozzák meg, az éves környezeti terhelésekhez való hozzájárulásuk. alapján.


45

6. táblázat: A kategória indikátor (score) eredménye a végpontban

Kategória indikátor Összesen Végpont (endpoint) C1 C2 C3

E1 S11 S12 S12 1 E2 S21 S22 S23 1

Forrás: ISO/TR 14047:2003

7. táblázat A végpont pontozása

Végpont E1 E2 Összesen Relatív fontosság a b 1


8. táblázat: A kategória indikátor fontossága

Kategória indikátor

Végpont E1 E2

Összesen Relatív fontosság

C1 a x S1,1 b x S2,1 T1 = a x S1,1 + b x S2,1 T1/Ti C2 a x S1,2 b x S2,2 T2 = a x S1,2 + b x S2,2 T2/Ti C3 a x S1,3 b x S2,3 T3 = a x S1,3+ b x S2,3 T3/Ti Összesen a x ΣS1,i b x ΣS2,i Ti = a x ΣS1,i + b x ΣS2,i 1

Forrás: ISO/TR 14047:2003 A súlyozásban résztvevı 25 környezetvédelmi szakértı a következı 6 kategóriát értékelte, becsülve a lehetséges veszélyeket az elkövetkezı 50 évre:

• globális klíma változás, üvegházhatás, • nitrogénoxidok és oxidatív anyagok által okozott regionális levegıszennyezés, • folyók, tavak, óceán szennyezése, eutrofizáció, • toxikus kémiai anyagok hatása, • természetkárosítás, • tömegtermelés, fogyasztás: erıforrás, energia és földhasználat.

9. táblázat A súlyozó faktor kiszámítása

Hatáskategória Fontos- ság

Éves környezeti terhelés b (unit)

Súlyozó faktor a/b (unit)

Klímaváltozás 0,18 4,3E+13 (CO2 ekv. kg x év-1) 4,2E-15[(CO2 ekv. kg)-1 x év]

Regionális légszennyezés

0,13

Vízszennyezés 0,15 1,7E+09 (N kg ekv kg x év-1) 1,8E-10 [(N-kg)-1 x év ] Toxikus vegyi anyagok

0,23

Természetká- rosítás

0,18

Tömegtermelés 0,14 5,0E + 10 (szilárd kg x év-1) 2,8E-12 [ sziárd kg-1) x év] Forrás: ISO/TR 14047:2003

46


Meghatározható a súlyozó faktor értékalapú választás alapján, az ún. fizetési hajlandóság módszere szerint aggregáljuk. A kérdés az, mennyit lennének hajlandók fizetni az indikátor értékek változtatásáért. Itt a súlyozási faktort ELU/funkcióegységben fejezik ki.

Az életciklus-elemzés adatainak minıségére, az elemzés megbízhatóságára, a szignifikanciák kiszőrésére más technikák is felhasználhatók, amelyek mind-mind azt a célt szolgálják, hogy az elemzés megbízhatósága növekedjen.

A teljességi ellenırzés arra törekszik, hogy az összes fázis minden adata és információja fel legyen használva, valamint rendelkezésre álljon az értelmezéséhez. Továbbá adathiányosságokat azonosít és az adatszerzés tökéletesítésének kiértékelését végzi. Az azonosító elem értékes bázisa ezeknek a meghatározásoknak. Esetenként feltárható, ha adatok kimaradtak, vagy újra kell számolni azokat.

Ennek a felmérésnek az alapja egy ellenırzı lista használata, mely tartalmazza a szükséges leltári paramétereket (mint például a kibocsátások, energia- és anyagellátás, hulladék stb.), a szükséges életciklus-szakaszokat és folyamatokat, ugyanúgy, mint a szükséges kategóriaindikátorokat, stb.

Az érzékenységi elemzés (érzékenységi ellenırzés) célja annak meghatározása, hogy a feltevések, módszerek és adatok változatai hogyan hatnak az eredményekre. Fıképp a legjelentısebb elemek érzékenységét határozzák meg és ellenırzik. Az érzékenységi elemzés során a különbözı adott feltevések, módszerek és adatok használatával kapott eredményeket hasonlítják össze más feltevések, módszerek és adatok használatával kapott eredményekkel (pl. allokáció esetében).

Az érzékenységi elemzéskor fıként a feltevések, adatok bizonyos határokon belüli (pl. ± 25%) változtatásának az eredményekre gyakorolt hatását vizsgálják. Ezután mindkét eredményt összehasonlítják. Az érzékenységet a változás százalékával vagy az eredmények abszolút eltérésével lehet kifejezni. Ezen az alapon az eredményekben bekövetkezı jelentıs eltérések (pl. nagyobb, mint 10%) azonosítása válik lehetıvé.

Az érzékenységi elemzés elvégzését vagy a cél és alkalmazási területben határozzák meg, vagy a tanulmány alatti tapasztalatok vagy feltevések miatt válik szükségességé. A feltevések, módszerek és adatok következı példáihoz az érzékenységi elemzés értékesnek tekinthetı:

A következetességi ellenırzés célja annak megállapítása, hogy a feltevések, a módszerek, a modellek és az adatok következetesek-e egyrészt a termék életciklusa során, másrészt számos lehetıség között. Következetlenségek a következık:

• különbségek az adatforrásokban, pl. az A lehetıség irodalmon alapul, ezzel szemben a B lehetıség primer adaton alapul;

• különbség az adatpontosságban, pl. az A lehetıség egy nagyon részletezett eljárássorozat és az eljárások leírása rendelkezésre áll, ezzel szemben a B lehetıség egy fekete dobozokból álló rendszer;

• különbség a technológiai lefedésben, pl. az A lehetıség adata kísérleti eljáráson alapszik (pl. új katalizátor jobb folyamathatásfokkal a kísérleti telepen), ezzel szemben a B lehetıség adata létezı, nagyüzemi technológián alapul;


47

• különbség az idıbeli lefedésben, pl. az A lehetıség adatát egy újonnan kialakított

technológia írja le, ezzel szemben a B lehetıséget egy vegyes technológia írja le, beleértve az újonnan kialakított és a régi üzemeket;

• különbségek az adat korában, pl. az A lehetıség adata ötéves elsıdleges adat, ezzel szemben a B lehetıség adata frissen győjtött;

• különbségek a földrajzi lefedettségben, pl. az A lehetıség adatát egy jellegzetes európai vegyes technológia írja le, ezzel szemben a B lehetıség adatát egy európai uniós tagállam írja le amelynek magas szintő környezetvédelmi politikája, vagy egy egyedülálló üzeme van.

A fenti következetlenségek némelyike egy vonalba kerülhet a céllal és az alkalmazási területtel. Minden más esetben jelentıs különbségek léteznek és ezek érvényességét és hatását meg kell fontolni, mielıtt levonjuk a következtetéseket és ajánlásokat teszünk. 2. 1. 4. Az életciklus leírása Az életciklus értelmezése egy arra irányuló módszeres eljárás, hogy a termék kapcsolatrendszerén végzett életciklus leltárelemzés (LCI) és/vagy életciklus hatásértékelés (LCIA) eredményeibıl szerzett információkat meghatározza, ellenırizze és értékelje, valamint, hogy ezeket a megjelölt alkalmazási területnek és célnak megfelelıen az alkalmazási követelményeknek való megfelelés érdekében, bemutassa. Az értékelınek, aki az ÉCÉ-tanulmány készítését vállalja, a megbízóval szoros kapcsolatban kell lennie a tanulmány elkészítésének ideje alatt annak érdekében, hogy konkrét kérdéseket tehesse fel. Ezt a kommunikációt az értelmezési fázisban is tartsák fenn. Ehhez az életciklus értelmezési fázisa alatt szükséges az átláthatóság. Ahol egyes szempontokat elınyben részesítettek, feltételezéseket alkalmaztak, vagy értékeket vettek fel, ott ezt az elemzést végzınek a végsı jelentésben egyértelmően fel kell tüntetnie.

Az LCA analízise a termék, folyamat vagy szolgáltatás teljes életciklusa alatti környezeti terhelés csökkentési lehetıségeinek és szükségességének a szisztematikus értékelése. E módszer segítségével az életciklus-elemzés a környezeti fejlesztés fontos eszközévé válhat.

Életciklus leírás az életút-elemzés azon szakasza, amelyben vagy a leltár, vagy a hatásértékelés, vagy mindkettı eredményeit a vizsgált céllal és területtel összhangban egyesítik azért, hogy következtetéseket vonjanak le és ajánlásokat fogalmazzanak meg. Az elemzésrıl készített jelentés felépítése:

• általános információk: o az életútelemzés témavezetıje, az életút elemzés gyakorlati elıkészítıi (külsı

vagy belsı), o a jelentés idıpontja, o nyilatkozat, hogy a tanulmány a Nemzetközi Szabvány elvárásai szerint

készült el.

48


• a vizsgálat céljának és területének definiálása, • életút leltárelemzés: adatgyőjtés és számítási eljárások leírása, • életút hatásértékelés: a módszer leírása és a hatásértékelés eredményeinek bemutatása, • életút elemzés leírása, • az eredmények, • az interpretálás eredményeihez kapcsolódó feltételek és korlátok a módszerekre és az

adatokra vonatkozóan, • adatminıség, • kritikai felülvizsgálat (opponálás):

o a felülbírálók neve és szakképzettsége, o felülvizsgálati jelentés, o válaszok az ajánlásokra.

A jelentés összehasonlító állításainak az alábbiakban felsoroltakra kell kitérnie:

• anyag- és energiaáramok elemzése során indokolandó tények figyelembevétele, ill. figyelmen kívül hagyása,

• a felhasznált adatok pontosságának, teljességének és reprezentativitásának megítélése, • az összehasonlított rendszerek egyenértékőségének leírása, • a kritikai felülvizsgálati eljárás leírása.

A tanulmány céljától és alkalmazási területétıl függıen különbözı rendszerezési megközelítés lehet célszerő. Többek között a következı lehetséges rendszerezési megközelítések használata javasolható:

• az egyéni életciklus-szakaszok megkülönböztetése; pl. alapanyagok készítése, a tanulmányozott termék gyártása, használat, újrahasznosítás és hulladékkezelés,

• eljáráscsoportok megkülönböztetése, pl. szállítás, energiaellátás, • a különbözı folyamatok megkülönböztetése az irányítási befolyás különbözı mértéke

szerint, pl. saját folyamatok, ahol a változtatások és fejlesztések szabályozhatók, és folyamatok, amelyeket külsı körülmények határozzák meg, mint például a nemzeti energiapolitika, az ellátó sajátos kerületi feltételei stb.

• különbségtétel az egyedi egységgyártások között. Ez a legnagyobb lehetséges felbontás.

•

Ennek a rendszerezési eljárásnak a kimenetét kétdimenziós mátrixban szemléltethetjük, melyben például a fent említett megkülönböztetési kritérium alkotja az oszlopokat és a leltári be- és kimenetek vagy az egyéni kategóriamutatók eredményei alkotják a sorokat. Ezt a rendszerezési eljárást egyéni hatáskategóriák elkészítéséhez is felhasználhatják, így részletesebb vizsgálat lehetséges. A jelentıs problémakörök meghatározása a rendszerezett információkon alapul.


49

10. táblázat Az életciklus-szakaszhoz tartozó ÉCLE be- és kimeneteinek rendszerezése

ÉCLE bemenet/kimenet

Alapanyag-gyártás

kg

Termelési folyamat

kg

Használati fázisok

kg

Egyebek

kg

Összesen

kg Kıszén 1200 25 500 - 1725

CO2 4500 100 2000 150 6750

NOx 40 10 20 20 90

Foszfát 2,5 25 0,5 - 28 aAOX 0,05 0,5 0,01 0,05 0,61

Háztartási hulladék

15 150 2 5 172

Véggázok 1500 - - 250 1750

Megjegyzés: a AOX= Abszorbálható szervesen kötött halogének. Forrás: ISO 14043:2003

11. táblázat Az életciklus-szakaszhoz tartozó ÉCLE be- és kimeneteinek százalékos részesedése


Alapanyag-gyártás %

Termelési folyamat %

Használati fázisok %

Egyebek %

Összesen %

Kıszén 69,6 1,5 28,9 - 100 CO2 66,7 1,5 29,6 2,2 100 NOx 44,5 11,1 22,2 22,2 100 Foszfát 8,9 89,3 1,8 - 100 AOX 8,2 82,0 1,6 8,22 100 Háztartási hulladék

8,7 87,2 1,2 2,9 100

Véggázok 85,7 - - 14,3 100 Forrás: ISO 14043:2003 Emellett ezeket az eredményeket rangsorolni lehet, egyedi rangsorolási eljárásokkal vagy a célban és az alkalmazási területben elıre meghatározott szabályok szerint. Az elıbbi táblázat átalakítható úgy, hogy a rangsorolási eljárás eredményeit mutassa be, a következı rangsorolási kritériumokat alkalmazva:

50


A: legfontosabb, jelentıs hatás, ha a részesedés > 50%, B: nagyon fontos, számottevı hatás, ha: 25% < részesedés ≤ 50%, C: meglehetısen fontos, kevés hatás, ha:10% < részesedés ≤ 25%, D: kis fontosság, igen kevés hatás, ha: 2,5% < részesedés ≤ 10%, E: nem fontos, elhanyagolható hatás, ha a részesedés < 2,5%.

12. táblázat Az életciklus-szakaszokhoz tartozó ÉCLE be- és kimeneteinek rangsorolása


Alapanyag-gyártás

Termelési folyamatok


Egyebek

Összesen kg

Kıszén A E B - 1725 CO2 A E B D 6750 NOx B C C C 90 Foszfát D A E - 28 aAOX D A E D 0,61 Háztartási hulladék

D A E D 172

Véggázok A - - C 1750 Forrás: ISO 14043:2003 A 13. táblázatban ugyanazon ÉCLE-példa felhasználásával egy másik lehetséges rendszerezési eljárást mutatunk be. Ez a táblázat az ÉCLE be- és kimeneteit különbözı folyamatcsoportokba rendszerezı példát mutat be.

13. táblázat Folyamatcsoportokba sorolt rendszerezı mátrix


Energia-ellátás kg

Szállítás kg

Egyebek kg

Összesen kg

Kıszén 1500 75 150 1725 CO2 5500 1000 250 6750 NOx 65 20 5 90 Foszfát 5 10 13 28 aAOX 0,01 - 0,6 0,61 Háztartási hulladék 10 120 42 172 Véggázok 1000 250 500 1750

Forrás: ISO 14043:2003 Más technikák, mint például a relatív részesedés meghatározása és a megadott kritérium szerinti rangsorolás. táblázatokban bemutatott eljárást követi.


51

A 14. táblázat. táblázat példát mutat az ÉCLE be- és kimeneteinek a behatás és a rendszerezés szintjei szerinti rangsorolására folyamategység-csoportokban, a különbözı ÉCLE be- és kimenetekhez tartozó folyamatcsoportokat bemutatva. A behatás mértéke jelezhetı a következıkkel:

A: jól szabályozott, nagy fejlesztés lehetséges B: kevésbé szabályozott, kismértékő fejlesztés lehetséges C: nincs szabályozva

14. táblázat A folyamatcsoportokba sorolt ÉCLE be- és kimeneteinek a behatás szintje szerinti rangsorolása


Energia-hálózat

Helyi energia-ellátás

Szállítás Egyebek

Összesen kg

Kıszén C A B B 1725 CO2 C A B A 6750 NOx C A B C 90 Foszfát C B C A 28 aAOX C B - A 0,61 Háztartási hulladék C A C A 172 Véggázok C C C C 1750


A 15. táblázat egy ÉCLE-eredményre mutat példát, kiértékelve a rendellenes és váratlan eredményeket, és ezeket olyan folyamategység-csoportokba rendszerezi, amelyek a különbözı ÉCLE be- és kimenetekhez tartozó folyamatcsoportokat képviselik. A rendellenességek és a váratlan eredmények jelölése a következı:

� Váratlan eredmény, azaz a részesedés túl magas vagy túl alacsony � Rendellenesség, azaz bizonyos kibocsátások ott, ahol a kibocsátások nem várhatók � Nincs észrevétel

A rendellenességek számolási vagy adatátviteli hibákra utalhatnak. Ezért ezek figyelembe vétele kellı körültekintést kíván. Következtetések levonása elıtt az ÉCLE vagy az ÉCHÉ eredményeit célszerő ellenırizni. A váratlan eredményeket szintén felül kell vizsgálni és ellenırizni.

15. táblázat A folyamatcsoportok ÉCLE be- és kimenetei rendellenes és váratlan eredményeinek jelölése


Energia-hálózat

Helyi energia-ellátás

Szállítás Egyebek

Összesen kg

Kıszén � � � � 1725 CO2 � � � � 6750 NOx � � � � 90 Foszfát � � � � 28 aAOX � � � � 0,61 Háztartási hulladék � � � � 172 Véggázok � � � � 1750


52


A 16. táblázatban lévı példa egy az ÉCHE eredményeken alapuló lehetséges rendszerezési eljárást mutat. A Globális Felmelegedési Potenciál (GFP) hatáskategóriáinak eredményeit be olyan folyamategység-csoportokba rendszerezve, amelyek a különbözı kategóriaindikátorokhoz tartozó életciklus-szakaszokat képviselik. A jellegzetes anyagok 16. táblázatának kategóriaindikátor-eredményére vonatkozó részesedésének elemzése azonosítja a legnagyobb részesedéső eljárásokat vagy életciklus-szakaszokat.

16. táblázat Egy kategóriaindikátor-eredmény (GWP) rendszerezése az életciklus-szakaszok szerint

Globális felmelegedési potenciál (GFP) forrása

Alapanyag-gyártás

CO2-egyenérték

Termelési folyamatok

CO2-egyenérték


CO2-egyenérték

Egyebek

CO2-egyenérték

Összes GWP

CO2-egyenérték

CO2 500 250 1800 200 2750 CO 25 100 150 25 300 CH4 750 50 100 150 1050 N2O 1500 100 150 50 1800 CF4 1900 250 - - 2150 Egyéb 200 150 120 80 550 Összesen 4875 900 2320 505 8600 Forrás: ISO 14043:2003

17. táblázat A kategóriaindikátor-eredmény (GWP) rendszerezése a százalékban kifejezett életciklus-szakaszok szerint

GFP forrása

Alapanyag- gyártás

%

Termelési folyamat

%


%

Egyebek

%

Összes GWP

% CO2 5,8 2 20,9 2,3 31,9 CO 0,3 1,1 1,7 0,3 3,4 CH4 8,7 0,6 1,2 1,8 12,3 N2O 17,4 1,2 1,8 0,6 21 CF4 22,1 2,9 - - 25,0 Egyéb 2,4 1,7 1,4 0,9 6,4 Összesen 56,7 10,4 27 5,9 100 Forrás: ISO 14043:2003

Mindemellett módszertani elemek is szóba kerülhetnek, pl. különbözı lehetıségek forgatókönyvszerő futtatása. A hozzárendelési szabályok és a csökkentési (cut-off) választékok hatásait könnyen megvizsgálhatjuk, ha pl. az eredményeket az egyéb feltételezésekkel párhuzamba állítjuk, vagy meghatározzuk mely kibocsátások következnek be a valóságban.


53

Hasonlóképpen lehet bemutatni az ÉCHÉ-ben használt jellemzı tényezık befolyását (pl. GFP 100 a GFP 500-hoz képest), vagy a normalizáláshoz vagy a súlyozáshoz használt kiválasztott adatsorok befolyását, ha ilyeneket alkalmaznak, úgy, hogy bemutatják a különbözı feltételezések hatásában jelentkezı különbségeket. Összegezve, az azonosítás fontos a rendszerezett megközelítés kialakításához, a tanulmány adatainak, információinak és ténymegállapításainak késıbbi kiértékeléséhez. Ajánlott megfontolás tárgyává tenni többek között a következı témákat:

• egyéni leltári adatkategóriák: kibocsátások, energia- és anyagellátás, hulladék stb.; • egyéni folyamatok, egységfolyamatok vagy azok egy csoportja; • egyéni életciklus-szakaszok; • egyéni kategóriaindikátorok.

Az egyedi leltári adatkategóriák fontosságára vonatkozó adatok a célban és alkalmazási területben elıre meghatározhatók, vagy leltárelemzésbıl, vagy más forrásból állhatnak rendelkezésre úgy, mint a vállalat környezetközpontú irányítási rendszere vagy a környezeti politikája. Számos lehetséges módszer létezik. A tanulmány céljától és alkalmazási területétıl, és a kívánt részlet mélységétıl függıen a következı módszerek alkalmazása ajánlható:

• részesedés-elemzés, amelyben életciklus-szakaszok vagy folyamatcsoportok hozzájárulását vizsgálják a teljes eredmény tükrében, például a hozzájárulást százalékosan kimutatva a teljeshez képest;

• dominanciaelemzés, amelyben statisztikai eszközök vagy más módszerek, mint például mennyiségi vagy minıségi rangsorolás (pl. ABC-elemzés) alkalmazásával szokatlan vagy jelentıs hozzájárulásokat vizsgálnak;

• befolyáselemzés, amelyben a környezeti hatások befolyásának lehetıségét vizsgálják; • rendellenesség-vizsgálat, elızetes tapasztalatokon alapul, amelyben a várt vagy a

normális eredményektıl való szokatlan vagy meglepı eltéréseket figyelik meg. Ez lehetıvé teszi a késıbbi ellenırzést, és a fejlesztési értékeléseket irányítja.

2. 2. Az LCA jellegzetességei • Módszeresen és adekvát módon foglalkozik a vizsgált rendszer valamennyi környezeti

vonatkozásával, a nyersanyag környezetbıl történı kivételétıl a már elhasznált termék elhelyezéséig.

• Az életút-elemzés megbízhatósága függ a vizsgálat céljától, a rendszer térbeli és idıbeli mélységétıl,- a vizsgálatba bevont területtıl, a vizsgálat során alkalmazott elıfeltételezésektıl, a kiindulási adatok pontosságától.

• A különbözı életút-elemzések eredményeinek összehasonlítása csak akkor lehetséges, ha minden egyes tanulmányban ugyanolyan elıfeltételezéseket és összefüggéseket alkalmaztak.

• Bizalmasan kezeli a forrásadatokat, ha azt megkívánják. • Alkalmas az új tudományos felfedezések és a korszerő technológiában végzett

tökéletesítések elemzésére. • A nagyközönség számára is hozzáférhetı összehasonlító vizsgálatok készítésénél

törekszik közérthetıségre. • Általában, az életút-elemzésben nyert információ egy jóval átfogóbb döntéshozási

folyamat részeként, vagy a tágabb és általános hatás-eredık megértésére kell felhasználni.

• Az átláthatóság megkívánja, hogy az elıfeltételezések egyértelmően legyenek meghatározva.

54


2. 2. 1. Bizonytalanságok Az adatok felhasználásánál az alábbi bizonytalanságokkal kell számolni:

• hibák az adatokban. Ezek lehetnek mérési hibák (véletlen hiba, vagy módszeres hiba a mintavételben és a mérésben), kibocsátási adatok természetes változékonysága, számítási hibák, stb.,

• az adatok reprezentativitásának hiánya, • a feltételezéseknél bekerülı tévedések és az elemzést végzı személy adatértelmezése

miatt elıforduló téves következtetések, • adathiányok - lehetnek ismertek és ismeretlenek. Az ismert adathiányokat pótolhatják

„a legrosszabb eset feltételezésének” módszerével azért, hogy tesztelhessék hatásukat az életút-elemzés eredményeire,

• a tanulmányban használt eljárások alkalmassága. Ez ellenırizhetı alternatív módszerekkel.

Az életciklus-elemzés korlátai: • a feltételezések és a szükséges választások szubjektivitása, • az LCA globális és regionális viszonylatban jól használható, míg lokálisan kevésbé

hasznos, • az LCA hitelességét nagyban befolyásolja az adatok hozzáférhetısége és minısége, • a leltár adatok térbeli és idıbeli dimenziójának hiánya a hatás eredményét

bizonytalanná teheti.

Az életciklus-becslés egy termék vagy szolgáltatás életútja során vizsgálja a környezeti szempontokat és a potenciális hatásokat. Egy termék vagy szolgáltatás életútja a nyersanyag bányászattól a gyártáson át a használatig és a hulladékhelyezésig tart. A környezeti hatásoknál figyelembe kell venni a források felhasználását, az emberi egészséget és az ökoszisztéma állapotát.

18. táblázat A bizonytalanságok csoportosítása egyes szerzık szerint

Bevington & Robinson (1992)

Morgan & Henrion (1990) Hofstetter (1998) Huijbregts (2001)

Rendszer hibák Ismétlésbeli hibák

Statisztikai változatok Szubjektív megítélés Nyelvi pontatlanság

Paraméterek bizonytalansága Modell bizonytalanság Eltérés a cél és a források között Térbeli eltérése, Idıbeni változatok

Funtowicz & Ravetz (1990) Bedford & Cooke (2001) US-EPA

Adat bizonytalanság Modell bizonytalanság hiányosságok

Ismétlés bizonytalan Azonosítás bizonytalan Paraméter bizonytalan Adat bizonytalanság Modell bizonytalanság Kétértelmő elhatározás bizonytalanság

Szcenárió bizonytalanság Modell bizonytalanság Paraméter bizonytalanság

Forrás: Heijungs & Huijbregts, 2004


55

Az életciklus-elemzés segíti:

• egy termék életciklusának különbözı pontjain a környezeti szempont fejlesztési lehetıségeinek meghatározását,

• döntéshozatalt az iparban, kormányzatban és nem-kormányzati szervezetekben, • a környezeti megjelenés fontosabb indikátorainak kiválasztását, • és a környezeti marketing tevékenységet.

Az életciklus-becslés fejlesztése azonban még korai stádiumban van. Ennek megfelelıen kell értelmezni és felhasználni az elemzés eredményeit.

2. 2. 2. Életút-elemzések kritikája A szabványosítási munkabizottság és az elemzésben tapasztalatot szerzett szakemberek is nyomatékosan hangsúlyozzák, hogy egy életút-elemzés:

• nem foglalkozhat gazdasági és társadalmi aspektusokkal, • mindössze egy módszer, a számos más környezetközpontú irányítástechnikai módszer

közül (pl: kockázatbecslés, környezetvédelmi auditálás, stb.) • eredményei nem sőríthetık egyetlen mutatószámba, • eredményeinek szakszerőtlen felhasználása számos csapdát rejteget, mert:

o a rendszerhatárok, a hatáskategóriák kijelölése általában szubjektív, így nem biztos, hogy a vizsgált modell minden hatásra felhívja a figyelmet,

o a globális és regionális méretben készített életút-elemzés nem alkalmazható lokális méretben és fordítva,

o a számítások végeredményének pontosságát a kiindulási adatforrások minısége behatárolja,

o a rendszerhatárok idı- és térbeli-kijelölésének hiánya számos bizonytalanság forrása.


1. Mit értünk életciklus-elemzés alatt? 2. Milyen lépéseket tartalmaz az életciklus-elemzés? 3. Mit jelent a cél és a keretek meghatározása? 4. Milyen feladatok kapcsolódnak a leltárkészítéshez? 5. Mi a különbség az LCIA és az LCA között? 6. Mi az életciklus értelmezés?

57

3. Az életciklus-elemzés módszertani keretei

3. 1. Általános követelmények

Az életciklus értékelı tanulmánynak tartalmazni kell a cél és keretek meghatározását, a leltárelemzést, hatásértékelést és az eredmények bemutatását. Az életciklus-leltárelemzı tanulmánynak a cél és keretek meghatározását, a leltárelemzést és az eredmények bemutatását kell tartalmazni.

3. 2. Cél és keretek meghatározása

A cél és keretek meghatározását az elızı fejezetben leírtak szerint kell elvégezni. A cél és az elemzés tárgyának meghatározása alapvetı fontosságú, az életciklus-elemzés eredményét döntıen meghatározza. A vizsgálat célja határozza meg a szükséges alkalmazásokat, például kinek, mi célból, milyen részletességgel kell elkészíteni. A cél határozza meg azt is, milyen mélységő LCA-t kell készíteni, milyen minıségő adatokat kell felhasználni, és hogyan kell bemutatni az eredményeket. Itt kell meghatározni azt, milyen keretek között végezzük az elemzést, milyen adatokra van szükség, és milyen követelményeket támasztunk az adatokkal szemben. Az elemzésre felhasznált adatokkal szembeni követelmények a következık:

a) Megbízhatóság - az adatforrást ellenırizni kell, hogy nem hibás-e. Ez történhet egy elfogadott szabvánnyal történı összevetés, vagy szakértıi elbírálás útján;

b) Torzítás - annak a módszeres hibának a mértéke, amely miatt egy adathalmaz középértékei módszeresen magasabbak, vagy alacsonyabbak, mint a „valós érték”;

c) Összehasonlíthatóság - az a szint, ameddig a különbözı adatok dimenziói azonosak (tehát használhatók ugyanabban az életút-elemzésben);

d) Teljesség - az elemzéshez rendelkezésre álló adatok száma a szükséges vagy kívánt mennyiséghez képest;

e) Pontosság - az adatok középértéke és szórása, lehetıleg számokkal kifejezve; f) Hitelesség -az adatok megegyezése az eredeti forrással; g) Reprezentativitás - annak mértéke, hogy amit az elemzı megpróbál leírni, vagy

ábrázolni, mennyire tükrözi a valóságot; h) Aktualitás – lehetıleg a legfrissebb rendelkezésre álló adatokat tartalmazza a leltár, és

emellett figyeljünk arra, hogy meglegyen az adatsorok közötti koherencia.

3. 3. Az életciklus leltáradatok győjtése

Az életciklus-elemzés kulcskérdése a leltáradatok összegyőjtése. A vizsgált rendszeren belül minden folyamatnak meghatározott inputjai és outputjai vannak, amelyek teljes körő számbavétele az elemzés hitelességét befolyásolja. Az adatok minısége, pontossága és hozzáférhetısége az elemzés kritikus kérdését jelenti. Az adatok összegyőjtése idıigényes, sokszor bonyolult és költséges mővelet, különösen, ha az elemzı nem rendelkezik saját adatokkal. Az adatok elérhetıségét megnehezíti azok titkossága, vagy gazdasági érdekeket védı tulajdonsága. Ezekre a problémákra az elemzés természete szerinti áthidaló megoldásokat kell találni.

58

Az életciklus-elemzés módszertani keretei

Az elemzések során input és output adatokat kell begyőjtenünk az egyes technológiai folyamatokra, alrendszerekre, illetve anyagáramokra. Minden, az elemzés szempontjából jelentıs anyag- és energiaáramot számba kell venni, mennyiségi és minıségi adatokkal jellemezve. Ezekbıl az adatokból épül fel az életciklus leltár (LCI). Az inputok két csoportba oszthatók:

• nyersanyagok, energiaforrások inputjai (környezeti input), • termékek, félkész termékek, energia inputok, melyek más folyamatok outputjai

(gazdasági inputok). Az output oldalon lehetnek:

• termékek, félkész termékek, energiák outputjai (gazdasági output), • emissziós outputok (környezeti output).

A leltár elemzés eredménye egy lista, mely a környezetbe kibocsátott szennyezık, a felhasznált anyagok, és energiák mennyiségeit tartalmazza. Az információkat például életciklus-szakaszonként, igénybe vett környezeti elemenként (levegı, víz, talaj), folyamatonként rendezni lehet. Az ISO14041 nemzetközi szabvány 6.3 szakasza az adatgyőjtésrıl az alábbiakat írja: „Az adatgyőjtésnél alkalmazott eljárások változhatnak az egyes elemi folyamatoknál a különbözı rendszerekben, melyeket az LCA tanulmány modellez. Az eljárások ugyancsak változhatnak a tanulmányban résztvevık összetételével és képzettségével, és az igénnyel, hogy kielégítsük mind a tulajdonosi, mind a bizalmi elvárásokat. A módszerek, és alkalmazásuk indoklása dokumentálandóak.” Az adatok győjtéséhez olyan adatlapot célszerő kifejleszteni, amelynek kitöltése a lehetıségekhez képest teljes információt ad a vizsgált rendszerrıl. A kiindulási pont általában annak vizsgálata, hogy az adatok mennyire fedik le a tanulmányozott rendszert. Az elsıdleges adatokat többnyire át kell alakítani a vizsgált rendszer tulajdonságaihoz, ki kell számítani a tanulmányozott rendszerre vonatkozó fajlagos adatokat, így például az energetikai ágazat esetében az egységnyi mennyiségő villamos energiára (MJ) vonatkoztatni. Gyakori, hogy a válaszadók nem adnak pontos információt, vagy lényegtelen dolgokat közölnek, pedig az LCA minden folyamatra és anyagra, energiára, szállításra és az emissziókra is pontos minıségi és mennyiségi információt igényel. Az adatok felhasználásánál a bizonytalanságokat mindig figyelembe kell venni (mérési hibák, az adatok természetes fluktuációja, számítási hibák). Az adatgyőjtéshez használt források kiválasztásánál az LCI adatgyőjtési terv garantálja, hogy az adatok minısége és pontossága a döntéshozók elvárásainak megfeleljen. Az adatgyőjtési terv kulcselemei a következık:

• adatminıségi követelmények meghatározása, • adatforrások azonosítása, • adatminıségi indikátorok azonosítása, és • adatgyőjtési munkalap és ellenırzılista kidolgozása.

Az adatgyőjtéshez a vizsgált folyamathoz alkalmazkodó adatlapokat lehet használni. Ennek segítségével termékekre, folyamatokra, szolgáltatásokra egyszerőbben győjthetık az adatokat. A rendszerhatáron belüli összes folyamategységre minıségi és mennyiségi adatokat kell győjteni. Az adatgyőjtési eljárás a hatásterülettıl, a folyamategységtıl és a tanulmány felhasználásától függıen változik.


59

A leltárfázis adatainak minısége természetesen a végsı elemzés minıségét, megbízhatóságát is meghatározza, és ugyanakkor az elemzés elvárt minısége (egyszerősített, fogalmi, vagy mély LCA) is hatással van a győjtendı adatok minıségére. Az adatok minıségének leírása, és becslése szisztematikus eljárással történik. Az adatminıség követelményeinek paraméterei:

• idıbeli lefedettség, • földrajzi lefedettség, • technológiai lefedettség.

Az adatgyőjtést mindazokra a folyamatokra ki kell terjeszteni, amelyek a kijelölt rendszerhatáron belül vannak. Az összegyőjtött adatokat - legyen az mért, számított vagy becsült - a folyamategység inputjaihoz és outputjaihoz kapcsolódóan kell mennyiségileg meghatározni. Ha irodalmi forrásból származnak az elemzés tárgyához szignifikánsan kapcsolódó adatok, a hivatkozás elvárásainak megfelelıen kell azok forrását feltüntetni. Ha az adatok nem elégítik ki a minıségi követelményeket, azt rögzíteni kell. A dupla számbevétel elkerülése érdekében minden folyamatot be kell számozni. Az adatgyőjtés menetét, a rendszer áttekintését segíthetjük azzal, hogy a termék rendszereket modellezzük. Ez történhet úgy, hogy:

• a specifikus folyamatok folyamatábráját megrajzoljuk, • részleteiben leírjuk valamennyi folyamatot, és a hozzájuk tartozó adatok listáját és az

adat kategóriákat, • kifejleszthetünk olyan listát, amely a mérés egységét leírják, • minden adatra külön leírjuk az adatgyőjtési technikákat és számítási módokat.

Az adatok csoportosítása történhet adatkategóriák szerint:

• energia inputok. Nyersanyag inputok, segédanyagok és egyéb fizikai inputok, • termékek, melléktermékek és hulladékok, • levegıbe, talajba és vízbe történı kibocsátások, • egyéb környezeti szempontok.

3.4. A leltár-készítés Az életciklus-elemzés második fázisa a leltárelemzés melynek általános módszertani keretei szabványban rögzítettek (MSZ ISO 14040:2006 és 14044:2006). Az adatok összegyőjtését az elemzés céljának megfelelı szempontok szerint célszerő elvégezni. A leltárkészítés (klasszikus szóhasználattal mérlegkészítés), az életút-elemzésnek az a szakasza, amelyben összeállítják a vizsgált rendszer inputjainak és outputjainak az életútra vagy egy szakaszára vonatkozó anyag-, energia-felhasználási és kibocsátási leltárát. Az LCA leltár fázisa az energia és a nyersanyag szükségletek meghatározásának objektív, adatokon alapuló folyamata. A leltárkészítés során a rendszerhez tartozó valamennyi folyamatról kapunk egy kvalitatív és egy kvantitatív képet, megtudjuk határozni valamennyi lényeges környezethez kapcsolódó folyamatot, mivel a fı input és output adatokon túl a leltár fázis tartalmazza a vízi és légköri emissziók, a szilárd hulladékok és más környezeti kibocsátások meghatározását a termék, folyamat vagy szolgáltatás életciklusa során. A leltárkészítéshez az adatok összegyőjtése általában komoly munkát igényel. Az adatok egy része hagyományos adatbázisokra, statisztikákra épül, ipari szektorok szolgáltatják,

60


egyetemek, kutatóintézetek bocsátják rendelkezésre, lehetnek irodalmi adatok, hazai adatok, de speciális Internet oldalak is szolgáltatnak megfelelı feltételek mellett LCA-hoz szükséges adatokat. A legtöbb adatot azonban specifikusan a vizsgált termék elıállítójától lehet beszerezni. Az adatok összegyőjtéséhez segítséget szokott nyújtani a kérdıíves felmérés, amit esetenként újabb kérdıívekkel ki kell egészíteni. Az életciklus leltár összeállításához segítséget jelent a mellékletben levı LCA adatlap, amit termékre, folyamatokra is tudunk alkalmazni. A leltárhoz összegyőjtött adatokat legtöbb esetben a vizsgált termék, vagy a vizsgált rendszer funkcióegységére vonatkoztatva kell megadni, amely átszámítási mőveleteket is igényel. Így a leltárkészítés során több kiegészítı mőveletre is szükség van. Az eljárással összefüggı további lépéseket a szabvány 4.3. pontja írja le.

11. ábra A leltárkészítés leegyszerősített folyamata

Forrás: ISO 14040:2006 Gunieé (2001) a leltárkészítés lépései között 10 mőveletet különített el:

• Eljárások • A gazdasági-környezeti határok meghatározása • Folyamatábra készítése • Adatok formáinak és kategóriáinak meghatározása • Adatminıség • Adatok győjtése • Adatok hitelesítése • Egyszerősítések (adatok kihagyása) • Allokáció • A leltáreredmények számítása


61

3. 4. 1. Az adatok kezelése, számítások Az adatokkal történı valamennyi számítási folyamatot pontosan dokumentálni és indokolni kell, mit, miért hogyan számítottunk. Amikor a termeléshez kapcsolódóan egy elemi áramot meghatározunk, az aktuális termelési adatokból tudunk kiindulni, amelyek különbözı típusú erıforrás felhasználását mutatnak. Például az elektromos energia termelésére és elosztására, van egy energia összegünk, ami egy villamos áram mix, és tartalmazza a tüzelıanyag átalakításának hatásfokát, konverziót, transzmissziót és elosztási veszteséget is. Az inputok és outputok a betáplált anyaghoz kapcsolódnak (gáz, olaj, szén, stb.) A betáplált energia adatokat át kell számítani energia inputtá vagy outputtá, ami a hı fogyasztásnak megfelelıen egy multiplikáló eljárás eredménye lesz, a megfelelı alacsonyabb, vagy magasabb főtıértékek figyelembevételével, amit ugyancsak rögzíteni kell a jelentésben. Az adatokkal történı számítás körébe tartozik az adat hitelességének ellenırzése. Ez magába foglalja azt is, amikor a hiányzó adatokat dokumentáljuk. A „nem zéró” adat vagy zéró adat megjelölések lehetnek, de mindegyiket indokolni kell. A számított értékek hasonló technológiából származó publikált adatok alapján is számíthatók. Az adatok hitelességének ellenırzése anyag és energia mérlegek, vagy összehasonlító elemzések, faktorok segítségével végezhetık el. Az ellenırzést segítheti a folyamatleírás ellenırzı listája is. Minden folyamategységre, referencia áramra meghatározzuk az anyag és energia áramokat az anyag –és energia megmaradás segítségével az adatok ellenırizhetık. Ezt követıen az adatokat folyamatokra illetve funkcióegységre kell vonatkoztatni. E célból referencia áramokat határozunk meg (pl. 1kg anyag, vagy 1 MJ energia), és a folyamategység input és output adataiból ki lehet kiszámítani a referencia áram mennyiségi adatait. A folyamatábra és a rendszerhatárok ismerete lehetıvé teszi, hogy a komplett rendszeren belül a belsı kapcsolatokat is értelmezzük. Az LCA iteratív természetébıl adódóan a döntéshez kapcsolódó adatok esetében célszerő érzékenységi vizsgálatot, és a környezeti hatásokban való közremőködés erısségének meghatározását (szignifikáns kapcsolat) is elvégezni. Az érzékenységi ellenırzés során kiderülhet, hogy az egyes életciklus szakaszok nem mutatnak szignifikáns, ezért azok kirekeszthetık. Azok az inputok és outputok is figyelmen kívül hagyhatók, amelyek a tanulmány eredményét nem befolyásolják, de olyan új folyamatok is bevonhatók, amelyeknek szignifikáns hatása van az érzékenységi vizsgálat szerint. 3. 4. 2. Allokáció Az áramok allokációja és azok kapcsolatai az elemzés sokat vitatott területe. Általában elmondható, hogy azok az anyag és energiaáramok, amelyek döntı mértékben befolyásolják a környezeti hatásokat különbözı termékekhez kapcsolódnak, amelyeket meg kell osztani, és ezt pontosan dokumentálni szükséges, miért és hogyan történt. A folyamat allokált inputjainak és outputjainak összege, meg kell hogy egyezzem a folyamat allokálatlan inputjainak és outputjainak összegével. Többször, több megosztási lehetıség adódik, ebben az esetben érzékenységi elemzés elvégzése szükséges. Az allokációs eljárást 3 lépésben végezhetjük el:

1. a folyamatot meg lehet osztani két vagy több alfolyamatra, amihez az inputokat és outputokat összegyőjtjük. A termékrendszert kiterjesztjük a kiegészítı funkciókat is ellátó melléktermékekre, és az elvárásoknak megfelelıen számításba is vesszük azokat;

62


2. ahol az allokációt nem tudjuk megcsinálni, ott az inputokat és outputokat osztjuk szét

valamilyen fizikai paraméter, funkció tulajdonság alapján; 3. ahol nincs fizikai összefüggés, ott az inputokat allokáljuk a termékek és funkciók

között, amely más kapcsolatot teremt közöttük. Az allokációra a szakirodalomban is több példát találunk. mőszaki, technikai, folyamat mőködés vagy piaci kapcsolatok alapján (GUNIEÉ 2001) ez utóbbira az allokációs faktort úgy adta meg, mint a teljes termékértékesítésbıl való részesedést. Az allokáció szerepe az újrahasznosítás és visszaforgatás során válik különösen izgalmassá.

12. ábra Gazdasági allokáció modellezése

Forrás: Gunieé, 2001.

F1 = P1/ (P1+P2)

ahol: F1 az allokációs faktor P1, P2 termék-értékesítés.

Az újrahasznosítás és visszaforgatás sokszor kiegészítı lépések beiktatását követeli meg, mivel ezek a folyamatok olyan inputokat és outputokat tartalmaznak, amelyek több termékrendszerhez is kapcsolódnak (komposztálás, energia kinyerés, vagy más olyan folyamatok, amelyek kapcsolódnak a recycling/reusing folyamatokhoz); Az anyagkinyerés, újra használat megváltoztathatja az anyagok tulajdonságait. A rendszerhatárok definiálása kiemelt figyelmet igényel ezekben az esetekben. Az allokációs eljárás technikája két megközelítésben is elvégezhetı.

• Zárt hurkú allokációt lehet alkalmazni a zárt termékrendszerekhez. De a nyitott rendszerő allokáció is alkalmazható, amikor nem történik változás a terméktulajdonságokban. Ilyen esetekben szükséges megkülönböztetni az eredeti, vagy másodlagos anyag jelenlétét.

• Nyitott hurkú allokáció a nyitott termékrendszerekhez kapcsolható, ilyenkor az újrahasznosított/kinyert anyag más termékrendszerekbe áramlik, és magába foglalja azt is, hogy az anyag tulajdonság nem állandó.

Az allokációs eljárás történhet:

• Fizikai tulajdonságok, gazdasági értékek (pl. a hulladék piaci értéke vagy a kinyert anyag viszonya a primer anyag piaci értékéhez), továbbá

• A kinyert anyag késıbbi használatainak száma szerint.


63

13. ábra A termékrendszerek különbözıségétıl függı allokációs eljárás


3. 5. Az életciklus hatásértékelés

Az LCA fejlıdési folyamatában az egyik legvitatottabb kérdés az életciklus értékelés volt [VOLKWEIN et al., 1996]. Mindenekelıtt világosan látni kell, hogy az életciklus hatásvizsgálat különbözı egyéb technikák, mint a környezeti teljesítményértékelés és kockázatelemzés, környezeti hatásvizsgálat funkcióegységen alapuló megközelítése. A hatásértékelés során alapvetı fontosságú a hatás kategória kiválasztása és a jellemzés modelljének meghatározása. Az elızı fejezetben tárgyaltak szerint ezek a lépések a hatásértékelés kötelezı elemei közé tartoznak. Fontos, hogy megismerjük a hatáskategóriákat, azok fı jellemzıit, az alkalmazható modelleket és kategória indikátorokat, amelyek segítségével a karakterisztikus értékek megadhatók. A leggyakrabban alkalmazott hatáskategóriák közé tartozik a globális felmelegedés, a savasodás, ózon réteg elvékonyodás, tápanyagdúsulás, eutrofizáció, szmogképzés, humán- és ökotoxicitás, erıforrás kimerülés. A hatásértékelés eredményét befolyásolja, hogy milyen modellt alkalmazunk, milyen kategória indikátort használunk, és milyen értékelési módszert alkalmazunk.

3. 5. 1. Környezeti hatáskategóriák Az alábbiakban bemutatjuk az egyes hatáskategóriákat és azokat az anyagokat, amelyek hozzájárulnak az adott környezeti probléma kialakulásához, és azt is figyelembe vesszük, milyen módon tudjuk értékelni azokat.

64


19. táblázat Hat fı hatáskategória meghatározása és leírása

Definíció Hatáskategória 1 Hatáskategória 2 Hatás kategória Fosszilis energiaforrás

kimerülése Ásványi erıforrások kimerülése

LCI eredmények Különbözı fosszilis erıforrások kitermelése

Erıforrások kitermelése, mint hasznosítható anyagok

Karakterisztikus modell

Kumulált energia igény Statikus szőkösség modellje

Kategória indikátor Energiaforrások energia tartalma

Anyagkitermelése ércben, mint becsült kínálati funkció

Karakterisztikus faktor Alacsony főtıérték/tömegegység

Jelenlegi extrakció

Indikátor eredmény Teljes főtıérték (MJ) Teljes felhasznált anyag Kategória végpont Főtés, mobilitás Elérhetı erıforrások Környezeti kapcsolat Energia krízis problémái Nyersanyag problémák Definíció Hatáskategória 3 Hatáskategória 4 Hatás kategória Klímaváltozás Sztratoszférikus

ózonvékonyodás LCI eredmények Üvegházhatású gázok

emissziója Ózonkárosító gáz emisszió

Karakterisztikus modell

Növekvı infravörös sugárzás W/m2

Növekvı ózonvékonyodás

Kategória indikátor IPCC által megadott GWP WMO által megadott ODP Karakterisztikus faktor GWP100 kg CO2 eq/kg

emisszió Kg CFC-11 eq/kg emisszió

Indikátor eredmény Kg CO2 egyenérték Kg CFC-11 egyenérték Kategória végpont Elvesztett életévek (YLL) Betegség napokban, tengeri

produktivitás Környezeti kapcsolat A hısugárzás és az emissziók

által elıidézett hıabszorpciós képesség

Empírikus és kísérleti tapasztalat az UV sugárzás és a kár között

Definíció Hatáskategória 5 Hatáskategória 6 Hatás kategória Tápanyagdúsulás ökotoxicitás LCI eredmények Tápanyagok emissziója Szerves vegyületek

emissziója Karakterisztikus modell

Sztöhiometrikus leírás USES 2 modell

Kategória indikátor N/P egyenérték növekedése PNEC Karakterisztikus faktor kg PO43-ekv./kg emisszió kg 1,4-diklórbenzol ekv./kg

emisszió Indikátor eredmény Kg foszfát egyenérték Kg 1,4-

diklórbenzolegyenérték Kategória végpont biodiverzitás biodiverzitás Környezeti kapcsolat Tápanyagok

mechanizmusában elıidézett változás globális szinten

Az ökoszisztémát alkotó fajokban bekövetkezı változás



65

Osztályozás: A leltár input és output adatait hatáskategóriákba sorolja be. Az osztályozás minıségi lépés, amely a környezeti folyamatok tudományos analízisén alapul. Az elıbb felsorolt hatáskategóriák négy csoportra oszthatók:

• globális hatások, • kontinentális hatások, • regionális hatások, • lokális hatások.

Ezek használata az adott környezeti hatástól függ, hiszen nem létezik egy általánosan elfogadott hatáskategória lista. Az egyes módszereknél külön hatáslistákat alkalmaznak, mint amilyen a SETAC, az ISO vagy a TRACI esetében. Jellemzés: Az életciklus-elemzés hatásbecslésének harmadik lépése a leltár adatok jellemzése. A jellemzés célja a kategóriák indikátorokkal történı modellezése. Ezen kívül alapot adhat a kategóriákon belüli leltár adatok összegzéséhez. A jellemzés eredményeképp kapott kategória indikátorok mutatják a környezeti terhelést és a forrás csökkenést. Minden egyes hatáskategóriának egy speciális modellre van szüksége, amely kifejezi az in-és output adatok és az indikátor közti kapcsolatot. A modell alapja lehet tudományosan igazolt vagy feltételezésen alapuló ill. alapja lehet értékválasztás is. A jellemzés fıleg mennyiségi lépés, amely a fontosabb környezeti folyamatok analízisén alapul. A jellemzésnek meg kell határoznia az egyes in-és outputok relatív hozzájárulását a választott hatáskategóriákhoz. Ehhez egy potenciális hozzájárulást feltételeznek. Néhány környezeti hatás kategóriára, pl. a globális felmelegedésre vagy az ózoncsökkenésre megállapodás született a hatásfaktorok ekvivalenciájáról, míg más faktorokra ilyen nem érhetı el. 3. 5. 1. 1. Klimatikus változás hatáskategória rövid jellemzése Hatás kategória: klimatikus változás LCI eredmény: az üvegházhatású gázok emissziója a levegıben (kg) Karakterisztikus modell: az IPCC által kifejlesztett modell az üvegházhatású gázok

globális felmelegedési potenciáljára A kategória indikátor: a kiváltott infravörös sugárzás (W/m2) Karakterisztikus faktor: globális felmelegedési potenciál 100 évre vetítve, (GWP100)

valamennyi üvegházhatású gázra. kg (CO2 ekv) Kategória végpont: erdık, gabona állapota Az üvegházhatású gázok hatására bekövetkezı környezeti hatás, az emissziók környezeti kapcsolata az infravörös sugárzás, egy proxy a potenciális klímahatásra, amely függ attól az összesített légköri hı adszorpciótól, amelyet az emissziók és elterjedésük okoz a hıabszorpció idejében. A globális felmelegedési potenciál (GWP), mint az emittált gázok hatásának egyik leegyszerősített indexe jelenik meg. Az üvegházhatású gázok széndioxidhoz viszonyított hıabszorpciós képességéhez való viszonyítást adja meg. A különbözı gázok jövıbeni hatásának klimatikus változást elıidézı hatására használják, amit a klímaváltozás kormányközi értekezletei (IPCC) által 1996 és 2001 között megadott egzakt definíció alapján számolták ki, a referens széndioxid gáz 1kg-jához viszonyított hıabszorpciós hatás alapján. Az üvegházhatású gázok idıszerint integrált aránya a referens gáz 1 kg-jához viszonyítva.

66


GWP = Σi GWPi * mi

ahol: GWP: a globális felmelegedés potenciálja, GWPi : az i-edik üvegházhatású gáz felmelegedési potenciálja, mi: az üvegházhatású gáz tömege.

14. ábra A globális felmelegedés jele

Forrás: http://www.effectofglobalwarming.com/global-warming-pictures.html

15. ábra Az üvegházhatású gázok légköri koncentrációjának változása

Forrás: Forster & Ramaswamy ed., 2007 Az IPCC 2007 évi jelentése szerint a széndioxid koncentrációjának középértéke 2005-ben 379 ppm volt, az üvegházhatás (RF értéke, radiative force = hısugárzás) + 1,66 (±0,17) Wm-2. A fosszilis főtıanyagok emissziói és a cementgyártás mintegy ¾ részben járulnak hozzá a jelenlegi üvegházhatáshoz, míg a maradékot a földhasználat változásának hatása idézi elı.

Az 1995 és 2005 közötti évtizedben az atmoszférikus széndioxid növekedése 1,9 ppm évente és a széndioxid RF értéke (radiative force=hısugárzása) 20 %-kal növekedett, ami a legnagyobb változás az utóbbi 200 évben. 1999 és 2005 között a fosszilis tüzelıanyagok és cementgyártás CO2 emissziója 3 %-kal nıtt évente. (FORSTER & RAMASWAMY ed., 2007)12 2007 IPCC AR4.

12 Changes in Atmospheric Constituents and in Radiative Forcing


67

20. táblázat Néhány üvegház hatású gáz légköri koncentrációja (ppm) és a koncentráció változás aránya

Légköri változatok CO2 CH4 N2O SF6 CF4 Iparosodás elıtti légköri koncentráció

278 0,700 0,270 0 40

Légköri koncentráció (1998)

365 1,745 0,314 4,2 80

Koncentráció változás aránya b

1,5c 0,007c 0,0008 0,24 1,0

Légköri élettartam 50-200d 12e 114e 3200 50000 Megjegyzés: a: A koncentráció ppt- ben (parts per trillion) (ppt) és a koncentráció változás aránya ppt/év; b: az arányt 1990 és 1999 közötti idıszakra számították; c: Az arány változott 0.9 and 2.8 ppm/év között a CO2 –re és 0 és 0.013 ppm/év érték között a CH4 –re 1990 és 1999 között; d: Nem lehetett definiálni egy élettartamot a széndioxidra a különbözı arányú megújulási folyamatok miatt; e: Ezeket az élettartamokat úgy definiálták, mint kiegyenlítıdési idı, amit a gázok saját tartózkodási idejének indirekt hatásából számítottak ki,

Forrás: IPCC (2001)

21. táblázat A fontosabb üvegházhatású gázok karakterisztikus faktora

Komponens GWP100 (kg CO2 ekv./kg emisszió) széndioxid 1 metán 21 CFC- 11 4000 CFC-13 11700 HCFC-123 93 HCFC – 142b 2000 Perfluoretán 9200 perfluormetán 6500 kénhexafluorid 23900

Forrás: Guenée, 2000 Az elmúlt években növekvı aggodalomra adott okot az éghajlatváltozásra gyakorolt hatása miatt az 1300-as globális felmelegedési potenciállal bíró 134a jelő, részlegesen fluorozott szénhidrogén (HFC-134a) gépjármővek légkondicionáló rendszereibıl eredı kibocsátása. A közeljövıben várhatóan gazdaságos és biztonságos alternatívák fognak rendelkezésre állni a HFC-134a jelő, részlegesen fluorozott szénhidrogén (HFC-134a) helyettesítésére.13 A készítmények teljes globális felmelegedési potenciálja az egyes anyagok GWP-jükkel szorzott súlyarányai összegének súlyozott átlaga.

Σ (X anyag % * GWP) + (Y anyag % * GWP) + …+ (N anyag % * GWP) ahol a % a +/- 1 %-os tőréshatárral megengedett súly szerinti hozzájárulás. Például: a képletet egy 23 %-ban HFC-32-t, 25 %-ban HFC-125-öt és 52 %-ban HFC-134a-t tartalmazó képzelt gázelegyre alkalmazzuk, akkor: 13 Az Európai Parlament és a Tanács 2006/40/EK IRÁNYELVE (2006. május 17.) a gépjármővek légkondicionáló rendszereibıl eredı kibocsátásokról és a 70/156/EGK tanácsi irányelv módosításáról (EGT vonatkozású szöveg)

68


teljes GWP = Σ (23 % * 550) + (25 % * 3400) + (52 % * 1300) = 1652,5

Az üvegházhatású gázok széndioxidhoz viszonyított hatása különbözı idıtávok mellett nem állandó. Az üvegházhatású gázok hıabszorpciós képessége részben lineárisan vátozik mennyiségükkel, de nem minden esetben. A környezeti tényezık, az aeroszolok, az atmoszférában való jelenlétük ideje nagymértékben befolyásolja a GWP potenciált is. Más és más értékek kapcsolódnak a 20, 50, vagy 100 éves idıintervallumra. Az eredményeket az üvegházhatású gázok hıabszorpciós képességének változását laboratóriumi méréseken alapulva határozták meg. 3. 5. 1. 2. A savasodás hatáskategória Hatáskategória: savasodás LCI eredmény a savasító komponensek emissziója (kg) Karakterisztikus modell: az LCA-hoz adaptált RAINS 10 modell14, amit az IASA írt le a

savas komponensek végzetes kiülepedése kapcsán, Kategória indikátor: a savasító kritikus terhelés Katakterisztikus faktor Savasító potenciál (AP) valamennyi savasítást (savas esıt)

eredményezı levegıbe kerülı emisszóra Mértékegység: (kg SO2 ekv./kg emisszió) A savasodást regionális hatásként értelmezhetjük. A savasodást a protonok felszabadulása okozza a földi vagy vízi ökoszisztémákban. A savas összetevık közremőködıként hozzájárulnak a savasodáshoz, ha anion kilúgozódik a rendszerbıl. A szerves savak nem kapcsolhatók össze a savasodás folyamatával, mert mineralizálódnak, és nem szabadulnak fel a rendszerbıl. Bizonyos területeken a savasodás a nehéz fémek, és az alumínium mobilitását növeli. HAUSCHILD & WENZEL (1998) szerint azokat az összetevıket vesszük figyelembe a savasodásnál, amelyek:

• a hidrogénionok koncentrációjának növekedését okozzák (H+) a környezetben, vagy • megfelelı anionok kilúgozódását idézik elı az illetı rendszerbıl.

A savasodáshoz hozzájáruló összetevık: • kéndioxid (SO2), • kéntrioxid (SO3), • nitrogénoxidok (NOx), • hidrogénklorid (HCl), • salétromsav (HNO3), • kénsav (H2SO4), • foszforsav (H3PO4) (megjegyezzük, az anion nem szabadul fel, és a savasodáshoz való

hozzájárulása a gyakorlatban nullával egyenlı), • hidrogénfluorid (HF), • kénhidrogén (H2S), • ammónia (NH3).

14 Az ausztriai Nemzetközi Alkalmazott Rendszerelemzı Intézetben (IIASA) fejlesztett RAINS modell a környezet állapotát jellemzı indikátorok (koncentráció, ülepedés, nagytávolságú légköri transzport, országos légköri szennyezıanyag-mérlegek stb.) meghatározásán túlmenıen arra is alkalmas, hogy közgazdasági becsléseket, szcenárió-számításokat végezzünk különbözı technológiai szinteket képviselı források telepítési, üzemelési, illetve a telepítés után a környezetben okozott várható károk mértékének költségeire vonatkozóan is. Forrás: Bozó L. (2004): Regionális levegıkörnyezeti terhelés: hatások és várható tendenciák Magyarországon, OMSZ


69

A szárazföldi ökoszisztémákban ez a hatás különösen a puhafa erdıkben látható (lucfenyı), de keményfa (bükk) erdıkben is megmutatkozik, melynek jele a lassú növekedés és végül az erdı pusztulása. Európában fıként a Skandináv országokban és Közép- és Kelet-Európában tapasztaltak savasodást. A vízi ökoszisztémákban a tavak elsavanyodása az élıvilág eltőnését eredményezi. Ilyen „tiszta” tavak fıként Skandináviában találhatók. A savas esık emellett épületeket, szobrokat és más mőtárgyakat veszélyeztetnek. A HOFFMANN (2005) a dán és az európai környezetre összegezve az elérhetı emissziós adatokat úgy találta, hogy a savasodásért fıként a kén oxidok, a nitrogén oxidok és az ammónia a felelıs. A savasodást elıidézı anyagok közvetlenül, vagy oldatként, a levegıbıl kimosódva gyakorolnak hatást az élılényekre és anyagi javakra. A csapadék Földünk legnagyobb területén természettıl fogva savas, kémhatású, átlagértéke: pH=5,6. Az antropogén eredető savas esık pH-ja 4,0-4,5; ez a csökkenés a hidrogén-ionok koncentrációjának megtízszerezıdését jelenti. A kéndioxid elsısorban hagyományos erımővekbıl, a nitrogén-oxidok fıleg gépjármővekbıl származnak. A sósav például PVC hulladék égetése során szabadul fel. A savas esıket elsısorban az erdıpusztulással hozzák kapcsolatba, de károsítja a vizeket és az épített környezetet is. Megváltoztatja a talaj kémiai folyamatait. A növények fejlıdésére is hatással van, mivel a savanyúbb talajokban bizonyos mérgezı anyagok migrációja erısebb. A legnagyobb kiülepedési értékek a lignit használatának köszönhetıen Közép-Európában fordulnak elı, mivel a lignites szenek kéntartalma a legnagyobb a fosszilis energiahordozók közül. A savasodási potenciál (Acidification Potential, AP) meghatározására a kéndioxid egyenértéket használják, amely nemzetközileg elfogadott sztöchiometrikus egyenértéken alapul. Ez megmutatja, hogy a kéndioxidhoz viszonyítva milyen mértékő a hatása az egyes komponenseknek, ha a kéndioxid savasodási potenciálja egyenlı 1. Az ekvivalencia faktort (egyenértéket) (HAUSCHILD & WENZEL, 1998) az alábbi összefüggés alapján határozta meg:

03,3206,642

∗=∗∗

=Mw

n

Mw

nEF

ahol:

• EF: ekvivalencia faktor • MW: az emittált összetevık molekulasúlya [g/mol]; • n: a H+ ionok száma a befogadó közegben, amit az összetevık reakciója eredményez ; • 64.06 g/mol: a SO2 molekulasúlya.

A savasodási potenciált (AP) SO2-egyenértékben:

AP = ∑ ∗ ii mEF [SO2 eq]

ahol:

• EFi: az i-edik komponens ekvivalencia faktora, • mi: az i-edik összetevı tömege.

70


22. táblázat: Savasító potenciál értéke a különbözı komponensekre

Komponens AP (kg SO2 ekv./kg emisszió) Ammónia 1,88 Hidrogénklorid (HCl) 0,88 Hidrogénfluorid (HF) 1,60 Hidrogénszulfid (H2S) 1,88 Salétromsav (HNO3) 0,51 Nitrogéndioxid 0,7 Nitrogénmonoxid 1,07 Kéndioxid 1,0 Kénsav 0,65

Forrás: Gunée et al. 2002 A savasodási potenciál normalizációs referenciái és a súlyozó faktorait az alábbi táblázat mutatja be.

23. táblázat: Normalizációs referencia értékek és súlyozási faktorok a savasodásra

Savasodás Mérték-egység Eredeti EDIP97

(1990)

Világ proxy (1994)

EU-15 (1994)

Dánia (1994)

Normalizációs referencia kg SO2-ekv./fı/év 124 59 74 101

Súlyozó faktor 1,3 n.c.1 1,27 1,34 Forrás: Hoffmann 2001; Busch 2001.

Világszerte érvényes súlyozó faktorok nincsenek, de Európai súlyozó faktorokat javasoltak Európán kívüli potenciális hatásokra. A levegı egyre fokozódó savasodásáért legnagyobb mértékben a kén-, és nitrogén-oxidok, ammónia és a sósav a felelıs. A kén-dioxid vízben kénessav keletkezése közben oldódik, a troposzférában, pedig ózon és hidrogén peroxid hatására kéntrioxiddá oxidálódik, mely vízzel egyesülve kénsavat alkot.

SO2+H2O H2SO3

H2SO3+O3 H2SO4+O2

Az ózon, hidroxid- és hasonló gyökök a nitrogén monoxidot nitrogén dioxiddá oxidálják, melybıl salétromossav és salétromsav keletkezik.


71

16. ábra A kéndioxid kiülepedés1989ben és 2001-ben

Forrás: ec.europa.eu/environment/air/cafe/activities/pdf/case_study1.pdf – A kéntelenítı berendezések és egyéb környezetvédelmi intézkedések hatására jelentısen lecsökkent a kéndioxid kiülepedés, és a savas esık okozta kár.

17. ábra Savas esı hatására elpusztult fák és károsodott szobrok

Forrás: The acid rain report, http://www.angelfire.com/ks3/acidrainreport/acid.html#Illus 3.5.1.3. Az ózonréteg elvékonyodása Kategória indikátor: ózonréteg károsítás LCI eredmény: ózonkárosító anyagok emissziója Karakterisztikus modell: montreáli Protokol Kategória indikátor: ózon lebontó potenciál (ODP= ozone depletion potential) Karakterisztikus faktor: mértékegység: CFC11 ekvivalens

72


Az ózonréteg a föld felsı légterében, a sztratoszférában található kb. 18 km magasságban. Napjainkban fontos probléma az ózonréteg csökkenése, ez azért veszélyes, mivel növeli a talajközeli UV sugárzás intenzitását, gátolja az óceáni élıvilág számára oly fontos plankton fejlıdését, a mezıgazdasági növények terméshozamát és az állatok genetikai állományát. Az UV sugárzás mind a flórára, mind a faunára káros hatással van, emberekre leginkább ismert hatása a bırrák kialakulásának fokozása. Az ózonréteg legnagyobb ellenségei a klórozott szénhidrogének, egyes nyomgázok (dinitrogén-oxid, szénmonoxid, metán) és a freonok egyes bomlástermékei. Ezek fıleg antropogén forrásokból keletkeznek, mint például hajtógázas dezodorok, magas légköri kísérletek, és repülések, valamint a hőtıgépgyártás. Az ózon tartalom évszaktól, magasságtól, vulkánkitörésektıl és földrajzi szélességtıl függı ingadozást mutat. Az ózon által okozott káros hatások jelentıs részét a troposzférában található ózon okozza. A talajközeli ózon koncentrációjának nagyléptékő emelkedése számos problémával jár. Ha magas a koncentráció (ha nagy peroxi-acetil-nitril koncentrációval jár együtt) izgatja az emberek szemét és nyálkahártyáját. Közvetlenül megtámadhatja a növények és fák leveleit, felerısítheti a savas esık hatását. Végül elısegíti a hidroxilgyökök keletkezését, ami megváltoztatja a levegı oxidációs képességét és a troposzféra kémiai folyamatainak módosításához vezet. Az ózon keletkezése különösen hatékony lehet szennyezett levegıben, ahol a gépkocsik nitrogén-monoxid és szervesanyag kibocsátása jelentıs. 1 klór atom 100000 ózon molekulát tud felbontani, míg egy bromid 4 000000 ózon molekulát.

Az ózon lebontó potenciál (ODP= ozone depletion potential) a kémiai vegyületeknek az a relatív mennyisége, amelyet trikloór fluor metán ózonbontásához viszonyítunk (CFC-11), amit egységnyinek tekintünk. A klorid-difluormetán (R-22) ODP értéke 0,05. A halon 2402 hatszor olyan káros, mint a CFC-11, így ózonbontó potenciálja 6.0. Az ózonbontást elıidézı komponensek a Montreáli Protokolban találhatók.

Az ózonréteg elvékonyodásának élıvilágra gyakorolt hatását modellezve, a tudósok a következı felfedezésre jutottak: az ózon védı hatása nélkül a megnövekedett UV-B sugárzás károsítja a szárazföldi és vízi ökorendszereket, mert csökkenti a fajok túlélési és szaporodási esélyeit. A növekvı sugárzás lelassítja a növények fejlıdését. Fennáll annak a veszélye, hogy a létfontosságú gabonák termésátlagai rohamosan csökkennek, és a leginkább veszélyeztetett területen ellátási gondok keletkezhetnek. A tengerek élıvilágát is súlyos károk érhetik. A kísérletek kiterjedtek a planktonok vizsgálatára is: bebizonyosodott, hogy a tengeri állatfajok jelentıs részének táplálékot jelentı apró élılények száma katasztrofális mértékben csökkenhet. A halak fejlıdésére is károsan hat a sugárzás, a sekély öblökben fejlıdı halivadékok többszörös veszélynek vannak kitéve.15 Ha 1 százalékkal csökken a magaslégköri ózonkoncentráció, akkor 2 százalékkal erısödik a napsütés, és fokozódik az UV-B sugárzás. Ha 5 százalékkal erısödik az ibolyán túli sugárzás, 25 százalékkal növekszik a bırrák valószínősége. Az Amerikai Környezetvédelmi Hivatal (EPA) vizsgálatai szerint az elıttünk álló 50 évben az ózonréteg elvékonyodása miatt kétszázezer embernél okozhat halált a bırrák, és két millióval több vaksággal fenyegetı szürkehályogos megbetegedésre lehet számítani. Az elmúlt 20 év mérései szerint a magaslégköri ózon mennyisége földi átlagban évtizedenként 2-3 százalékkal csökken, és csökkenési üteme a magasabb szélességekben és az ıszi évszakokban az évtizedenkénti 5-

15 Az ózon rétegre elvékonyodásának rövid összefoglalása az alábbi források feelhasználásával készült: http://en.wikipedia.org/wiki/Ozone_depletion, HarmoNet (2005) és Sherwood cikke.


73

15%-százalékos értéket is elérheti. Az Országos Meteorológiai Szolgálat adatai szerint Magyarország felett tízévenként 1,7 százalékkal csökken az ózon koncentrációja. Az ózonréteg feladata (az élıvilág szempontjából) a Napból érkezı káros ultraibolya sugárzás elnyelése. Míg az oxigén csak a 0,28 mikronnál rövidebb hullámhosszú UV-sugarakat képes blokkolni, addig az ózon hatékonyan fogja fel a 0,28-0,32 mikron tartományban érkezı sugárzást. A légkört elérı 0,4 mikronnál rövidebb hullámhosszú sugárzás 0,95%-át képes elnyelni az ózon. Ez komponensekre bontva a következıket adja: UVC sugárzást teljes mértékben, a kevésbé káros UVB intenzitását nagymértékben, az UVA sugarak intenzitását pedig kisebb mértékben abszorbálja az ózonréteg.16 Az ózon magas napvédı faktorszáma nélkül nem létezne földi élet, az ultraibolya sugárzás darabokra törné az élı szervezetek DNS-ét, és felbontaná a sejtjeikben lévı kémiai kötéseket A légkörbe kerülı atomi klór, fluor és bróm pusztítja az ózonréteget, és a téli hónapokban ózonlyuk kialakulásához vezet a Föld sarkai felett. Ezek az elemek fıként a klórt és fluort tartalmazó gyorsan elpárolgó szénvegyületekkel, fluorkarbonokkal (CFC és HFC) kerülnek a levegıbe. A vegyületek a sztratoszférába feljutva az ultraviola sugarak hatására elbomlanak, így felszabadulnak belılük az ózonrétegre veszélyes elemek, amelyek gyorsítják az ózon bomlását. Egyetlen felszabaduló klórmolekula 100 000 ózonmolekulát képes lebontani, ózonbontó teljesítménye -43oC alatt éri el a maximumát.17

Az ózonlyuk a tengeri élıvilágot is komolyan veszélyezteti. Az erıs UVB sugárzás ugyanis hatással van a tengeri tápláléklánc alapját képezı planktonok és a puhatestőek fejlıdésére és szaporodására és így áttételesen a tenger összes élılényére, a közvetlenül planktonnal táplálkozó bálnafajokkal bezárólag. A tengeri ökoszisztéma felborulása pedig beláthatatlan következményekkel járhat. Az ózonlyukat úgy kell értelmezni, mint az atmoszféra azon területét, ahol az ózonkoncentráció 220 Dobson-egység alá esik. Az ózonréteg vastagsága évszakos és földrajzi szélesség szerinti változást is mutat. A trópusok feletti sztratoszférában a legmagasabb, a sarkvidékeken pedig a legalacsonyabb az ózonkoncentráció. Az évszakos változásban pedig nyáron a legmagasabb, télen pedig a legalacsonyabb a koncentráció 1987-ben Montrealban aláírták az ózonréteget csökkentı vegyi anyagok kibocsátásának visszaszorításáról szóló jegyzıkönyvet. Ezt a jegyzıkönyvet Londonban és Koppenhágában módosították, elırehozva a veszélyes vegyi anyagok termelésbıl való kivonásának határidejét. A tudományos eredmények azonban azt mutatták, hogy ezek az intézkedések nem kielégítık, 1997-ben elfogadták az ózoncsökkentı gázok teljes kivonását. Ennek köszönhetıen a fıbb ózoncsökkentı vegyi anyagok használata 80 %-kal csökkent, ennek ellenére a CFC-gázok illegális kereskedelmét évi 25000 tonnára becsülik. Az alábbi táblázat az ipari és az iparosodó országokban használt ózoncsökkentı gázok betiltásának idıpontját mutatja. HEIJUNGS et al. (1992) a sztratoszférikus ózon koncentráció csökkenésének jellemzésére az ózon rétegkárosítás potenciált (ODP) használta, mint karakterisztikus tényezıt, az alábbiak szerint:

16 UV: az ultraibolya sugárzás típusai; UVC: nem okoz problémát, csírátlanító hatású; UVB: kicsi, de veszélyes része a sugárzásnak, a legtöbb abszorbálódik az ózónrétegben, bırt és a szemet károsítja; UVA: hosszú hullámhosszú, mint fekete fény ismert, felelıs a bır cserepesedéséért, de gyógyászatban is használják bizonyos bırelváltozásoknál (www.americanairandwater.com/uv-facts 17 The Breakdown of Climate, Peter Bunyard, Floris Books, Edinburgh, 1999, valamint 'How ozone-Depletion Increases Global Warming', Peter Bunyard, The Ecologist, 1999 március-április.

74


ii

i mODPODP ∗=∑

ahol: mi (kg) az i-edik komponens tömege ODPi a komponens ózon réteg vékonyító potenciálja ODP indikátor eredmény kg CFC–11-egyenértékben kifejezve

24. táblázat Néhány fontosabb ózonkárosító anyag gyártásának és forgalombahozásának betiltása

Ózoncsökkentı anyag Ipari országok Iparosodó ország halon 1992/1994 2002/2010 klórozott és fluorozott szénhidrogének (CFC)

- /1996 - /2010

szén-tetraklorid (CCl4) - /1996 - /2010 metil-kloroform 1993/1996 2003/2015 metil-bromid 1995/2005 2002/2015 hidrokloro-fluorokarbonok (HCFC)

1996/2030 2016/2040

Megjegyzés: Az elsı adat a felhasználás befagyasztásának idıponja, a második pedig azt mutatja, hogy mikor lépett érvénybe az adott anyag felhasználásának teljes tilalma. Forrás: www.wikipedia.org

18. ábra A teljes ózon károsítás egysége 2008 január 26-án Az ózon csökkenés százalékban

Forrás: http://lap.physics.auth.gr/ozonemaps2/ 3. 5. 1. 4. Eutrofizáció A Globe riportja szerint a problémát elsısorban a mezıgazdasági talajfertıtlenítıszerek túlzott használata okozza, aminek következtében a nitrát kilúgozódik és mérgezi az ivóvízkészleteket. A CML jellemzésében az eutrofizáció fıleg a levegı és víz emissziókhoz kapcsolódik. Ezek hozzájárulása az eutrofizációhoz azonban csekély, a fertıtlenítık csak mintegy 10%-át teszik ki. A mőveletlen biotópoknál azonban, ahol a tápanyag mennyisége kisebb, ez az eutrofizáció kedvezıtlen hatással lehet a biodiverzitásra. A folyók és tavak eutrofizációs szintjének leírásához megállapított kritikus érték mind a foszfátra (0.15mg/l), a nitrátra (2.2mg/l). Ilyen értékek mellett nincs probléma az eutrofizációval, de az ezt meghaladó értékeknél azonban redukcióra van szükség.


75

3. 5. 1. 5. Nyári szmog Egy évszázaddal ezelıtt az évi átlagos ózon koncentráció 10 ppb körül volt. Ma ez az érték 25 ppb, ami nagyjából megegyezik a maximális megengedhetı koncentrációval. A fı problémát azonban nem az évi átlagérték jelenti, hanem a 300 ppb-t is meghaladó nyári csúcsok. Az ilyen csúcsok 90%-os csökkentéséhez az illékony szerves vegyületek (VOC-k) és a NOx-k 60-70%-os csökkentésére van szükség.

25. táblázat Példa a karakterisztikus faktorokra

Karakterisztikus faktorok

Hat

ás k

ateg

óri

a

Öss

zete

vık

Klím

a-vá

ltozá

s, k

g C

O2

ekv

./kg

em

issz

ió

Szt

rato

szfé

riku

s ó

zon

ká

roso

dás

K

g C

FC

-11

ekv

./kg

Fo

toké

-mia

i o

xid

ánso

k

Sav

aso

dás

kg

SO

2ek

v./k

g

Eu

tro

fizác

ió

Kg

PO

4 e

kv./k

g

Lev

egı

víz

Hu

mán

tox

icitá

s

Öko

toxc

itás

víz

kg

1,4

–D

CB

/kg

víz

em

issz

ió

széndioxid 1

Bróm- triflurmetán

5600 Klíma-változás

metán 21

Bróm-triflurmetán

12 Sztratosz-férikus ózon -árosodás

tetraklórmetán

1,2

Metán 0,05

Etán 0,123 Fotokémiai oxidánsok propán 0,176

kéndioxid a 1

ammónia 1,3 Savasodás

nitrogéndioxid

0,41

Ammónia 0,35 0,33

nitrogéndioxid

0,13

Foszfor 3,1

Tápanyag- dúsulás

nitrogén 0,42

Kéndioxid 0,096

Nitrogén-dioxid

1,3

Arzén 347699,7

Ólom 466,52

Nikkel 35032

vanádium 6240,35

Humán-toxicitás

Klórozott CH

b b

fenol 1,5 237

kadmium 289 1523

ólom 2,4 9615719

króm 1,9 6,9

réz 221,65 1157

Öko-toxicitás

Klórozott szerves vegyületek

b b

Megjegyzés: a: a kéndioxid csökkenti a klímaváltozást, kvantifikálása még viszont nem lehetséges; b nincs kvantifikált karakterisztikus faktor. Forrás: ISO/TR 14047:2003

76


3. 6. A hatásértékelés nem kötelezı elemei – normalizáció

A normalizáció az életciklus hatásértékelés kifejezésének egyik módja, amikor az indikátor adatokat valamilyen kiválasztott referencia érték felhasználásával átalakítjuk. Ezáltal összehasonlítást tudunk végezni a hatáskategóriák között. A referencia értékek kiválasztására több módszer is lehetséges:

• egy adott területre vonatkoztatott teljes emisszió vagy erıforrás felhasználás (az adott terület lehet globális, regionális vagy lokális),

• az adott területre vonatkoztatott emisszió vagy erıforrás felhasználás egy fıre vetített értéke,

• egyik alternatíva másikhoz való viszonyítása, • az összes lehetséges értékek között a legmagasabb érték.

Az LCA célja és keretei befolyásolják a lehetséges referencia értékeket. Meg kell azonban jegyezni, hogy a normalizált adatok csak egy-egy hatáskategórián belüli összehasonlítást tesznek lehetıvé. Például a savasodást nem tudjuk közvetlenül összehasonlítani a vízi toxicitással, mert a karakterisztikus faktorok számításának tudományos háttere különbözı.

26. táblázat Normalizációs értékek

Hatás kategória Mértékegység EU25 + 3 Világ EU25+3 (a világ %-ban)

Éghajlat változás

idı horizont= 20 év kg CO2-eq. 6.57E+ 12 5.76E+ 13 11

Idı horizont = 100 év kg CO2-eq. 5.21E+ 12 4.18E+ 13 12

Idı horizont = 500 év kg CO2-eq. 4.49E+ 12 3.36E+ 13 13

Ózon károsodás kg CFC-11-eq. 6.79E+ 06 2.10E+ 08 3

Savasodás

Idı horizont= 20 év kg SO2-eq. 2.23E+ 10 3.01E+ 11 7

Idı horizont = 100 év kg SO2-eq. 2.36E+ 10 3.18E+ 11 7



Édes vízi eutrofizáció kg P-eq. (édes vízbe) 3.47E+ 08 3.77E+ 09 9

Tengeri eutrofizáció kg N-eq. (felszíni vízbe)

5.89E+ 09 5.71E+ 10 10

Légzıszervi hatás

Fotokémiai oxidáció kg NMVOC-eq. 2.80E+ 10 3.51E+ 11 8

Szálló por kg PM10-eq. 8.12E+ 09 9.92E+ 10 8

Humán toxicitás

Idı horizont = 100 év kg 1,4-DCB eq. (városi levegıbe) 1.24E+ 11 1.20E+ 12 10

Idıhorizont = jelen kg 1,4-DCB eq. (városi levegıbe) 2.27E+ 12 8.86E+ 12 26

Édes vízi toxicitás

Idı horizont = 100 év kg 1,4-DCB eq. (friss vízbe) 5.83E+ 09 2.94E+ 10 20

Idıhorizont = jelen kg 1,4-DCB eq. (friss vízbe) 6.03E+ 09 3.07E+ 10 20

Tengeri ökotoxicitás

Idı horizont = 100 év kg 1,4-DCB eq. (tengervízbe) 8.98E+ 09 2.85E+ 10 32


77

Hatás kategória Mértékegység EU25 + 3 Világ EU25+3

(a világ %-ban)

Idıhorizont = jelen kg 1,4-DCB eq. (tengervízbe) 1.78E+ 12 6.24E+ 12 29

Szárazföldi ökotoxicitás

Idı horizont = 100 év kg 1,4-DCB eq. (ipari területen) 4.07E+ 09 3.72E+ 10 11

Idıhorizont = jelen kg 1,4-DCB eq. (ipari területen) 6.37E+ 09 5.09E+ 10 13

Ionizáló sugárzás kBq U-235 eq.(levegıbe) 2.90E+ 12 7.97E+ 12 36

Mezıgazdasági földhasználat m2 × év 2.10E+ 12 3.30E+ 13 6

Városi föld használat m2 × year 1.89E+ 11 4.71E+ 12 4

Fosszilis erıforrás kimerülés kg Sb eq. 7.23E+ 11 7.78E+ 12 9

Forrás: Sleeswijk et al., 2008 A csoportosítással a hatáskategóriák száma csökkenthetı, ha azokat egy specifikus tulajdonságuk alapján összevonjuk, és ezáltal kezelhetıbbé válnak. Ezzel az indikátor számát csökkentjük vagy rangsoroljuk azokat. Erre a következı két lehetıség adódik:

• emissziók alapján történı csoportosítás, • prioritások alapján történı csoportosítás.

A súlyozás a különbözı hatáskategóriák egymáshoz viszonyított relatív súlyát adja meg. Ez a tanulmány célja, vagy az érintettek számára lehet fontos.

27. táblázat Környezeti hatáskategóriák és normalizációs adatok

Környezeti hatás Rövidítés Mérték- egység

Világ

Hollandia

Erıforrások igénybevétele, megújuló és meg nem újuló forráshasználat a világkészletekhez viszonyítva

BDF = Biotic Depletion Potential, ADP = Abiotic Depletion Potential,

év 1,06 0,0106

Energia felhasználás, egyenlı az energia tartalommal

EDP = Energy Depletion Potential

kg év 109 235 2,35

Globális felmelegedés, üvegházhatás, 1 kg CO2-re vonatkoztatva

GWP=global warming potential

kg év 1012 37,7 0,377

Fotokémiai oxidánsok, 1 kg etilénhez viszonyítva

POCP kg év 109 3,74 0,0374

Savasodás 1 kg SO2-hoz viszonyítva AP = acidification potential

kg év 109 286 2,86

Élı szervezetek mérgezése (toxicitás), az emberi egészségre gyakorolt hatás, 1 kg testtömegre vonatkoztatva

HT = human toxicity kg év 109 576 5,76

Ökotoxicitás 1 m3 szennyezett vízre vonatkoztatva

ECA = Ecotoxicity, Aquatic

kg év 1012 908 9,08

Ökotoxicitás 1 m3 szennyezett talajra vonatkoztatva

ECT = Ecotoxicity, Terristrial

kg év 1012 1160 11,6

Tápanyagdúsulás, 1 kg PO4 –hez viszonyitva

NP = nutrification potential

kg év 109 74,8 0,748

Forrás: GUINÉE, 1993

78


3. 7. A hatásértékelés kritériumai

28. táblázat A terület, kiterjedés kritérium mennyiségi meghatározása

Mértékegység Megnevezés Értéke Példa <0,05 km2 helyi 1 lerakó >0,05 km2 Közepes, térségi 2 város >50 km2 regionális 3 ország >50 x 103 km2 kontinentális 4 Európa >50 x 106 km2 globális 5 Eurázsia

Forrás: Tóthné, 2001 Az idı kritérium az a regenerációs idı, amely az emberi beavatkozás utáni károk helyreállításához szükséges. Pl. az ózonréteg elvékonyodását okozó anyagok kibocsátásának azonnali megszüntetése utáni regenerációs idı elméletileg megegyezik az iparosodás idıszakával. Természetesen különbség van a természetes és emberi beavatkozással elısegített regenerálódás között. A regenerálódás mértéke különbözı lehet:

• a természet reverzibilisen az eredeti állapotra visszaáll, vagy megközelíti az eredetit, • a természet reverzibilisen egy jobb állapotba kerül, nem feltétlenül szükséges, hogy az

iparosodás elıtti állapot legyen, • mőszaki megoldásokkal az eredeti állapot visszaállítása, • mőszaki fejlesztéssel egy jobb környezeti állapotba juttatás.

A szagok és a zaj okozta változás könnyen reverzibilissé alakulhat. A radioaktív sugárzásnak kitett terület viszont csak hosszú idı után lesz kevésbé toxikus, és sok mőszaki beavatkozás szükséges. Az ózonréteg regenerálása viszont mőszaki eszközökkel sem lehetséges. A mőszaki beavatkozások költségesek, ráadásul a források is korlátozottak, így az idı kritériumnál a természetes regenerálódási idıt veszik alapul. Az értékelési módszerek irodalma rendkívül gazdag, azok feldolgozása önálló kutatást jelentene, ezért itt nem foglalkozunk vele, csak 9. táblázatban összefoglaljuk a fontosabb módszereket.

29. táblázat A különbözı értékelési módszerek és alkalmazott kritérium típusok

Kritériumok száma és típusa Σ 1 2 3 4 5 6 7 8 9

Környezeti katasztrófa megközelítés, 1990 2 + + Szakértıi alapú mennyiségi megközelítés VINCI, 1991 + + + + + + Hatáskategória módszer, BAUMANN et al. 1993 2 + + Környezeti prioritási stratégiák felállitása terméktervezésnél STEEN és RYDING, 1992

+ + + + + + + +

Tellus módszer 2 Kritikus térfogat aggregációja HABERSTATTER, 1991 + Ecoindikátor 95 GOEDKOOP, 1995 1 + Smitz et al. 1995 6 + + + + + +

Megjegyzés: Σ: az összes kritérium száma a módszerben; 1: normalizációs kritérium; 2: túlterhelés kritérium; 3: a veszélyek kiterjedése; 4: reverzibilitás, irreverzibilitás, idı; 5: hely, földrajzi kiterjedés; 6: a népesség környezeti preferenciája; 7: a negatív hatások tudományos bizonytalansága; 8: fizetési hajlandóság a normális állapot megtartása érdekében; 9: más kritériumok. Forrás: Volkwein, Gihr és Klöpfer, 1996 nyomán


79

Az életciklus-értékelés metodikájának néhány fı jellemzıje az ISO 14040 szabvány szerint: – “Az életciklus-értékelési tanulmányoknak módszeresen és megfelelıen kell foglalkozniuk a termékrendszerek környezeti tényezıivel, a nyersanyagbeszerzéstıl a végsı hulladéklerakásig. Az életciklus-értékelési tanulmány részletezési mélysége és idı keretei széles határok között mozoghatnak a célok és a tárgykör kijelölésétıl függıen. – Az életciklus-értékelési tanulmányok tárgyköre, feltételezései, adatminıség-leírása, metodikája és eredménye legyen áttekinthetı. Az életciklus-értékelési tanulmányok írják le és dokumentálják az adatforrásokat, és ezeket világosan és megfelelı módon közöljék. –Az életciklus-értékelési tanulmány szándékolt felhasználásától függıen történjenek intézkedések a bizalmas kezelésre és a tulajdonjogok tiszteletben tartására. – Az életciklus-értékelés metodikája tegye lehetıvé a technika állapotára vonatkozó új tudományos megállapítások és fejlıdések bekapcsolását. – Az olyan életciklus-értékelési tanulmányoknak, amelyek a nyilvánosság részére rendelkezésre bocsátandó összehasonlító állításokat tartalmaznak, sajátos követelményei vannak. – Nincs tudományos alapja annak, hogy az életciklus-értékelés eredményeit át lehet alakítani egyetlen átfogó pontszámmá vagy mérıszámmá, mert az elemzett rendszerekben különbözık a megalkuvás és a bonyolultság fokai az életciklus különbözı szakaszaiban. – Az életciklus-értékelési tanulmányok elkészítése nem egyetlen módszerhez kapcsolódik. A szervezetek a nemzetközi szabványnak megfelelıen rugalmasan alkalmazhatnak a gyakorlatban különbözı értékelési módszereket a konkrét helyzet és a felhasználó követelményének függvényében. A részletezés mértéke, a kiértékelendı hatások és a módszerek kiválasztása a tanulmány céljától és tárgykörétıl függ. Ez az értékelés tartalmazhatja az életciklus-értékelési tanulmány céljának és tárgykörének iteratív felülvizsgálati folyamatát, annak megállapítására, hogy a tanulmány elérte-e a kitőzött célt, vagy módosítani kell a célt és a tárgykört, ha az értékelés azt mutatja, hogy a cél nem elérhetı. A hatások értékelésének szakasza többek között például a következı elemeket tartalmazhatja:

• a leltáradatok hozzárendelését az egyes hatáskategóriákhoz (osztályozást), • a leltáradatok modellezését a hatáskategóriákon belül (jellemzést), • az eredmények összefoglalását egyes konkrét esetekben, ha ennek van értelme

(súlyozást). Viszont a szabvány is felhívja a figyelmet arra, hogy a súlyozás elıtti adatoknak elérhetınek kell maradni.

A hatásértékelés metodikai és tudományos keretei még ma is fejlıdnek. A hatáskategóriák modelljei különbözı fejlettségi stádiumban vannak. Nincs általánosan elfogadott metodika arra, hogy miképp kell következetesen és pontosan hozzárendelni a leltáradatokat a konkrét potenciális környezeti hatásokhoz. Szubjektív elem is van az életciklus-elemzés hatásértékelési szakaszaiban, például a hatáskategóriák kiválasztásában, modellezésében és értékelésében. Ezért döntı fontosságú, hogy a hatásértékelés áttekinthetı legyen, és a feltételezések világosan legyenek leírva és dokumentálva.

80


30. táblázat Hollandiára vonatkozó normalizációs adatok Hollandia területére és fogyasztására alapulva

CML osztály

Uni

t

Hol

land

ia

1993

/ 199

4

Biz

onyt

alan

ság

Hol

land

iára

H

olla

nd

fogy

aszt

ás

1993

/199

4

Ny-

Eur

ópa

1990

-199

4

Üvegházhatású gáz

kg CO2-eq/an

2,1E+11 S 1,4E+11 4,2E+12

Ózonréteg elvékonyodás

kg CFC11eq/an

4,4E+06 M 2,6E+06 5,6E+07

Fotokémiai szmogképzıdés

kg ethane-eq/an

1,9E+08 M 1,3E+08 6,3E+09

Savasodás kg SO2eq/an 9,2E+08 S 5,4E+08 3,4E+10

Eutrofizáció kg PO4eq/an 1,1E+09 S 5,4E+08 8,6-23E+09

Humán toxicitás kg HC eq/an 8,8E+08 C 6,1E+08 3,9E+10

Vízi ökotoxicitás M3 ECA/an 8,9E+12 C 5,1E+12 4,4E+14

Kis szárazföldi ökotoxicitás

kg ECT/an 1,2E+13 C 8E+12 2,3E+14

Magas szárazföldi ökotoxicitás

kg ECT/an 1,4E+14 C 5,6E+13 2,5E+16

Adiabatikus kimerülés /an 6,6E-03 S 5,6E-03 pm

Alacsony főtıértékő energiahasználat

MJ/an 2,9E+12 S 1,8E+12 5,8E+13

Magas főtıértékő energia használat

MJ/an 3,1E+12 S 2,0E+12 6,1E+13

Lerakott szilárd hulladék

kg/an 8,8E+09 S 14E+09 9,7-54E+10

Forrás: Pre (2005) A normalizáció a termékrendszer által okozott környezeti hatás egy vagy több környezeti problémához való relatíve hozzájárulását méri. Az ISO 14044 szabvány szerint a normalizáció a kategória indikátor kiterjedésének számítása a referens információkra vonatkoztatott adatok alapján. A normalizációs mutató alapját a referencia régióban a referens évhez viszonyított teljes évi emissziók képezik. Mivel a javak és szolgáltatások elıállítása során számos környezetterhelés felmerül REBITZER et al., (2004) bemutatták, hogyan lehet meghatározni és modellezni a termékek életciklusát, mint egy olyan módszert és eszközt, amely elısegíti annak bemutatását, hogy a hulladékok, emissziók és erıforrás fogyasztás adatai hogyan kapcsolódnak a leltár adatokhoz. Az életciklus értékelés gyakorlatára újabb adatokkal és információkkal D. W. PENNINGTON, 200418 tanulmányában is találkozhatunk.

18 http://www.sciencedirect.com/scidirimg/entities/REcor.gif" [email protected]"


81

3. 8. Dán normalizációs adatok

A dán normalizációs adatokat 1999. évre WENZEL et al. (1997) publikálta hivatkozva az 1990. és 1994. évi STRANDDORF et al. (2001) által bemutatott és aktualizált adatokra. A dán projektben 1999 évi emissziós adatokat alkalmaztak, a dán normalizációs referencia az IPP project melléktermékeként véletlenszerően született meg19 (PLOVSING & DALGAARD, 1997), ebben csak a dániai tevékenységek emisszióit, mint hazai elszámolási gyakorlatot vették alapul, míg késıbb az importált, feldolgozott és újra exportált termékek fogyasztását is figyelembe vették.

31. táblázat A dán termelés és fogyasztás teljes környezeti hatása, 1999-ben

Hatás kategória

Röv

idíté

s

Egy

ség

Nor

mal

izác

iós

érté

k

Lako

s-eg

yené

rték

20

Üvegházhatás gw Mg CO2-eqv 9.73E+07 1.83E+01

Ózonkárosodás od Mg CFC-11-eqv 5.88E+01 1.11E-05

Savasodás ac Mg SO2-eqv 1.06E+06 1.99E-01

Tápanyag gazdagodás ne Mg NO3-eqv. 2.29E+06 4.30E-01

Fotokémiai ózon (magas NOx) po Mg C2H4-eqv 9.52E+04 1.79E-02

Öko-toxicitás (vízi, krónikus) etwc m³ víz 1.53E+13 2.88E+06

Öko-toxicitás (vízi, akut) etwa m³ víz 1.52E+12 2.86E+05

Öko-toxicitás (talaj, krónikus) etsc m³ talaj 3.04E+12 5.71E+05

Humán toxicitás (levegı) hta m³ levegı 1.01E+16 1.91E+09

Humán toxicitás (víz) htw m³ víz 1.93E+11 3.63E+04

Humán toxicitás (talaj) hts m³ talaj 1.53E+08 2.88E+01

Biodiverzitás csökkenés nob PAFm²yr 1.09E+11 2.05E+04

Forrás: WEIDEMA et al., 2005 OERS és HUPPES (2001) 10 kategóriára számolt normalizációs faktort Guineé karakterisztikus faktoraira támaszkodva. A szerzık minden kategóriára 3 normalizációs faktort adtak meg. Az egy dollárra esı évi, az egy dollárra esı összes és az egy lakosra esı összes terhelés alapján. Az egyes módszerek közötti különbségek jól tükrözıdnek, ha az egyes karakterisztikus indikátorokat vizsgáljuk különbözı módszerek felhasználásával a korrelációs együtthatók alapján.

19 Prioritisation within The Integrated Product Policy. 3 Danish LCA normalisation data for year 1999 20 5.313577 E6 inhabitants in DK in 1999

82


32. táblázat A módszerek közötti eltérések a korrelációs együttható (R2) és szignifikancia alapján

Módszer EDIP Priofaktor CPM EURAM EDIP 1 0,77 (<0,001) 0,82 (<0,001) 0,65 (<0,001) Priofaktor 0,77 (<0,001) 1 0,58 (<0,01) 0,70 (<0,001) CPM 0,82 (<0,001) 0,58 (<0,01) 1 0,40 (<0,05) EURAM 0,65 (<0,001) 0,70 (<0,001) 0,40(<0,05) 1 Forrás: LARDEN et. al, 2001

3. 9. Az ecoscarcity módszer – környezeti szőkösség módszer

A svájci életciklus-elemzések gyakorlatában jelenik meg ez a módszer. Az ökoscarcity módszerben a sokváltozós értékelmélet (MAVT) képezi a normalizáció alapját. Jyri SEPPÄLÄ and Raimo P. HÄMÄLÄINEN (2001) a céltól való távolság és a normalizációs elmélet vizsgálatának módszereit elemezve arra keresett választ, hogy a társadalmi-gazdasági aktivitás a célállapot és emissziók között milyen kapcsolat áll fenn, és melyik matematikai modell ad pontosabb leírást. A környezeti/gazdasági szőkösség módszerénél (Ecoscarcity method) a normalizációs tényezı értelmezhetı úgy, mint egy adott régióhoz tartozó környezeti j környezeti beavatkozások célértéke )( T

jE . Az intervenciós súlyok a redukciós tényezık ( Tj

Nj LL / ). Bizonyos egyszerő

feltételeket adottnak véve (origón áthaladó lineáris kárfüggvények, és egyenlı )( Tji Ld

kárértékek az TjL pontoknál) a MAVT keretrendszer a környezeti hatáseredmények

számításához a következı számítási szabályt eredményezi:

jN

jm

j jT

jNm

j jT

j

L

aL

L

L

L

aLaI

)()()(

11

⋅== ∑∑==

Ebben az esetben a beavatkozási súlyok (L

iw ) egyenlık, és az egyenlet nem felel meg a

gazdasági szőkösség módszeréhez tartozó összegzési szabálynak. A gazdasági szőkösség módszeréhez tartozó ( T

jNj LL / ) redukciós tényezık szükségessé teszik az N

jL normalizációs

tényezık használatát a MAVT szempontjából. Megjegyzendı, hogy a számítási szabályok sok analógiát mutatnak a MAVT keretrendszer alapján a teljes környezeti hatás számításával, mely megfelel az Ecoindicator 95 számítási szabályának. Tételezzük föl, hogy az TjL célt ökológiai kritikus terhelési szintek alapján állapítják meg. A

MAVT keretrendszer a következı megoldást ajánlja:

jT

jN

jm

j jT

jN

LL

aL

L

LaI

−⋅= ∑

=

)()(

1


83

A normalizációs faktor adott régióra vonatkozó környezeti intervenciójának (j) viszonya a cél állapothoz:

jN

jm

j jT

jNm

j jT

j

L

aL

L

L

L

aLaI

)()()(

11

⋅== ∑∑==

ahol:

LTj az adott régió célállapota.

A cél állapot lehet környezetileg elfogadható terhelési cél, de lehet politikailag elfogadható terhelési szint is. Igazából még nincs teljesen kimunkálva a célállapothoz való viszonyítás és súlyozás.

3. 10. A károsodás-orientált (végpont orientált) életciklus-hatáselemzés

A károsodás vagy végpont orientált életciklus hatásértékelésnél 3 lehetséges megoldás található. Minimum követelmények esetén: a leltár elkészítésével annak elemzését a készítı az olvasóra hagyja. Az olvasó dönti el az egyes környezeti hatások fontosságát, prioritását. Adott esetben a készítı az egyes adatokat rövid szöveges megjegyzéssel láthatja el. A középút: mivel a leltár bizonyos pozíciói hasonlóféle hatást válthatnak ki, ki kell számolni hatáskategóriánként egy mérıszámot a várt hatás nagyságának megfelelıen, a leltár mennyiségeinek felhasználásával, továbbá a hatás-összefüggések ismeretében. Ez az állapotértékelési fázis aztán rendre besorolja a száznál is több leltáradatot 12 hatásindikátorra. Ilyenek a CO

2 ekvivalens klímaváltozás, vagy a SO

2 ekvivalens savasodás. Az indikátorok

fontosságának megítélését a mérleg készítıje ebben az esetben az olvasó prioritási sorrendjére és ismereteire hagyja, adott esetben megjegyzésekkel kommentálhatja azokat. Maximum: Ebben az esetben a környezet egyszerősített reprezentánsokkal („areas of protection”) kerül bemutatásra, amiknek az állapotát ún. állapotmérıkkel mutatják be („damage indicators”). A reprezentánsok rendszerint 3 elembıl állnak, emberi egészség, ökoszisztéma, és természetes források. Ezeket „végállapotként” jellemzik, mivel ennél a károsodást az emisszió, vagy forráshasználat következményeként lehet felfogni. A hatásláncban fel kell használni az összes rendelkezésre álló ismeretet a leltár szintjétıl egészen az emberi egészség, ökológia, és források károsodásáig, így lehet egy leltár káros hatásait 3 „damage indicator-ba” sőríteni. Ezzel az interpretációt a tanulmány olvasójának nagymértékben meg lehet könnyíteni. Nem kell tovább az ózonréteg károsodást, vagy savasodást megítélnie, hanem elég csak a megbetegedésekrıl, elvesztett életévekrıl informálódnia, amiket az emissziók, vagy forráshasználatok okoznak. Az elızıekben felsorolt 3 módszert nevezzük „végállapot modellezés”-nek, vagy más néven „kár(osodás)-orientált életciklus-hatáselemzés”-nek. Ez az elképzelés került az ökoindikátor 99 módszerben konzekvensen végigvezetésre. A „damage oriented” fogalom annyit tesz, hogy a modellezési koncepció a védendı tárgyakból és az ezekben megfigyelendı vagy elvárt károsodásokból indul ki, és nem egy egyedüli emissziófajtát vesz alapul. Természetesen, mint minden módszernek, ennek is megvannak az elınyei, és hátrányai.

84


19. ábra A károrientált elemzés folyamata

Forrás: TRACI Az életciklus-elemzésnél gyakran felmerül az, hogy milyen megközelítést alkalmazzanak. A karakterisztikus faktorok vizsgálatánál és a normalizációnál is találkoztunk a kategóriaindikátorokkal, amely a leltárban szereplı anyagok csoportosítását jelentısen megkönnyíti. A hatáskategóriák a károkozás irányában köztes ponton találhatók, és gyakran az ismert koncentrációk miatt ezek a közti értékek pontosabban megadhatók, mint a végpontként jelentkezı környezeti károk. Jellemzés során a leltártáblában szereplı összes paraméter környezeti hatásának abszolút értékben történı meghatározásáról van szó. A hatásindikátorok jellemzésére a következı összefüggést alkalmazzák A TRACI módszerben.:

Leltáradat * karakterisztikus faktor = hatásindikátor Ennek figyelembe vételével a globális felmelegedés jellemzése megadható az üvegházhatású gázok (kloroform és metán) meghatározott mennyiségének GWP értéke alapján:

Kloroform GWP faktor értéke 9; mennyisége 9 kg, Metán GWP faktor értéke = 21; mennyisége = 4,5 kg

Kloroform GWP hatása = 9 x 9 = 81 kg Metán GWP hatása = 4,5 x 21 = 94,5 kg

Összesen: 175,5 kg CO2

CI és Br kémiai reakciói

Kevesebb ózon miatt nı az UV sugárzás, ami a végpontot

CI és Br károsítja az ózonréteget közti érték (midpoint) méri a ODP-t

Immunrendszer károsítás Anyagok károsodása, mőanyag

Bırrák

Gabona károsítás Tengeri élet károsodás

Hályog

Emissziók (CFC-k, halonok)


85

3. 10. 1. A kár-orientált életciklus-hatáselemzés elınyei A kár-orientált szempont felhasználásának egyik nagy elınye az, hogy általa az LCA tanulmány átláthatóbbá válik. Ugyanis a módszer kiindulópontja az emberi egészség, ökoszisztéma vagy források megfigyelhetı vagy jellemzı károsodásai. Így vetıdik fel kényszerően a kérdés, hogy az egész hatáskategóriára vonatkozóan lehetséges-e a károsodást teljes terjedelmében figyelembe venni. Erre irányul az ökoindikátor 99 módszere is. Ha például tekintettel szeretnénk lenni az emberi egészség károsodására és az ökológia károsodására, akkor gyorsan felismerhetı, hogy ez nem lehetséges a földhasználati aktivitás ismerete nélkül. Tehát ha egy módszer az emberi egészségen kívül a természetbeni nem emberi életet is figyelembe akarja venni, de a földhasználat hatásait nem modellezi, akkor ez az LCA tanulmány teljességi kritériumának elvesztését jelenti. Ha a modell bizonytalansága jobban nı, mint a környezettel való kapcsolat szorossága, meg kell állni az elemzésben. Ebben az esetben a módszer 3 jó tulajdonságáról beszélhetünk (TAMASKA, 2006).

• A természet valódi kárának modellezése Eredetileg a környezeti károkat az ózonbomlás, savasodás, globális felmelegedés stb. jellemezi. A módszer alkalmazásával ez elkerülhetı, és közvetlen választ kapunk arra, hogy a globális felmelegedés és az ózonréteg „ritkulása” miért nem kívánatos jelenség, mert általa az emberi egészség, vagy a növényi életformák károsodnak. Ez az ökomérleg módszer továbbfejlesztésének lényege. A meglévı információkat a CO

2

koncentráció, O3

koncentráció, és az emberi egészség, illetıleg az ökoszisztéma

összefüggései között a módszerbe kell építeni. • Az interpretáció jobb segítése

Az LCA tanulmányok utolsó fázisa az eredmények értelmezése. A mai fejlesztési stratégiák szerint ezt a legnehezebbnek számító fázist igyekeznek minél hátrébb tolni a ma még gyerekcipıben járó interpretációs fázisba. Példa: ha valaki nem tudja, hogyan kell kategória indikátorokat képezni biotikus források használatára, mint a tengeri halakra és értékes fákra, akkor egybıl kijelenti, hogy a tengeri halak, és az értékes faállomány összeszámolásának feladata az interpretációs fázisra tartozik, és ebben az esetben nem kell vele foglalkozni. Ennek a problémának más emberre hárításával a hatáskategóriák száma erısen megnövekedhet, és ezzel együtt növekszik azoknak a problémája, akiknek az interpretációs fázisról gondoskodni kell. Valójában az interpretációs fázis az indikátorok becslése, megítélése minden hatáskategóriában egy ökológiai összértékelés képzésének céljából, ami egy konkrét LCA-esettanulmány legnehezebb interdiszciplináris része.

• A tanulmány teljességének tisztább áttekintése 3. 10. 2. A kár-orientált életciklus-hatáselemzés hátrányai Egyre több szakpublikáció jelenik meg arról, hogy összefüggés van a hatáskategóriák hatásai, és a „védendı tárgyak”, mint emberi egészség, ökoszisztéma, és a források között. Ha valamirıl többet megtudunk, akkor annál több kérdés vetıdik fel. Például ha ismerjük, hogy 1 fok átlaghımérséklet-növekedés hatására mennyivel emelkedik a szív és érrendszeri halálozások száma, akkor nem biztos, hogy tudjuk, mi fog történni viharok, vagy áradások esetén. Ilyen lyukak miatt van az, hogy nem vagyunk biztosak abban, hogy mit is modellezzünk. Az ismertet, de esetleg kevésbé fontosat, mialatt az ismeretlen, de mégiscsak fontosabb egyszerően elvész.

86


Az ismereti hiányosságokon kívül egy hatáslánc egyik tagjának mennyiségi adatainak hiánya is bizonytalan tudást okoz. Ha már a leltár összeállításánál hiányosságok jelentkeznek, vagy akár a jellemzési faktorok elıállításánál, a hatáslánc továbbmodellezésével egyre csak növekszik a számítási eredmények bizonytalansága. Ennek két oka lehet:

• a variációk száma növekszik a hatáslánc hosszával, valamint • ez a variációs hatás erısödik, ha a bizonytalanságok az utolsó lánctagnál, az emberi egészség-, ökoszisztéma-, és forráskároknál jelentkezik.

A bizonytalanságok csökkentésére gyakran alkalmazott módszer a Monte Carlo szimuláció. A bizonytalanságok és a környezet közötti kapcsolatot szemlélteti POTTING et.al. (2003) ábrája.

20. ábra A végpont-középpont módszerek között kapcsolat összefüggései

Forrás: Potting et al., 2003 A gyakorlatban is elterjedt a holland Pré Consultant B.V. által kifejlesztett Eco-Indicator 99 értékelési módszer. A módszer lényege, hogy egy termék elıállításához, vagy egy folyamat során felhasznált anyagokhoz és részfolyamatokhoz egy-egy Eco-Indicator értéket rendel hozzá, mely az adott anyag vagy folyamat környezeti problémákban játszott szerepét fejezi ki. Ezek az adatok, ökopontok az adott termékre összegezhetık. Minél nagyobb ez a számérték, a termék káros hatása a környezetre annál jelentısebb. A módszerrıl részletesebben a következı fejezetben lesz szó.

3. 11. A súlyozás szerepe az életciklus-elemzésben

A hatásértékelés az életciklus-elemzés azon szakasza, amelynek célja annak kiderítése és értékelése, hogy mekkora a mértéke és jelentısége a vizsgált rendszer környezeti hatásának. Az életciklus-elemzés hatásértékelı folyamata során a leltárban meghatározott környezeti terhelések hatását számszerősítjük. Az értékelés a kapott leltáradatok hatáskategóriához rendelésével, osztályozásával, jellemzésével és a különbözı hatáskategóriák súlyozásával


87

valósítható meg. Ennek eredményeképp minden környezeti kategória esetén egy számmal tudjuk kifejezni a vizsgált életciklus hatását. A környezeti hatásvizsgálat különbözı módszerek szerint történhet. A jelenleg ismert módszerek a következık:

• ABC módszer A szabvány által is megadott az anyagok környezetre gyakorolt hatása alapján 3 kategóriába sorolhatók kevésbe fontos, fontos, igen jelentıs hatás.

• Kritikus térfogat alapján történı értékelés • Anyagáram alapján történı értékelés

A SETAC (Society of Environmental Toxicology and Chemistry) 1998-ban több munkacsoportban is foglalkozott az életciklus-elemzés módszertani kérdéseinek fejlesztésével, többek között az osztályozás súlyozás és normalizáció szempontú megközelítésével. Céljuk az volt, hogy a hatáskategóriák és a kategória indikátorok leírására a lehetı legjobb elérhetı módszert dolgozzák ki (HAES, 1999). A WIA munkacsoport útmutatást ad a hatáskategória végpontok kiválasztására és a modellezésre. Emellett az útmutató néhány normalizációs lépés követelményét is megfogalmazta. Az általuk használt modell egyrészt a leltár táblákhoz, másrészt a súlyozáshoz illeszkedik. Megadták a z életciklus leltárértékelésben a súlyozáshoz alkalmazható módszerek lehetséges listáját is. HOFSTETTER (1996), és LINDEIJER a súlyozási módszereket az alábbiak szerint csoportosította:

• proxy, • technológiai, • pénzügyi, • szerzık által felállított célok, szabványok céltól való távolság módszere, • panel módszer • A SETAC munkacsoport HOFSTETTER (1999) nyomán a 13 súlyozási elvet a

súlyozás forrása és a bemutatás módja alapján az alábbiak szerint csoportosította: • szakértıi közvetlen, • közvéleményre épülı közvetlen, • kontingens értékelési módon alapuló módszere, közvetlen, • politikai rendszer szerinti, közvetlen, • politikai rendszer szerinti közvetett, • társadalmi fizetési hajlandóságra épülı közvetlen • monetarizálásra épülı indirekt

Az eddigi gyakorlat szerint alkalmazott súlyozási módszerek:

88


21. ábra A súlyozási módszerek rendszerezése

Forrás. Saját szerkesztés A súlyozással szembeni általános elvárásokra, mint egy kiindulópontként LINDEIJER, (1996) az alábbi javaslatokat fogalmazta meg:

1. általában szubjektív súlyozási jellemzıkhöz kapcsolódik, 2. megfelel az LCA céljának, beleértve az idıt, pénzt, kommunikációs eljárásokat, és

az ellenırzési tevékenységek hatékonyságát is, 3. a hatások közötti súlyozást kell valahogy megoldani, 4. a bizonytalanság kezelése, 5. Az összes jelenlevı környezeti problémára alkalmazható legyen, 6. rugalmasság az új problémákhoz, 7. legyen világos, átlátható, pl. legyen világosan meghatározva használt súlyozási

kritérium, szerepeljen minden súlyozási lépés, és biztosítva legyen a hitelesítés, 8. a súlyozást nem kell külön mértékegységgel kifejezni, 9. a probléma típusoknak pontosan ugyanazt az alakját kell használni, mint az

osztályozásnál és karakterizációnál, 10. az ellentmondásokkal kapcsolatos elvárások, 11. legyenek a súlyozási elvek egyszerőek és érthetıek, 12. tartalmazzák az összes természettudományos információt, 13. egyesítse az összes bevont komponens általános hatását, 14. legyen különbséget idıben és régiók között, 15. használjon egyszerő pontszámot vagy jelölést az optimális kommunikációhoz, 16. a súlyozást csak besorolásra használja, és tartalmazzon kvalitatív információkat is,

amikor szükséges, 17. legyen reprodukálható, 18. tegye lehetıvé a társadalmi vitát.

A súlyozás az életciklus-elemzés egyik fontos és gyakran vitatott eszköze. ELDH & JOHANSSON (2006) szerint ennek ellenére széles körben alkalmazott. Vita gyakran azért övezi, mert társadalmi, politikai és etikai kérdések is bekerülnek a súlyozási elvekbe. İk a súlyozást a környezeti hatások pénzügyi értékelésével összefüggésben vizsgálják, mint a


89

környezeti adók bevezetésének megalapozó módszerét. A súlyozás alapja lehet a széndioxid emissziók értékelése, vagy a nitrogén mőtrágya esetében a nitrogén emisszióra alkalmazott súlyozási faktorok használata. Ugyancsak az ökoadókkal kapcsolatban a köztiértékre vonatkozó súlyozási módszerek használatát illetıen FINNVEDEN et al., (2006) is kifejtette véleményét. Megítélésük szerint sokkal kevesebb bizonytalanságot tartalmaz a köztes értékekkel történı számolás, mint a végponthoz tartózó kár meghatározás, veszélyelemzés. Szerintük jól alkalmazható módszer a környezeti adó mértékének meghatározására és fordítva is igaz. HOWARD et al., (1999) tanulmányában az építıanyagokra vonatkozó esettanulmányában a panel módszer alkalmazásának példáját mutatja be. A súlyozásra, különösen a kockázat vagy veszélyelemzés kapcsán gyakran alkalmazzák a Monte Carlo szimulációt, általában a bizonytalanság elemzésére, vagy az input paraméterek változása hatásának jellemzésére. A elemzési bizonytalanságokat elıidézı meghatározó hatással bíró további szempontok, mint pl. maga a modell teljességére vagy valósághő jellegének vizsgálatára a Monte Carlo modulok nem alkalmasak.

33. táblázat A súlyozás elvei és jellemzıi

Jellemzık Súlyozási elvek, módszerek

Súl

yozá

s fo

rrás

a

Föl

draj

zi

beha

táro

lás

Bem

utat

ás

Von

atko

zási

al

ap

Súl

yozá

s sz

intje

proxy1 ) szakértıi vélemény világ direkt, de

rejtett F

overall problem

politikai céltól való távolság

közvélemény képviselıinek konszenzusa

politikai terület indirekt K

(korlátozott)

K, (P)

fenntarthatóságtól való távolság

szakértıi vélemény minden indirekt, de jól ismert

nem hatás irányú

K, P

Társadalom fizetési hajlandósága

közvélemény képviselıinek konszenzusa

minden (politikai terület)

indirekt K

(korlátozott)

A

piaci értékelésen alapuló (megelızés költsége, utazási költség, hedonikus ár, piaci ár)

közsségi akciók súlyozott átlag

minden (piaci felmérés)

indirekt F K, A (V)

CVMs reprezentatív közvélemény kutatás

régiós felmérés közvetlen F A, K, P,

V politikai folyamat közvélemény

képviselıinek konszenzusa

politikai terület (megye,

ország, régió, világ)

közvetlen K K, P, V

közvélemény területe reprezentatív közvélemény kut.

régiós felmérés közvetlen F (K), P, V

szakértıi vélemények szakértıi felmérés címzett régió közvetlen K/F K, P, V szakértıi Delphi szakértıi konszenzus címzett régió közvetlen K K, P, V közvélemény Delphi részleges konszenzus

(alcsoportok) régiós felmérés közvetlen F (K), P, V

szakértıi panel szakértık felkérése címzett régió közvetlen K/F K, P, V közvélemény panel reprezentatív

közvélemény kut. régiós felmérés közvetlen F (K), P, V

Megjegyzés: Súlyozás forrása: konszenzus/ kérdıív, szakértıi/közvélemény; Bemutatás: Közvetlen/Közvetett; Vonatkozási alap: analitikai folyamatok, környezeti ismeret, társadalmi, gazdasági konszenzusa (A), elismert fontosság (F); Súlyozás szintje: környezeti kapcsolatok (K), környezeti problémák (P), a biztonságos célok veszélyeztetése (V), akciók (A); Forrás: Finnvenden, 1999.

90



1. Milyen hatáskategóriák alapján történik a környezeti hatások értékelése? 2. Milyen modell alapján történik a globális felmelegedés értékelése? 3. Mit jelent a savasodási potenciál? 4. Hogyan értelmezhetı az ózon réteg károsodása? 5. Milyen értékelési kritériumok lehetségesek? 6. Hogyan értelmezhetı a normalizáció a környezeti szőkösség módszernél? 7. Mi a különbség a probléma orientált és károrientált értékelési módok között? 6. Mi az elınye és a hátránya a károrientált értékelési módszernek?

91

4. Az életciklus-elemzésben alkalmazott leggyakoribb módszerek Az életciklus-elemzésre az elmúlt évtizedekben több módszert is kidolgoztak. Ezekre részben már utalás is történt a jegyzet elsı fejezetében. A módszerek mindegyike a környezeti hatások, vagy más megfogalmazásban a vizsgált termékek, folyamatok, termékrendszerek környezeti teljesítményének mérését kívánta megoldani. Mivel a gazdasági folyamatokkal lefedhetı életciklusok környezetre gyakorolt hatását és a kölcsönkapcsolatokat vizsgálták, érthetı, hogy a környezeti elemekben lejátszódó folyamatok modellezéséhez mőszaki, természettudományos megközelítéseket alkalmaztak. Gyakran arra törekedtek, hogy a sokféle hatást egyetlen, dimenzió nélküli pontértékben fejezzék ki. A környezetben lejátszódó átalakulások, kémiai folyamatok reakció kinetikai modellezéssel matematikailag leírhatók, s mintegy objektív eredményt adnak a terhelésrıl, az embert és környezetét érintı változásokról. A kapott indikátorértékek segítséget jelentenek a környezet-gazdaságtanból jól ismert externáliák meghatározásánál. Az életciklus-elemzésben alkalmazott gyakoribb módszerek a következık:

• CML vs. 2.1 (SimaPro 2), • Öko-indikátor - 95 SimaPro 3 hatás orientált, • Öko-pontok (Eco-points 97; CH), • Öko-indikátor 99 – károsodás orientált, • CML 2 2000 – probléma orientált, • EPS 2000 (Environmental Priority Strategies in product) – veszély orientált -

monetáris mérés, • EDIP (Environmental Design of Industrial Products) – dán módszer munkakörnyezet

és hulladék-szennyvízkezelés környezeti hatásaira, • IPCC21 2001 GWP V1.1- hosszú távú klimatikus változásokra, • IMPACT, • TRACI, • LIME, • IO-LCA.

Ahogy a fenti módszerek között találunk olyat (CML vagy öko-indikátor), ami egy korábbi verzió továbbfejlesztése, várható hogy a jövıben is bıvül a kör, a módszerek folyamatosan megújulnak, tökéletesednek, vagy új módszerek fejlıdnek ki. Jelenleg az alábbi kérdések foglalkoztatják a módszertannal foglalkozó kutatókat:

• az ökotoxicitás vizsgálata, • a kémiai vegyületek karakterisztikus adatainak meghatározása, • a Leltár-elemzés és érékelés újabb lehetıségei, • interneten elérhetı adatbázis létrehozása, • a környezeti és gazdasági adatok összekapcsolása IO-LCA, • kockázat elemzés, • környezeti értékelés – benchmarking, • monetarizálással összekapcsolt életciklus-elemzés.

21 International Panel on Climate Change

92

Az életciklus-elemzésben alkalmazott leggyakoribb módszerek

A módszerek különbözısége részben a hatás-értékelések eltérı megközelítésébıl adódik. Az életciklus-értékelések hatásértékelı szakasza arra törekszik, hogy kiértékelje a vizsgált rendszerhez kapcsolódó potenciális környezeti hatásokat, azok jelentıségét mérlegelje, az életciklus leltárelemzés során kapott eredmények felhasználásával. Ez a folyamat általában összekapcsolja a leltár adatait a konkrét környezeti hatásokkal, és igyekszik érthetıvé tenni ezeket a hatásokat. Az ezzel kapcsolatos számítások során fontos:

• A hozzárendelési eljárások meghatározása, ha olyan rendszerrıl van szó, amelyben többféle termék szerepel (például a nyersolaj finomítás különbözı termékei). Ilyenkor az anyag- és energiaáramokat és az ezekkel kapcsolatos környezeti kibocsátásokat világosan meghatározott eljárásokkal kell hozzárendelni a különbözı termékekhez, és ezeket az eljárásokat dokumentálni és indokolni kell.

• Az energiaáram számításnál a különféle üzemanyagok, villamosenergia-források, az energiaátalakítás és -elosztás hatékonyságának figyelembe vétele, valamint az energiaáram létrehozásával és hasznosításával kapcsolatos bemenetek és kimenetek elosztásának a kérdése jelenthet problémát.

Az életciklus-értékelés metodikájának néhány fı jellemzıje az ISO 14040 szabvány szerint: • Az életciklus-értékelési tanulmányoknak módszeresen és megfelelıen kell

foglalkozniuk a termékrendszerek környezeti tényezıivel, a nyersanyagbeszerzéstıl a végsı hulladéklerakásig. Az életciklus-értékelési tanulmány részletezési mélysége és idı keretei széles határok között mozoghatnak a célok és a tárgykör kijelölésétıl függıen.

• Az életciklus-értékelési tanulmányok tárgyköre, feltételezései, adatminıség-leírása, metodikája és eredménye legyen áttekinthetı. Az életciklus-értékelési tanulmányok írják le és dokumentálják az adatforrásokat, és ezeket világosan és megfelelı módon közöljék.

• Az életciklus-értékelési tanulmány szándékolt felhasználásától függıen történjenek intézkedések a bizalmas kezelésre és a tulajdonjogok tiszteletben tartására.

• Az életciklus-értékelés metodikája tegye lehetıvé a technika állapotára vonatkozó új tudományos megállapítások és fejlıdések bekapcsolását.

• Az olyan életciklus-értékelési tanulmányoknak, amelyek a nyilvánosság részére rendelkezésre bocsátandó összehasonlító állításokat tartalmaznak, sajátos követelményei vannak.

• Nincs tudományos alapja annak, hogy az életciklus-értékelés eredményeit át lehet alakítani egyetlen átfogó pontszámmá vagy mérıszámmá, mert az elemzett rendszerekben különbözık a megalkuvás és a bonyolultság fokai az életciklus különbözı szakaszaiban.

• Az életciklus-értékelési tanulmányok elkészítése nem egyetlen módszerhez kapcsolódik. A szervezetek a nemzetközi szabványnak megfelelıen rugalmasan alkalmazhatnak a gyakorlatban különbözı értékelési módszereket a konkrét helyzet és a felhasználó követelményének függvényében.

A részletezés mértéke, a kiértékelendı hatások és a módszerek kiválasztása a tanulmány céljától és tárgykörétıl függ. Ez az értékelés tartalmazhatja az életciklus-értékelési tanulmány céljának és tárgykörének iteratív felülvizsgálati folyamatát, annak megállapítására, hogy a tanulmány elérte-e a kitőzött célt, vagy módosítani kell a célt és a tárgykört, ha az értékelés azt mutatja, hogy a cél nem elérhetı.


93

A hatások értékelésének szakasza többek között például a következı elemeket tartalmazhatja:

• a leltáradatok hozzárendelését az egyes hatáskategóriákhoz (osztályozást), • a leltáradatok modellezését a hatáskategóriákon belül (jellemzést), • az eredmények összefoglalását egyes konkrét esetekben, ha ennek van értelme

(súlyozást). Viszont a szabvány is felhívja a figyelmet arra, hogy a súlyozás elıtti adatoknak elérhetınek kell maradni.

A hatásértékelés metodikai és tudományos keretei még ma is fejlıdnek. A hatáskategóriák modelljei különbözı fejlettségi stádiumban vannak. Nincs általánosan elfogadott metodika arra, hogy miképp kell következetesen és pontosan hozzárendelni a leltáradatokat a konkrét potenciális környezeti hatásokhoz. Szubjektív elem is van az életciklus-elemzés hatásértékelési szakaszaiban, például a hatáskategóriák kiválasztásában, modellezésében és értékelésében. Ezért döntı fontosságú, hogy a hatásértékelés áttekinthetı legyen, és a feltételezések világosan legyenek leírva és dokumentálva.

4. 1. A CML módszer –az LCA kezdeti lépései

Ismereteink szerint ez a módszer volt az elsı, átfogó életciklus-elemzı módszer. A Leideni egyetem Környezetvédelmi Központjában (CML) fejlesztették ki, egy termék elemzéshez kapcsolódó projekt kapcsán, 1990-ben22, - innen kapta a nevét - amely egy problémaorientált módszer, a maximálisan megengedhetı immisszió (MAC) koncentrációkra épül. Elemzései a terhelés - hatás láncban a köztes pontokra koncentrálnak (midpoint módszer). Ez volt a SimaPro szoftver elsı módszere is. A CML 01 alapvetıen három fı hatáskategória csoportot különböztet meg (kötelezı, további és egyéb), de csak a kötelezı hatáskategóriákra tartalmaz alapindikátorokat. Vizsgált hatáskategóriák között szerepel az erıforrás és nyersanyag kimerülés, üvegházhatás, ózonréteg károsodás, toxicitás (humán-, öko- v. szárazföldi és vízi-), fotokémiai ózonképzıdés, savasodás, tápanyagdúsulás, hulladékhı, szag és zaj (HEIJUNGS et al., 1992). A módszert 2001-ben GOEDKOOP és munkatársai továbbfejlesztették (GOEDKOOP et al., 2004). Minden meg nem határozott csoportra és alcsoportra definiálták a karakterisztikus faktort (nyersanyag, levegı, víz, talaj) és ez alkalmazható minden csoportra és alcsoportra. Adaptáltak más módszereket is, mint pl.:

• a szilárd hulladékokat kiterjesztették minden tömegalapú hulladékáramra, • az energiát kiterjesztették energiaforrásokkal (SimaPro), • a széndioxid esetében a biológiai, levegıbıl felvett széndioxiddal is számoltak, és ezt

hozzáadták a módszerhez. Ugyanígy tettek a szénmonoxiddal is. Egyéb aktualizálások is történtek:

• teljesebbé tették az üvegházhatású gázok, nyári szmog, metán (biotikus és fosszilis), eutrofizáció és foszfor tartalmú anyagokat,

• a savasodás és eutrofizáció szintén kiegészült a nitrogén tartalmú komponensekkel, • a savasodást meghatározták kéntartalmú komponensekre is, • de az energia esetében a kumulatív energia igényt nem alkalmazták.

22 A módszer neve CML a Leideni Egyetem Környezettudományi központjának rövidített holland neve Centrum voor Milieukunde Leiden (CML)

94


2005-ben további változtatások történtek:

• szilárd hulladékok esetében a vizet eltávolították, de a vízbe kerülı nitrogént hozzáadták,

• az energia források hatáskategóriában a karakterisztikus faktort az ecoinvent adatbázist követve megváltoztatták: 40,3-ról 38.3 MJ LHV/m3 értékre.

A módszer elınye, hogy könnyen használható, a leltárelemzés az elérhetı legjobb technikákra, és a tudományos eredményekre épül, tartalmaz karakterizációt és normalizációt is. A légszennyezı anyagokat az egészségügyi szabványban megadott és a munkaegészségügyben használt értékekkel súlyozták. A vízszennyezı komponensek a holland ivóvíz szabvány komponensei alapján kerültek számbavételre. Adatbázisa tartalmaz normalizációs adatokat Hollandiára (1993/1994), a holland fogyasztásra (1993/1994), és Ny-Európára (1990).23. Ezeket a számításokat még 1997-ben végezték. Érdekes, hogy ezt a módszert az ecoinvent és az USA input-output adatbázisai nem, vagy csak részben vették át.

4. 2. Az Öko-indikátor 9524

Az Eco-Indicator 95 Európa lakosságának egészségére és az ökoszisztéma épségére leginkább ható környezeti hatások súlyozó módszere. A módszer 100 - a környezeti hatás szempontjából legfontosabbnak ítélt - anyagra és folyamatra ad meg az indikátor értékeket. Az Öko-indikátor módszert 1995-ben fejlesztette ki a holland Pré Consultants, és 1996-ban frissítette a módszert (GOEDKOOP et al., 1996), amely céltól való távolság klasszikus képviselıje. A célértékek definiálása természettudományos alapokon nyugszik. A természettudományos célok kiválasztásának három lehetséges módja közül a harmadik verziót választották:

• nulla a célérték (nem megengedhetı a terhelés), • nincs hatás (minimális terhelés, nincs számottevı károsodás), • alacsony a károsodás szintje (érzékelhetı, de behatárolható mértékő a károsodás.

A módszer az osztályozás, jellemzés, normalizálás valamint súlyozás elemeit tartalmazza. 4. 2. 1. Az Ökoindikátor módszer elve A kifejlesztésének az volt a célja, hogy legyen egy olyan eszköz, amit környezetbarát termékek gyártásához, elsısorban a kutatási és fejlesztési osztályokon jól tudnak használni, mivel minden termék ill. folyamat, hatással van környezetünkre. A hatás a termék valamely életciklusához kötıdik, ezért szükséges az termék életciklus-elemzése. Egy anyag vagy folyamat ökoindikátor pontja egy, annak életciklus-elemzésén alapuló számérték, amely az adott termék vagy folyamat környezetre gyakorolt hatását mutatja be. Minél nagyobb ez a számérték, annál jelentısebb a környezetre gyakorolt hatás. A módszer a következı környezeti hatásokat veszi figyelembe:

23 Ezeket az adatokat J. Guinée-tıl vették át, és a világ népességét / milliónak tekintették. CML publication 14, December 1993 Univ. of Leiden. A számítások során a holland populáció 15,3 millió, Ny-Európa 377,5 millió (=EU15. Norvégia. Grönland és Svájc) 24 Ezt a módszert a holland NOH programban24 fejlesztették ki, és beépítették a SimaPRo 6.0 adatbázisba. Az összes karakterisztikus faktor jelen van valamennyi csoport alcsoportjainál is.


95

• Üvegházhatás: Elırejelzett hımérsékletemelkedés, amely azon gázok koncentráció

növekedésének a hatása, melyek a Földrıl visszavert nagy hullámhosszú sugarakat mintegy megkötik.

• Ózon réteg vékonyodása: A sztratoszférikus ózon koncentrációjának csökkenése következtében a Föld felszínére nagyobb arányban érkeznek a káros ultraibolya sugarak.

• Savasodás: Savas esık többek közt a faállomány pusztulását és tavak kémhatásának kedvezıtlen változását okozzák.

• Eutrofizáció: Elsısorban mőtrágyák és kezeletlen szennyvizek hatására bekövetkezı tavi ökoszisztéma megváltozása.

• Szmog: A földközeli ózon, por és kén-dioxid koncentrációjának növekedése okozza, és légzıszervi megbetegedésekhez vezet.

• Toxikus anyagok: Elsısorban a nehézfémek, karcinogén anyagok és peszticidek hatása az emberi egészségre és az ökoszisztémára.

4. 2. 2. Ökoindikátor pontok Az öko-indikátor pontok számításának alapegyenlete a következı:

I = Wi x Ei/Ni x Ni/Ti

ahol: Wi : szubjektív súlyfaktor, Ei : tényleges kibocsátás, Ni: normalizációs érték, Ti: célérték.

A normalizációs érték nem más, mint adott komponens esetén az éves európai kibocsátás mértéke, 1988-as bázison. Az Ni/Ti hányados pedig nem más, mint az ún. redukciós faktor, vagyis hogy az adott kibocsátást hányadrészére kell csökkenteni, hogy a célértéket elérjék.. A szubjektív súlyfaktor kiiktatását a terhelés – hatásfüggvény analízise után adták meg. Lineáris terhelés – hatás függvényt feltételezve a fenti egyenlet a következık szerint változik:

iik TEDI /×=

ahol Dk nem más, mint a súlyfaktor, ami a célérték szintjén észlelhetı terhelés függvénye. Ily módon lehetıség nyílik a szubjektivitás kiiktatására.

iiiiik TNNEDI // ××=

A kategória végpontok esetében a módszer három területet vesz figyelembe, amelyek a következık:

• idı elıtti halálozás, • egészségkárosodás mértéke, • ökoszisztéma károsodás.

Mivel az egyes kategória végpontokhoz számos hatás tartozik, az átfedések elkerülése érdekében az adott károsodáshoz leginkább hozzájáruló hatást veszik figyelembe. Ahhoz,

96


hogy az eredmények összeadhatók legyenek, meg kellett határozni azokat az értékeket, amelyek egyenlı terhelést jelentenek. Meghatározták a 100 leggyakoribb és a környezetre leginkább hatást gyakorló anyagokra és folyamatokra az indikátorértékeket. Ezen belül az adatbázisban találhatók adatok az alábbi területekre:

• Anyagokra: 1kg anyag gyártására, amelyben a gyártás folyamatai a bányászattól az anyag elıállításáig tartanak.

• Kezelési folyamatokra: különbözı anyagok kezelését és gyártását tartalmazza. • Szállításra: általában tonnakilométerben megadva, ami 1000 kg anyag 1 km-re történı

szállításának hatásait mutatja be, a szállítás három módjára, a módszer által megadott paraméterekkel:

o közúti: dízel motorral, 60%-os átlagos terheléssel, o vasúti: európai átlagoknak megfelelıen, o légi: kontinentális repülésre, átlagosan 600 km-es távolságra.

• Energiaelıállítás folyamataira: a tüzelıanyagok bányászata, elıállítása és az energiaelıállítás folyamata tartozik ide.

• Hulladékkezelésre: A hulladék összetételétıl függıen a hulladékégetésre, lerakásra kerül vagy újrahasznosítják. Újrahasznosítással emisszió kerülhetı el, ami negatív pontértéket eredményezhet.

A módszer az öko-indikátor értékeket öko-indikátor pontokban adja meg, táblázatos formában. A táblázat segítségével a vizsgált rendszerhez szükséges anyag vagy folyamat ökoindikátor értéke kikereshetı és a megadott mennyiséggel szorozva kapjuk az anyag, folyamat környezeti terhelését. Ökoindikátor módszer használatának lépései a következık:

• Az ökoindikátor számítás céljának meghatározása: o az elemzésbe bevont termék leírása, o termék analízis vagy összehasonlítás a cél, o kívánt pontosság meghatározása.

• Az életciklus meghatározása. • Az anyagok és folyamatok számszerősítése:

o funkcionális egység meghatározása, o fontosabb folyamatok számszerősítése, o hiányzó adatok felvétele.

• A táblázatok kitöltése: o anyagok, folyamatok és mennyiségek beírása, o ökoindikátor értékek beírása, o a pontérték megadása a mennyiségek indikátor értékkel történı

beszorzásával. Hiányzó indikátorérték esetén elıször mérlegelni kell, hogy a hiányzó adat jelentısen befolyásolja-e a környezeti hatásokat. Lehetıség van egy meglévı indikátor értékkel való helyettesítésre, ill. az indikátor érték kiszámítására is.

• Az eredmények értelmezése: o következtetések és eredmények összevetése, o a feltételezések és bizonytalanságok hatásának ellenırzése, o a következtetések esetleges módosítása, o annak ellenırzése, hogy a számítás eredeti célját elértük-e. Ökoindikátor

pontok számításának háttere.


97

• Mivel az életciklus-elemzés és az öko-indikátor azonos módszert követ. Ennek

megfelelıen azonos a kiindulási fázis: • Leltár fázis: minden fontosabb folyamatra és anyagra hatás táblázatban vannak

összegyőjtve az emissziók. • Jellemzés: a hatástáblázat alapján a környezeti hatások kiszámítása. A jellemzés két

termék összehasonlíthatóságának az alapját képezi. Jellemzéssel 100%-ra vetített értékeket kapunk. A valóságban azonban ez az érték kevés az összehasonlításhoz. Ezért van szükség a normalizálásra.

• Normalizálás és értékelés. a normalizációs lépés megmutatja, hogy melyik termék környezeti hatása nagyobb, de a hatások relatív fontosságát nem adja meg. Az értékelés lépése megoldja ezt egy súlyozó faktor használatával, ami ebben az esetben az ökoindikátor pontot jelenti. Az értékek európai átlagra vannak normalizálva. Az európai átlag vagy lakos egyenérték azon környezeti hatások összessége, melyeket egy átlagos európai lakos okoz 1 év alatt. Egy termék hatásai így a lakos egyenértékre vonatkoztathatók.

• A súlyozás: a súlyozási faktort a céltól való távolság elve alapján állapították meg. E szerint kapcsolat van egy környezeti hatás fontossága és a jelenlegi és a célszint közti különbség között. Pl. Ha a savasodást 10-es faktorral, míg a szmogot 5-össel kell csökkenteni, akkor a savasodás kétszer olyan fontos. A csökkentés faktora egyenlı a súlyozó faktorral.

A célszint megállapítása tudományos információkon alapul és független a politikától. Azonban a különbözı környezeti problémák különbözı károkat okoznak. A szmog pl. az emberi egészségre veszélyes, míg a savasodás az erdıket károsítja. Ahhoz, hogy biztosítsuk a célszintek ekvivalenciáját, kapcsolatot kell teremteni a hatások és az általuk okozott károk közt. A feltételezés az, hogy minden hatás komoly károkkal jár. A következı kárszintek tekinthetık egyenlıknek:

• A környezeti hatás okozta halálesetek száma. Elfogadható szint 1 haláleset/ millió lakos évente.

• A nyári szmog által okozott betegségek, betegek száma. Szmogra az elfogadható szint minimális, alig szabadna ismételten elıfordulniuk.

• Az ökoszisztéma degradációja. Célszint az évtizedenkénti 5%-os degradáció.

22. ábra Az öko-indikátor módszer súlyozási elve

Forrás: Goedkoop et al., 1996

98


A kárszint és a hatások közti kapcsolat megadásához egy tanulmány készült Európa jelenlegi környezeti állapotáról, melyet részletes térképek mutatnak be. Minden egyes környezeti hatásra meghatározták a környezeti állapotot és az arányt, amellyel csökkentve a problémát egy elfogadható szintet kapunk. A csökkentés mértékét megadó súlyozó faktorok a következı táblázatban szerepelnek.

34. táblázat Súlyozó faktorok a környezeti hatásokra

Környezeti hatás Súlyozó faktor

Kritérium

Eutrofizáció 5 folyók és tavak vízi ökoszisztémája degradálódik 5%-al

Karcinogén anyagok 10 1 haláleset /millió lakos évente Légköri nehézfémek 5 Ólom koncentráció a gyermekek vérében,

csökkent várható életkor és tanulási képesség meghatározhatatlan számú embernél

Nyári szmog 2.5 szmog periódusok, egészségügyi panaszok elıfordulása, különösen asztmások és idısek közt, mezıgazdasági kár megelızése

Ózonszint csökkenés 100 1 halálozás / millió lakos évente Peszticidek 25 5%-os ökoszisztéma degradáció Savasodás 10 5%-os ökoszisztéma degradáció Téli szmog 5 szmog periódusok elıfordulása egészségügyi

panaszok elıfordulása, különösen asztmások és idısek közt

Üvegházhatás 2.5 0.1oC-os hımérséklet emelkedés 10 évenként, 5%-os ökoszisztéma degradáció

Vízben elıforduló nehézfémek

5 folyók kadmium tartalma, amely szintén hat az emberekre

Forrás: Goedkoop et al., 1996 Az öko-indikátor alapján végzett számítások a következık szerint valósíthatók meg. Az életciklus leltár eredmények osztályozása, és megfelelı kategória –indikátorok menti összegzése után a minden egyes hatáskategóriára kiszámított értékeket a súlyozó faktorral be kell szorozni, ily módon lehetıvé válik az értékek összegzése. Ebben rejlik a módszer elınye, hiszen lehetıvé válik a kategória indikátorok összegzése, aggregálása. Ugyanakkor éppen e magas fokú aggregálás egyben hátrányt is jelent, hiszen csökkenti az információk mélységét. Mivel minden lépés nyomon követhetı, ez a megállapítás csak akkor igaz, ha a háttér információkat nem mutatják be. Az öko-indikátor módszer nem veszi figyelembe az elemzés során az alábbi környezeti hatásokat:

• azon toxikus anyagok, melyek csak munkahelyi problémákat okoznak, • nyersanyagok kimerülése, • a hulladék mennyiségét ill. azt a helyet, amit a hulladék elfoglal.

Az ökoindikátor módszere alkalmas arra, hogy a környezeti szempontokat érvényesítse a gyakorlati döntéshozatalban.


99

A módszer kifejlesztése óta több módosítás, pontosítás történt.

• A szilárd hulladékokat kiterjesztették minden tömegalapú hulladékáramra a SimaPro 6.0-ban,

• Az energiát kiterjesztették energiaforrásokkal a SimaPro-ban, • A peszticideket kiterjesztették a vízbe kerülı peszticidekre is, • A széndioxid esetében a biológiai, levegıbıl felvett széndioxiddal is számoltak, és ezt

hozzáadták a módszerhez. Ugyanígy tettek a szénmonoxiddal is. Más módosítások is történtek (2004, Augusztus):

• erıforrásokkal kibıvített energiát nem adaptálták (kumulatív energiaigény módszer szerint),

• üvegház, nyári szmog, metán (mind a biogén, mind a fosszilis) került bele, • savasodás, Eutrofizáció teljesebb lett a nitrogéntartalmú anyagokkal, • savasodás kiegészült a kén tartalmú anyagokkal, • részecskék > 2.5 µm, és < 10 µm ,belekerültek a karakterisztikus faktorszámításba,

mint 10 µm ekvivalens átmérınél kisebbek, • eutrofizáció: dinitrogén monoxid kikerült a vízbe kerülı viszont része lett az

adatbázisnak, • szilárd hulladék: a fúrásból származó hulladékot hozzáadták, • az energiaforrások hatáskategóriában a karakterisztikus faktort az ecoinvent adatbázist

követve megváltoztatták: 40,3 ról 38.3 MJ LHV/m3 értékre. Az ökoindikátor 95 módszerben a karakterisztika megegyezik a CML útmutatóban leírtakkal, azonban a mérgezı képesség besorolása más, ebben specifikusan nehézfémekre, rákkeltıkre, peszticidekre és téli szmogra vonatkozó adatok szerepelnek. A normalizáció Európa 1990. évi szintjén alapszik kivéve abból a Szovjetuniót. A hiányzó adatokat extrapolálták a GNP és az energia használat alapján. A normalizációban az öko-indikátor módszert alkalmazták. A súlyozás a céltól való távolságon alapszik. A célállapot kritériuma a következı:

• évente egymillió emberbıl 1 hal meg, • az ökoszisztéma 5 %-os károsodást szenved, • -a szmog periódus elkerülhetı.

A módszer és a leltár adatok folyamatos kiigazítása miatt a SimaPro-ban az ökoindikátor adatok nem ugyanazt az eredményt adják, mint az eredeti nyomtatott változatban. További információk szerezhetık a honlapon, vagy a SimaPro kiadványban. ("Manual for Designers" can also be downloaded from http://www.pre.nl)

4. 3. Öko-pont , vagy BUWAL módszer

A környezeti hatások értékelésére Svájcban is a CML-hez hasonló módszert fejlesztettek ki, amely a maximálisan megengedett immissziós koncentrációkkal (MIC) számolt (BUWAL 132). A BUWAL módszer gyökerei az 1978-ban megjelent „Ökológiai könyvvitel” címő mő megjelenéséig nyúlnak vissza, amikor a környezeti szőkösség fogalmát is bevezették, a környezet terheléseknél a kritikus szennyezettségi szinthez való viszonyt értelmezték. Elsısorban a specifikus, munkaegészségügyi szempontból kockázatos anyagokat vizsgálták, és kifejlesztették az öko-pont rendszert. Viszont nem minden anyagra volt ismert a MIC érték,

100


így ezeket a MAC-ból vezették le. Ez a legkorábbi hatásértékelı rendszerek egyike, egyedi skálával. Az öko-indikátor 99 módszerhez hasonlóan a célállapottól való távolság meghatározásán alapszik. Alapvetı különbségek:

• az öko-pont rendszer nem használ osztályozást, • eltérı normalizációs elveket alkalmaz, • az öko-pont rendszer a fenntarthatósági szintnek megfelelı politikai értékekre épül,

amely többnyire kompromisszumos érték. A svájci környezeti szőkösség módszere (ecological scarcity method) a céltól való távolság alapelvére épül. A kritikus áram valamennyi összetevıjére törvényi szabályozás vagy politikai elhatározások alapján vezeti le a környezeti szőkösség öko-faktorait. Az öko-faktorokat az aktuális áram és krtitikus áram (megengedhetı terhelés) hányadosaként adja meg. Segítségével lehetıség nyílt az egyes indikátorok mértékegység nélkülivé alakítására, és az adatok aggregálására. A számításhoz használt kritikus áramok mindig adott országra, régióra vonatkoznak, vagyis a módszer adott országra, régióra alkalmazható. Az öko-faktor tehát közvetlenül a politikai célkitőzésekbıl vezethetı le, ami a módszer egyik erısségét is jelenti. Egyben ez különbözteti meg a többi kár orientált módszertıl, mint az öko-indikátor 99 vagy LIME módszer. Vagyis a környezeti szőkösségre épült öko-faktorok azok, amelyek politikai célokkal összekapcsolhatók A karakterisztikus értékeknél a következı csoportok találhatók:

• Nyersanyagokból származó gázemissziók • Energia: valamennyi folyamat elhasznált energiája összeadódik, a karakterisztikus

faktor pedig a főtıérték.

Energia (MJ) = Σ energia input (MJ)

• Toxikus légszennyezık: Ezeket az anyagokat nem lehet egyszerően összegezni. Bár 2 gramm CO és 3 gramm SO2 5 gramm emisszió, de nem adhatók össze, mert hatásuk különbözı, tehát itt súlyozásra van szükség. A légszennyezıkre a következı számítási módszert alkalmazták. Ahol a szennyezett levegı egysége25 (UPA units of polluted air) a következı összefüggés alapján számítható:

Levegı (UPA) m3 ={ légköri emisszió (kg) x[ (1/MAC (kg/m3)]}

• Toxikus vízszennyezık: (szennyezett víz egységének száma UPW) jellemzése hasonló

a légszennyezıkhöz, a számításnál a holland ivóvíz szabványban szereplı adatokhoz viszonyítanak (OvD):

Víz (UPW m3) = (vízszennyezı emissziók (kg) x {1/OvD (kg/m3)})

• Savas esı hatású anyagoknál összesített érték szerepel (UA: units of acidification),

amely a savas hatású emissziók által érintett összesített terület, hektárban. Két oldali megközelítést is alkalmaztak:

o Savas anyagok egységnyi összetevıjével ekvivalens mennyisége, illetve o Az egy év alatt 1 m2-re jutó savas anyagok mennyisége.

25 1 UA = 1 m3 határértékig szennyezett levegıt jelent, amit a megengedhetı maximális koncentráció figyelembevétele alapján határoznak meg.


101

35. táblázat Savasodási értékek számításának adatai

Komponensek UA ekvivalens Savas kiülepedés normája SOx 0,032 kg/UA 4.00 x 102 UA/m2xév NOx 0,046 kg/UA 8,57 x 102 UA/m2xév NH3 0,017 kg/UA 8,57 x 102 UA/m2xév

Forrás: SimaPro, 1997

Savasodás (m2 x év) = légszennyezı emisszió (kg) x {1/ekvivalens (kg/UA)} x x {1/savas kiülepedési norma (UA/m2 x év)}

• Szilárd szennyezık. Az energiához hasonlóan a szilárd anyagokat súlyozás nélkül összegzik

Szilárd (kg) = Σ szilárd output oldali emissziók (kg)

36. táblázat Levegıminıségi útmutató

Maximális koncentráció (µg/m3)

Súlyozó faktor Károsító hatás

kadmium 0,02 50 vesék

ólom 1 1 vérképzı szervek, idegrendszer, vérnyomás

mangán 7 0,14 tüdı és idegrendszer

higany 1 1 agy, érzékszervek, koordinációs központ

Forrás: Pre, 1997

A króm és nikkel is mérgezı, de a rákkeltı hatása erısebb, mint a mérgezésé.

37. táblázat A WHO ivóvízre vonatkozó alacsony koncentrációjú, hosszú távú hatása

Komponens Határérték mg/l

Súlyozó faktor Hatás

antimon 0,005 2 vércukor és koleszterin szint arzén 0,01 1 bır rák bárium 0,07 0,14 vérnyomás bór 0,3 0,03 kadmium 0,003 3 vese króm 0,05 0,2 rákkeltés csak belélegezve réz 2 0,005 általában nincs probléma, májelváltozás

ólom 0,01 1 vérképzı szervek, idegrendszer, vérnyomás

mangán 0,5 0,02 idegrendszer higany 0,001 10 vese, idegrendszer molibdén 0,02 0,5 nem tiszta a hatása nikkel 0,02 0,5 súlyvesztés, bizonytalanság

Forrás: SimaPro, 1997

102


Nehéz fémek levegıben (kg Pb ekv) = (Levegıminıségi határérték (Pb)/ levegıminıségi

határérték az adott komponensre x emisszió) Nehéz fémek vízben (kg Pb ekv) = (GDWQ (Pb)/GDWQ (adott komponens) x emisszió)

o Rákkeltı anyagokra a levegı minıségi útmutató nem ad meg határértékeket, de az 1 µg/m3 koncentrációnál valószínősíthetı.

38. táblázat Tapasztalati értékek a rák kifejlıdésére (1 millió emberbıl)

A rák valószínősége

1 µg/m3 koncentrációnál

Súlyozó faktor Rák típus

Arzén 0,004 0,044 Általános mutagén hatás

Benzol 0,000001 1,1 x 10-5 leukémia Nikkel 0,04 0,44 Tüdı és larynx Króm (VI) 0,04 0,44 Tüdı, mutagén hatás pAH, benzpirén

0,09 1 Tüdı és egyéb más rák

Forrás: Goedkoop et al., 1996

Nehéz fémek levegıbe (kg Pb ekv.) = (Levegıminıségi határérték (Pb)/ levegıminıségi határérték az adott komponensre

o Téli szmog. Csak a szilárd részecskék és a kéndioxid jelent problémát. Mindkét

anyagra a levegıminıségi határérték 50 µg/m3. A súlyozó faktor mindkettıre 1.

Téli szmog (SO2 vagy szálló por ekv.) = SO2 emisszió + szálló por emisszió

o Peszticidek két környezeti problémát okoznak:

� Mérgezik az emberi fogyasztásra kerülı felszíni vizeket � Befolyásolják a talaj biológiai aktivitását, mérgezik a növényzetet

Peszticidek (kg) = (aktív hatóanyag)

Az öko-faktort (súlyozó faktort) a következı képlettel számítják:

122

12 10101 ⋅=⋅⋅=

KKK F

F

F

F

FF

ahol:

f: öko-faktor F: aktuális (jelenlegi) teljes terhelés Fk:: az összes terhelésre vonatkozó cél érték 1012: konstans


103

Az elsı tag, az (1/Fk) kifejezi a terheléshez való relatív hozzájárulást a célállapot elérésénél. Ez a normalizációs lépés. A második tag (F/Fk ) kifejezi a megvalósult célérték elérését. Egy adott termék öko-pontjának számításához a következı adatok szükségesek:

• A termék kvantifikált hatásai, • A teljes környezeti terhelés valamennyi hatástípusra az adott földrajzi térségben, • A maximálisan megengedhetı terhelés mindegyik hatás típusra az adott területen

A következı adatok szükségesek adott termék öko-pontjainak számításához: • a termék hatásainak mennyiségi meghatározása, • adott földrajzi helyen az összes környezeti terhelés meghatározása minden egyes

hatástípusra, • adott földrajzi területen a maximális, elfogadható környezeti terhelés meghatározása

minden egyes környezeti hatásra. Ezt többnyire nemzetközi egyezmények rögzítik. A kárszint és a hatások közti kapcsolat megadásához egy tanulmány készült Európa jelenlegi környezeti állapotáról, melyet részletes térképek mutatnak be. Minden egyes környezeti hatásra meghatározták a környezeti állapotot és az arányt, amellyel csökkentve a problémát, egy elfogadható szintet kapunk. Üvegházhatás Jelenleg a hımérséklet növekedésének üteme évtizedenként 0.2%. A jelenlegi politikával ez az arány 0.3 %-ra fog nıni 2050-re, aminek következtében hatalmas hımérsékletváltozás következhet be. Észak- és Kelet-Európában a tél több mint 5oC-al, míg Dél-Európában a nyarak 4oC-al lesznek melegebbek. Elsısorban azok a területek szenvednek majd komoly károkat, melyek közelében nem találhatók olyan ökológiai rendszerek, melyek elviselik a megváltozott körülményeket. Ez Európa mintegy 20%-át fogja érinteni. A Globe jelentés szerint az ökoszisztéma kevesebb, mint 5%-a sérülne, ha az üvegházhatás 2.5-es faktorral csökkenne. Ózonszint csökkenés A Montreáli Protokoll és a Londoni módosítás értelmében a CFC emisszióját teljesen meg kell szüntetni, míg a legkevésbé tartós HCFC-k esetében is komoly, mintegy 60%-os csökkentésre van szükség 2015-re. Így elérhetı, hogy az európai halálozási arány évi egy per millió lakosra csökkenjen. A már említett HCFC-kre vonatkozóan a norma 2ppb, ami elérhetı és így ezen gázok teljes beszüntetése szükségtelen. Azon feltétel alapján, mely szerint a HCFC-k jelenleg az ózonszint csökkenés mintegy 2.6%-át okozzák az várható, hogy az említett csökkentés hatására az ózonpajzs elvékonyodásának üteme szintén csökken, méghozzá a jelenlegi 1%-ra. Így a csökkenés faktora 100. Ez a számadat azonban bizonytalan. Savasodás Az európai ökoszisztémák savasodással szembeni ellenálló képessége igen eltérı lehet. Skandináviában pl. már 100ekv/ha évi kiülepedés is problémákat okoz, míg Németországban vagy Hollandiában a talaj akár a 2000ekv/ha éves kiülepedéssel szemben is ellenállóképes. A legnagyobb kiülepedési értékek a lignit használatának köszönhetıen Közép-Európában fordulnak elı. A RAINS számítógépes modell becslése szerint az értékek 10-20-ad részére történı redukálásával az ökoszisztémában okozott kár mértéke 5% alatt tartható.

104


Eutrofizáció A Globe riportja szerint a problémát elsısorban a mezıgazdasági talajfertıtlenítıszerek túlzott használata okozza, aminek következtében a nitrát kilúgozódik és mérgezi az ivóvízkészleteket. A CML jellemzésében az eutrofizáció fıleg a levegı és víz emissziókhoz kapcsolódik. Ezek hozzájárulása az eutrofizációhoz azonban csekély, a fertıtlenítık csak mintegy 10%-át teszik ki. A mőveletlen biotópoknál azonban, ahol a tápanyag mennyisége kisebb, ez az eutrofizáció komoly kedvezıtlen hatással lehet a biodiverzitásra. A folyók és tavak eutrofizációs szintjének leírásához megállapítottak egy kritikus értéket mind a foszfátra (0.15mg/l), mind a nitrátra (2.2mg/l). Ilyen értékek mellett nincs probléma az eutrofizációval. Ezt meghaladó értékeknél azonban redukcióra van szükség. Nyári szmog Egy évszázaddal ezelıtt az évi átlagos ózon koncentráció 10ppb körül volt. Ma ez az érték 25 ppb. Ez nagyjából megegyezik a maximális megengedhetı koncentrációval. A fı problémát azonban nem az évi átlagérték jelenti, hanem a 300ppb-t is meghaladó nyári csúcsok. Ezen csúcsok 90%-os csökkentéséhez az illékony szerves vegyületek (VOC-k) és a NOx-k 60-70%-os csökkentésére van szükség. Nehézfémek Közép-Európában az ólomkoncentráció igen magas, fıképp a talajban és a vízben, ill. a városok levegıjében. Mindez az ólmozott benzinek használatára vezethetı vissza. Az ólomkoncentráció levegıminıségi határértéke felnıttekre 0.5-1 µg/m3. A Globe jelentés szerint ezt meghaladó értékek gyakran elıfordulnak. Lengyelországban, pl. az átlagos ólom koncentráció 20µg/m3. Az ilyen területeken termesztett zöldségek elfogyasztása a vérben a megengedetthez képest tízszeres ólom koncentrációt okozhatnak. Gyermekek vérében találtak már 150-400 µg/l-es értékeket is. Nyugat-Európában is leírtak hasonló értékeket 30 évvel ezelıtt, ma már azonban nem fordul elı. Az értékek mára, a tizedrészére csökkentek. A gyermekekre nem lehet megállapítani MAK értékek. A tanulási képességben komoly csökkenés jelentkezik a 100µg/l-es koncentrációnál. Mindezek alapján nehéz egy átlagos csökkentési százalék meghatározása, a redukciós faktor a legjobb becslések szerint 5 és 10 között van. A módszer 5-ös faktort alkalmaz a nehézfémek légköri emissziójára. A kadmium emisszió fı forrása a mezıgazdaságban használt talajfertıtlenítık. Az átlagos kiülepedési arány 0.6-0.67 g/ha füves területen és 3.4-6.8 g/ha szántóföldön. A Globe szerint a kadmium emisszió 80-85%-os csökkentésére van szükség. A módszer a nehézfémek vízbe történı emissziójára az 5-ös redukciós faktort használja. Téli szmog A legnagyobb problémát a SO2 és a szálló por okozza, elsısorban Kelet-Európában. Ezen kívül az NOx, CO és szerves anyagok is közremőködnek a folyamatokban. A porrészecskék nehézfémeket is megköthetnek a felszínükön. Ez a fajta szmog 1952-ben vált hírhedtté, amikor közel 4000 ember halálát okozta Londonban. Ekkor a por és SO2 értéke elérte az 5000 µg/m3-t. A levegıminıségi határérték mindkettıre 50 µg/m3, a 200 µg/m3-es érték azonban gyakran elıfordul Kelet-Európában. 75%-os redukcióra van szükség. A módszer 5-ös faktort használ.


105

Karcinogén anyagok A legfontosabb anyagok a poliaromás szénhidrogének (PAH), ezek közül is elsısorban a benzopirén, mely elsısorban a városokban okoz problémát. A Globe 0.8-5 ng/m3 értéket határoz meg az Észak-Európai városokra, és 1 ng/m3-t az amerikai városokra. Az európai városokban, a hatvanas években 100 ng/m3-es értékek fordultak elı, de Kelet-Európában az értékek még mindig magasak a gázfőtés miatt. Egy szobában pl. ahol sokat dohányoznak ez az érték elérheti a 20 ng/m3-t is. A levegıminıségi irányelvekben a PAH határkoncentrációja 0.01 ng/m3. Ezen koncentráció mellett évenként egymillió lakosból egynél alakul ki rákos megbetegedés. Azonban azt is figyelembe kell vennünk, hogy nem minden rákos megbetegedés halálos ill., hogy az európai lakosság csak mintegy 1/3-a él városban. Ha feltételezzük, hogy minden harmadik rákos megbetegedés halálos és csak a városi lakosságot tekintjük, akkor a halálozás kockázata majdnem tízszer kisebb. Ezek alapján évente egy haláleset jutna egymillió lakosra 0.1 ng/m3- es koncentráció mellett. Az 1 ng/m3-es városi koncentrációt ezzel összevetve a módszer 10-es faktort állapít meg. Peszticidek A peszticidek kilúgozódása a talajvíz készletekbe az egész Európai Unió területén jelentıs. Az EU 65%-án a talajvíz szennyezettsége meghaladja a 0.5µg/l-es határértéket. Az EU 25%-án a határértéket tízszeresen meghaladják a mérések. A Kelet-Európai országok területén ez az arány 20%. Ahhoz, hogy a határérték túllépése Európának kisebb, mint 10%-án forduljon elı, 25-ös redukciós faktorra van szükség. A nyersanyagok kimerülése és a szilárd hulladék A módszer nem állapít meg redukciós faktort a nyersanyagok kimerülésére. Ennek két oka van: sem emberi halált, sem az ökoszisztéma károsodását nem okozza a nyersanyagok kimerülése. Ez fıleg gazdasági és szociális problémákat okoz. Ezen kívül a kimerülést nehéz mennyiségileg meghatározni, mivel a legtöbb anyagra van alternatíva. Ugyancsak jók az esélyek az energiaforrások helyettesítésére, ha a piac hajlandó többet fizetni az energiáért. Valójában a probléma az energiával nem is annyira a fosszilis tüzelıanyagok kimerülése, mint az égetésük során elıforduló környezeti hatások. Más szóval nem használjuk el az összes ismert olajkészletet. Ez valóságos környezeti katasztrófa volna. A hulladékredukcióra sem határoztak meg egy százalékot. A hulladékra hasonló okok érvényesek, mint az energiára. Sem emberi halál, sem jelentıs ökoszisztéma károsodás nem tulajdonítható a hulladékok által elfoglalt területnek. Az égetés emissziói, a hulladék oszlása és a kilúgozódás (pl. a nehézfémeké) a legfontosabb problémák. Ezeket az emissziókat egy jó LCA feltünteti. A módszer nem alkalmazza az ökotoxicitás és a humán toxicitás fogalmait. E helyett a karcinogén anyagokat, nehézfémeket, téli szmogot és peszticideket definiálja.

4. 4. Az ökoindikátor 99 módszer

Minden termék valamilyen mértékben károsítja környezetét. A nyersanyagot ki kell termelni, a terméket elı kell állítani, csomagolni és terjeszteni kell. Környezeti hatások elıfordulnak a termék használata közben is, hiszen a termék energiát és/vagy alapanyagot fogyaszt. Ha a termék által a környezetben okozott kárt akarjuk megállapítani, akkor meg kell vizsgálni a termék egész életciklusát.

106


Ha életciklus-elemzést alkalmazunk, akkor a következı problémákkal találhatjuk szembe magunkat:

• Egy teljes életciklus-elemzés nagyon komplex, ezért nehéz értelmezni. Az LCA-val meghatározhatjuk a termék hozzájárulását az üvegházhatás, a savasodás és más környezeti problémák kialakulásához, de az általa okozott teljes környezeti hatás ismeretlen marad.

• Valamennyi környezeti adat összegyőjtése összetett és idıigényes feladat. Az Eco-Indicator használata megoldja ezeket a problémákat azzal, hogy az LCA módszert kiegészíti egy súlyozó lépéssel. Ez lehetıvé teszi egy egységes pontrendszer kialakítását a teljes környezeti hatásra.

• Az adatokat elızetesen a legáltalánosabb anyagokra és folyamatokra győjtötték össze. Az Eco-Indicator ezek segítségével számolható.

Az anyag vagy folyamat Eco-Indicatora így az a szám, amelyet az anyag vagy folyamat környezeti hatása hoz létre, az életciklusa során kapott adatok alapján. Minél nagyobb az indikátor, annál nagyobb a környezeti hatás. Az Eco-Indicator 99-ben a környezetet a károsodás három típusával definiálták:

• Emberi egészség: ide tartozik a környezeti hatások okozta betegség idıtartama, a korai halál miatt elvesztett évek. A hatások, amiket belefoglaltak: éghajlatváltozás, ózonréteg csökkenés, karcinogenitás, sugárzás, légzıszervi károsodások.

• Ökoszisztéma minısége: beletartozik a fajok diverzitásában- elsısorban az edényes növények és magasabb szinthez tartozó szervezetek- bekövetkezı változásokért felelıs hatások. Ezek a hatások: ökotoxicitás, savasodás, eutrofizáció, terület használat.

• Erıforrások csökkenése: ide sorolható a többlet energia, ami a gyengébb minıségő ásványok és fosszilis anyagok kitermeléséhez szükséges.

Természetesen ezen kívül vannak még más hatások is, amelyek hozzájárulhatnak a fenn említett kategóriákhoz, de a készítık ezeket találták a legfontosabbnak. Az Eco-Indicator egy dimenzió nélküli érték, amelynek neve Eco-Indicator pont (Pt). Gyakran használnak mili-pont egységet is, a kettı közötti összefüggés: 1Pt = 1000 mPt. Ezen belül pontokat rendeltek:

• Az anyagok (1 kg anyag) gyártására: a gyártás folyamatai a bányászattól az anyagtömb elıállításáig tartanak.

• Feldolgozási folyamatokra: különbözı anyagok kezelése és gyártása. • Szállításra: általában tonnakilométerben megadva, ami 1000 kg anyag 1 km-re történı

szállításának hatásait mutatja. Idetartoznak az üzemanyag hatásai is annak kitermelésétıl kezdve az energia elıállításáig. A szállítás három módja, a közúti szállítás, vasúti szállítás, légi szállítás különbözı módszereinek hatása is megjelenik;

• Energia elıállítás folyamataira: a tüzelıanyagok bányászata, elıállítása és az energia elıállítás folyamata tartozik ide.

• Hulladékkezelésre: Attól függıen, hogy milyen a hulladék összetétele meg kell választani az alkalmazott hulladékkezelési eljárást. Ez lehet égetés, lerakás vagy újrahasznosítás. (TAMASKA L., 2006b)

Az Eco-Indicator eredményeit három különbözı megközelítésben lehet interpretálni: • hierarchikus (Hierarchist) – ez az alapértelmezett, • egyenlıségre törekvı (Egalitarian), • egyéni (Individual).


107

A módszerben együtt jelenik meg a technoszféra, ökoszféra és az értékszféra vizsgálata. Azaz nem csak a leltáradatokkal reprezentálható, az életciklushoz kapcsolódó mőszaki, technológia háttér jelenik meg, hanem az emissziók által elıidézett környezeti elváltozások természete és az így elıidézett környezeti károk monetarizált értéke is, a marginális károkozáson keresztül. Az ökoindikátor 99 módszerben a változás, hogy 3 hatáskategóriát különböztet meg, ami különösen a veszélyelemzés szempontjából fontos, és ezzel a szabványos módszerrel kompatibilis:

• emberi egészségkárosítás, • környezeti károsítás és • erıforrás felhasználás.

Az emberi egészség tartalmazza az emberi léttel kapcsolatos jelenbeli és jövıbeli hatásokat, de nem tartalmazza a környezetbıl átvett betegségeket, veszteségeket, halált. A környezet minısége az emberen kívüli élıvilág populációjában és eloszlásában bekövetkezı elváltozásokat mutatja. Az erıforrás felhasználása, pedig azokat az életet támogató természeti erıforrásokat fedi le, amely létfontosságú a társadalom számára és a jövı generációknak. Természetesen lehetıség van arra is, hogy egyéb kategóriákat is kiválasszanak, mint pl. az anyagi jólétet (GOEDKOOP & SPRIENSMA, 1999). A modellben az emberi egészségre négy alkategóriát használnak:

• kockázat elemzés, amely az emissziókhoz kapcsolódik, és az emittált anyag tömegében fejezik ki annak idıbeli változását,

• expozíciós analízis, amely az adott hatás dózisát méri, • a hatások elemzése, a dózisnak kitett környezetben bekövetkezı egészségi hatások

száma és típusa, • az egészségi hatások következtében beálló károk elemzése (rokkantságban eltöltött

életévek vagy elvesztett életévek.

23. ábra Az egészségkárosodás modellje az Öko-indikátor 99 módszerben

Forrás: SimaPro 7, 2007 Az ökoszisztéma minıségének megítélésénél két megközelítést is alkalmaznak. Egyrészt vizsgálják a mérgezı emissziókat és azon emissziókat, amelyek savasodást, vagy tápanyagdúsulást idéznek elı. Ezért készül:

108


• kockázat elemzés, amely a koncentrációhoz kapcsolódik, • hatáselemzés, amely a megnövekedett tápanyagszint, vagy savasodás következménye, • kárelemzés, amely a potenciálisan bekövetkezett elváltozásokat mutatja.

A földhasználat és területi funkció változásait empirikus adatokra támaszkodva elemezik, az ökoszisztéma minıségében bekövetkezı változások alapján. Az erıforrás kitermelés modellezése két lépésben történik:

• erıforrás elemzés, amely összekapcsolódik kockázat elemzéssel, amikor az erıforrás kitermelés miatt lecsökken az erıforrás koncentrációja,

• kárelemzés, amikor a kisebb koncentráció a jövıbeni kitermelés erıfeszítéseit növeli.

24. ábra A SimaPro Eco-Indikátor 99 módszerben a hatótényezık által kiváltott hatások és károsodások.

Forrás: Pre, 2007 Az emberi egészség kategóriájában vizsgálják a fertızı betegségeket, az ionizáló sugárzás következményeit, az éghajlatváltozás miatti keringési betegségeket. Az egészségügyi károk aggregált számításánál (MURRAY et al., 1996) és a WHO valamint Világ Bank ajánlásait, míg a károk számításánál a nemzeti egészségügyi kiadásokat is figyelembe veszik. Mértékegysége DALY, és a skála 0-1 között mozog. 1 jelenti a halált, 0 a teljesen egészséges állapotot. Az ökoszisztéma minıségének elemzése sokkal bonyolultabb, mivel egyáltalán nem homogén rendszerrel van dolgunk. A vizsgált kategóriák az ökotoxicitás, a savasodás, tápanyagdúsulás, eutrofizáció, valamint a földhasználat. Azt vizsgálják, hogy a föld igénybevétele helyi és regionális szinten milyen, illetve mekkora hatást fejt ki. A mértékegységében az 1 m2 területre vonatkozóan az élıvilágban bekövetkezı degradáció mértéke hogyan alakul, PDF [m2.év]. Ehhez persze olyan további információra is szükség van, hogy a toxikus anyagok évente mekkora tömegáramban érkeznek az adott felületre, és ott mekkora koncentráció alakul ki.


109

Az ökoindikátor 99 csak az ásványi erıforrásokat és főtıanyagokat modellezi. A mezıgazdasági erıforrások, vagy a kavics- és sóderbányászat a földhasználat során került vizsgálatra. A közvetlenül felhasznált biotikus erıforrások sem kerültek modellezésre. A módszerben a DOBRIS (1996) jelentésre alapozva határozták meg az Európára jellemzı értékeket minden kategóriára, bemutatták a leggyakrabban elıforduló környezeti problémákat, és a számítások módját is. Az értékelést panel módszerrel végezték. Ezzel együtt a csoportban résztvevık kulturális attitődjeit is megvizsgálták. Alapvetıen 5 csoportba sorolták a résztvevıket, attól függıen, hogy az egyes hatótényezıket milyen módon kezelték [THOMPSON et al 1990]:

• individualista, • autonóm, • hierachista, • egalitáriánus, • fatalista.

Az egyes csoportok fıbb jellemzıje: • Az induvidualistáknak erıs a kapcsolatuk más csoportokhoz és a grid-hez, a környezet

erısen korlátozó szerepő. Bár elvileg ıket is ellenırizhetik, mégis inkább ık ellenıriznek másokat.

• Az egyenlıségre törekvıknek erıs a csoporthoz való kapcsolódása, viszont gyenge a hajtóerıkhöz való kötıdésük, nem tesznek különbséget, konfliktuskezelı képességük jó.

• Hierarchisták kötıdése a csoporthoz és a gridhez is erıs Ebben a környezetben az emberek egymást ellenırzik. A legstabilabb csoportot alkotják.

• A fatalisták egyéni akciókat szerveznek, általában mások ellenırzik ıket. • Az autonómok relatíve kis csoportot alkotnak, manipulatívak. Az utóbbi két csoport

jelentısége kicsi, ezt nem is használják.

25. ábra Súlyozás háromszög diagram segítségével

Forrás: Bo Weidema, 2001 nyomán Hofstetter

110


A módszer normalizációt és súlyozást egyaránt tartalmaz. A módszer értékelésénél gyakran alkalmazott súlyozó módszer a háromszög diagram szerinti értékelés. A háromszögdiagram különösen jól használható 2 termék összehasonlításánál, és a stakeholderek által vitatott súlyozási értékek aggregálására. Európára - mint egy zárt rendszerre vonatkozóan -hatáskategóriánként matematikailag leírható formulák felhasználásával kockázat elemzéseket is végeztek.

4. 5. Az IMPACT 2002+ módszer

Az IMPACT 2002+ a kezdeti és a végpont közötti hatásokat elemzi. A köztiértékek karakterisztika faktora ekvivalencia elven alapszik, ezeket az összetevıvel összehasonlított referencia komponens ekvivalencia értékében fejezik ki. Minden hatáskategóriára hosszú idıtávon belüli vizsgálatot alkalmaznak (500 év).

26. ábra Az IMPACT 2002 általános sémája

Forrás: Jolliot, 2003


111

Általában az átlagos hatások modellezésével határozzák meg a hatásfaktort. Az aktualizált köztes karakterisztikus faktor (13 komponensre) az alábbi táblázatban kerül bemutatásra (Jolliot et al., 2003; http://www.epfl.ch/impact).

39. táblázat Az életciklus leltárt lefedı karakterisztikus faktorok, referencia értékek és kár mértékegységek az IMPACT 2002 + módszerben

Köztes kategória Köztes referencia komponens Veszély kategória

Kár mérték-egysége

Humán toxicitás [a] Kg ekv. klóretilén lev. Emberi egészség Szervetlen belélegezhetı anyagok [b]

Kg ekv.PM2,5 lev. Emberi egészség

Ionizáló sugárzás [b] Emberi egészség Ózon réteg károsodás [b]

Emberi egészség

Kg ekv. etilén Emberi egészség

DALY

Fotokémiai oxidáció[b] Kg ekv. etilén

Ökoszisztéma minıség

Vizi ökotoxicitás [a] Kg ekv. trietilén glikol vízbe


Földi ökotoxicitás [a]

Kg ekv. trietilén glikol vízbe


Földi savasítás/tápanyagdúsítás [b]

Kg ekv.SO2 levegıbe Ökoszisztéma

minıség

PDF * m2 * év

Vizi savasodás [c] Kg ekv.SO2 levegıbe Ökoszisztéma

minıség Kidolgozá

s alatt

Vizi eutrofizáció [c] kgeq PO4


Kidolgozás alatt

Földhasználat [b] m2 organikus gazdálkodás


PDF * m2 * év

Globális melegedés [b] Kg ekv. CO2 Klímatikus változás Kg ekv.

CO2 Nem megújúló energia [d]

MJ nem megújuló v. kg oe

erıforrás

Ásványkitermelés [b] MJ additív energia v. kg ekv. vasérc

erıforrás MJ

Megjegyzés: a kategória értékelés LCA adatainak forrása: „a” IMPACT 2002 (PEnnington et al., 2003b) „b”: Ecoindicator 99 (Goedkoop and Spriensma 2000), „c”: CML 2002 (Guinée et al., 2002) és „d”: ecoinvent (Frischknecht et al., 2003) Forrás: Jolliot et al., 2003

Az emberi egészségkárosítás faktorát az i-edik összetevıre (HDFi,) DALY (Disability Adjusted Life Years, azaz elvesztett vagy rokkantságban eltöltött életévek) mértékegységben az alábbi számítás alapján adhatjuk meg:

112


iiiii DEFiFHDF ⋅⋅⋅= ⋅β

ahol:

iF: a beviteli frakció (napi bevitel a kg emittált anyagra vonatkoztatva), a kémiai anyagnak az a mennyisége, amit az emberek élelmiszer kontamináció, belélegzés, vagy bırön keresztüli érintkezés révén visznek be szervezetükbe (BENNET et al. 2002a, 2002b).

EF: a hatótényezı;

Β: a termék dózisa és az incidens kockázata kg bevitelre vonatkoztatva;

D: a gyakoriság DALY mértékegységben megadva incidensenként.

A rákkeltı toxikus hatótényezıre új megközelítést adtak az IMPACT 2002-ben PENNINGTON et al. (2002) alapján. Figyelembe vették a mortalitást és a morbiditást egyáránt.

36510

11,0

NLTBWED hhuman ⋅⋅

⋅=β

klóretilén

ii HDF

HDFHTP =

A humán toxikus potenciált (HTPi) a képletben a klóretilén ekvivalensben megadott, levegıbe jutatott rákkeltık (kg-ban) egészségre gyakorolt hatásához viszonyítják.

40. táblázat A normalizációs értékek a 4 veszély kategóriára az alábbiak

Veszély kategória Normalizáció faktor Mértékegység

Emberi egészség 0,0077 DALY/fı/év

Ökoszisztéma minıség 4650 PDF * m2 * év/fı/év

Klímatikus változás 9950 Kg CO2/fı/év

Erıforrás 152000 MJ/fı/év

Forrás: Jolliet et al., 2003


113

41. táblázat A veszélykategóriák áttekintése, köztes kategóriák és azok kapcsolatai

Megnevezés Emberi élet Élı környezet Élettelen

környezet Belsı értékhez kapcsolódó kár EE ÉTK ATK

Funkcionális értékhez kapcsolódó kár EE ÉTK EAK ATK EAK

Köztes kategóriák

Humán toxicitás � (X)

Okozatok � (X) X (X)

Zaj � (X) X (X) (X)

Fotokémiai átalakulás � (X) � (X) (X)

Ózonkárosodás � (X) X (X) (X)

Éghajlatváltozás X (X) X (X) (X) (X)

Savasodás � (X) (X) �

Eutrofizáció � (X) (X)

Ökotoxicitás � (X) (X)

Földhasználat � (X) (X) X

Fajok és szervezetek elterjedése X (X) (X)

Abiotikus erıforrások kimerülése �

Ércek, ásványok �

Energia X (X) (X) X �

Ivóvíz X (X) X (X) (X) X �

Biotikus erıforrások kimerülése � � (X)

Megjegyzés: �: releváns kapcsolat ami mennyiségileg modellezett; X: releváns kapcsolat ; (X) azokat a kapcsolatokat jelzi, amelyek csak akkor relevánsak, ha az LCA-ba bevonnak bizonyos veszélykategóriákat; EE: ember egészsége, EAK: ember alkotta környezet, ATK: abiotikus természeti környezet, ÉTK. élı természeti környezet.

Forrás: Jolliot et al., 2004

4. 6. Az EDIP módszer

Az ökotoxicitás mérésére Dániában fejlesztették ki az EDIP módszert. Klasszikus módszer, alapja az un. köztiérték ‘midpoint’ számítás. Az elemzésnél minden anyag környezeti hatását vizsgálják, amely valahol a kibocsátás és a végpont között van, majd hatáskategóriához rendelik hozzá. A hatáskategóriák ebben a módszerben is változnak:

• abiotikus erıforrások – fosszilis, ásványok, felszini víz; víz, levegı, napsugárzás, • biotikus erıforrások – flóra és fauna, • földhasználat – élelmiszertermelés, degradáció, • globális melegedés – hımérséklet növekedés hatása, • sztratoszférikus ózonkárosodás, • öko-toxikológiai hatások, • humántoxikológiai hatások, • fotokémiai oxidáció, • savasodás, • eutrofizáció, • munkakörnyezet,

A fenti hatáskategória módszerek közül kettıvel foglalkozunk részletesen.

114


4. 6. 1. Az abiatikus erıforrások karakterisztikája Az életciklus-elemzés meghatározó szakasza az életciklus-leltár adatainak elemzése, értékelése. Természetesen korántsem mindegy, hogy milyen módszer alapján történik az értékelés, hiszen a vizsgált hatáskategóriák módszer specifikus eltéréseket mutatnak. Ráadásul az egyes értékelési lehetıségekben alkalmazott környezeti indikátorok emellett még számítási módjukban is eltéréseket mutathatnak. A módszerek közötti különbség a környezeti problémák meghatározásában rejlenek. Ilyen esettel találkozhatunk az élettelen erıforrások kimerülését illetıen is. A gyakran alkalmazott Eco-Indikátor 95 módszer még nem foglalkozott az erıforrásokkal, viszont az Eco-Indikátor 99 már tárgyalja azt. Az elemzésnél elsı lépés a karakterisztika meghatározása, vagyis annak rögzítése, hogy az adott hatótényezı hatáskategóriához rendelt környezeti hatása a teljes életcikluson belül hogyan oszlik meg az egyes stációk között, illetve miként oszlik meg a különbözı hatáskategóriák vonatkozásában (egy hatótényezı egyszerre jelenthet erıforrás kimerülést, egészségre gyakorolt hatást, vagy a természeti környezet állapotát is befolyásolhatja). Ezért egyáltalán nem mellékes, hogyan tudjuk megadni ezeket a faktorokat, milyen tudományos háttér jelent kiindulópontot a kalkulációk során. Ebben a kérdésben még az LCA szakértık között is nem egy esetben vita van a tekintetben, hogyan tudjuk ezt legegzaktabb módon megtenni. Az abiotikus erıforrások kimerülésére vonatkozóan az új holland LCA Kézikönyv GUINÉE et al., (2002) ad egy ajánlást, hogy milyen irányban célszerő a továbbfejlesztést megvalósítani. Javaslatuk szerint a fejlesztés alapja az abiotikus erıforrások leltárelemzése, amelyhez több irányt is megfogalmaztak:

• az egyes abiotikus erıforrások kimerülés milyen fı és alcsoportok szerint kerül vizsgálatra,

• milyen mőveleti lépések jönnek számításba a kitermelhetı készletek számbavételére • milyen módon történik a karakterisztikus faktor számbavétele. • Az erıforrások kitermelésének oka, azok potenciális funkciója.

Az erıforrások az emberiség számára megtestesítenek további alkategóriákat is, ezért szükséges megkülönböztetni azokat.. GUINÉE et al. 15 erıforrásra korlátozva adta meg tanulmányában az erıforrások potenciális funkcióját és lehetséges helyettesítéseiket. Mivel az erıforrások különbözı funkciókat is betölthetnek. Lehetnek:

• elemek és azok módosulatai, • épületek, építıanyagok erıforrásai, • energiahordozók.

Az alkategóriák sok elemet és különbözı funkciókat viselnek. Az egyik ilyen funkció, hogy az erıforrások kitermelhetık. Ugyanakkor GUNIÉE (2002) azt is megjegyzi, hogy nincs megfelelı információ arra vonatkozóan, hogy az erıforrások kimerülését hogyan lehetne legjobban jellemezni, például egy indikátor segítségével. Természetesen az életciklus-elemzésnél itt is javasolják az érzékenységi vizsgálat elvégzését. A leideni egyetem kutatói szerint az adiabatikus erıforrások jellemzése lehetséges a már kidolgozott módszerek továbbfejlesztése révén:


115

• a megengedhetı kitermelési és megırzési arányok alapján, • a megırzés és kitermelési arányok alapján, • a megengedhetı vagy a gazdasági megırzési arányok alapján, vagy • az exergia26 tartalom alapján.

Ezeket a szempontokat figyelembe véve ki is fejlesztették az abiotikus erıforrások kimerülési potenciáljára a karakterisztikus faktorokat, amelyek elérhetık a (www.leidenuniv.nl/ssp) honlapon. Az abiatikus erıforrások kimerülésére a hatáskategória meghatározása attól függ, mit értünk alatta:

• Csak az élettelen erıforrást, • Vagy azt a természeti erıforrást, amit védeni szükséges az ember egészsége, a

természeti környezet megırzése érdekében is. • A definíció tartalma döntıen befolyásolja a karakterisztikus modell adattartalmát.

Az abiotikus erıforrások elemzésére alkalmazott módszer a definíciótól függıen eltérı adattartalmat is jelent.

27. ábra Az abiotikus erıforrások kitermelésének, átalakításának sematikus ábrája

Forrás: Guniée et al., 2002 Ha csak a sematikus kitermelési és átalakítási folyamatot tekintjük a kitermelhetı erıforrások potenciálja alapvetı fontosságú a gazdaság számára. Ezt gyakran csak a fémekre vonatkoztatják (vas, réz), holott a fogalom sokkal szélesebb annál. Az átalakítás után, - ami lehet finomítás, dúsítás, oxidáció vagy redukció - több, különbözı funkcióra alkalmas anyagot

26 exergia - a rendszer tényleges munkavégzı képessége, a maximális reverzibilis munka. A mérnöki gyakorlatban a tényleges munkavégzıképesség jellemzésére Randt javaslatára 1956-tól használják az exergiát. Az exergia a rendszerbıl kinyerhetı maximális mechanikai munkát méri, adott To hımérséklető környezetben. Az exergia megváltozása az alábbiak szerint fejezhetı ki: dB = L + Q (1 - T2 /T1 ). Néhány esetben a nem egyensúlyi állapot kifejezésére is alkalmazzák (Martinás, 2000).

Környezet Erıforrás érc/ásvány

Kitermelés

Érc

Átalakítás

Gazdaság

Potenciális funkciók

Funkciók

Anyag 1 Anyag 2

116


kapunk. A fémes réz lehet elektromos kábel, megjelenhet peszticidként (rézszulfát), lehet nyomelem (takarmányokban), vagy egyéb lakáshasználati tárgy. Ugyanakkor az is elıfordul, hogy más réztartalmú érc is felhasználható a réz kinyerésére. A cink is felhasználható korrózió gátló fémként, lehet fehér festék, vagy éppen növekedést stimuláló takarmány kiegészítı, (mint az enzimek proteolitukus csoportjának része, stb.). Az anyagok általában valamilyen funkcióira alkalmasak, viszont ugyanazt a funkciót más anyagok is képesek ellátni (pl. fehér színt nemcsak a cinkoxid, de a titándioxid, mész, gipsz és egyéb anyagok is képesek adni), - tehát a funkcionális tulajdonságok helyettesíthetık.

Az abiotikus kimerülés (ércvagyon csökkenés) ∑ ⋅= ii mADP ,

amelyben:

2

2

)(

)(

ref

ref

i

i

i

RDR

RDR

ADP =

ahol: ADPi az i. erıforrás kimerülési potenciálja (általában dimenzió nélküli szám), mi: a kitermelt erıforrás mennyisége, Ri: Az erıforrás végsı tartaléka (kg), DRi: az i-edik erıforrás kitermelési aránya (kg.év-1), Rref: a referencia erıforrás végsı tartaléka (antimon, kg), DRref: a referencia erıforrás kitermelési aránya (kg.év-1).

Ennek alapján GUNIÉE (2002) megadta a fosszilis erıforrások, olaj, gáz, kıszén és barnaszén kimerülési potenciálját is, ahol a fosszilis energia végsı tartalékát a fosszilis erıforrások szénegyenértéke alapján számította, majd konvertálta a különbözı fosszilis erıforrások bizonyított végsı tartalékához MJ-ban kifejezve. Az erre vonatkozó adatokat a (WRI, 1994)27 meglévı teljes fosszilis széntartalom alapján számította. A fosszilis szén energia aránya a teljes becsült fosszilis széntartalomhoz BERNER és LASDAGA szerint 13,6 x 10 3.

2

2_

_

_

)(

)(

ref

ref

energiafosszilis

energiafosszilis

energiafosszilis

RDR

RDR

ADP =

ahol:

ADPfosszilis energia = az abiatikus fosszilis energia kimerülési potenciálja kg antimon ekv./MJ fosszilisis energia; Rfosszilis energia a = fosszilis tüzelıanyag végsı tartaléka (MJ), DR fosszilis energia = a fosszilis energia termelése, MJ év

-1, Rref = a referencia erıforrás végsı tartaléka (antimon, kg), DRref = a referencia erıforrás kitermelési aránya (kg.év-1).

27 WRI = World Resource Institute


117

Ennek megfelelıen 1 MJ fosszilis energia kimerülési potenciálja:

47

215

220

14

_ 1081,41006,6

)1063,4(

)1072,4(

1003,3 −⋅=⋅

⋅⋅⋅⋅=energiafosszilisADP

Az egyes fosszilis energiákra:

ADP olaj = ADP fosszilisenergia x főtıérték olaj = 4,81 x 10 -4 x 41,87 = 0,0201

ADP gáz = ADP gáz x főtıérték gáz = 4,81 x 10 -4 x 38,84 = 0,0187

ADP kıszén = ADP kıszén x főtıérték kıszén = 4,81 x 10 -4 x 27,91 = 0,0134

ADP barnaszén = ADP barnaszén x főtıérték barnaszén = 4,81 x 10 -4 x 13,96 = 0,00671

Természetesen ezek a főtıértékek más forrásokban eltérı értékekkel szerepelhetnek, miként az egyes energiahordozók elıfordulási helyei szerint is változik a főtıérték. Udo HAAS (1996) szerint a természeti erıforrások, mint védendı területek két nagy csoportra oszthatók: élı és élettelen, azaz biotikus és abiotikus. Funkciójuk szerint azonban ezek már merıben különböznek, hiszen a gazdasági értékük mellett van egy élettámogató funkciójuk, mint a diverzitás növelés és az egyedüliség, vagy a rekreáció támogatása, illetve a természeti táj megırzése. Tehát úgy tőnik, hogy a természeti erıforrások funkciójához belsı értékük mellett az emberiség számára biztosított értékek is hozzájárulnak.

Az abiotikus erıforrások kimerülése definiálható úgy, mint az a csökkenés, amely az erıforrások potenciális funkcióinak elérhetıségében bekövetkezik.

Az erıforrások sokfélék: lehetnek nem regenerálódók (fosszilis, ásványok, üledékek, homok, kavics, stb.), és lehetnek megújulók, folyamatos regenerációra képes erıforrások, szél, víz, nap. Emellett még beszélhetünk olyan készletekrıl, amelyek egy emberöltı alatt képesek regenerálódni, mint pl. a talaj, vagy a felszíni vizek. Ez a besorolás az idı függvényében módosulhat, hiszen geológiai idıskálán minden erıforrás regenerálódhat. Leegyszerősítve mégis azt kell mondani, hogy azok az erıforrások a készletek, amelyek nem pótlódnak 500 éves geológiai idıskálán belül. Mindezek a kérdések nagyon lényegesek, amikor az abiotikus erıforrások kitermelésekor a környezeti hatásokat akarjuk értékelni. Különbözı szerzık más és más kategória indikátort alkalmaztak az eddigiekben, és ez sokszor ahhoz kapcsolódott, hogyan definiálták az erıforrások kimerülését. Értelmezhetı az erıforrások kimerülése úgy is, mint a gazdasági folyamatokhoz kapcsolódó erıforrások hígulása. Kategória indikátorokként az alábbiak elıfordulása jellemzı:

• erıforrások mérete, • erıforrások kitermelési aránya (GOEDKOOP, 1995), • fogyasztás aránya az erıforrás méretéhez képest (GUNIÉE, 1995), • ásvány koncentrációk (FINNVEDEN, 1999), • teljes anyagigény (ADRIAANSE et al., 1997), • energia igény, vagy földhasználat, • erıforrások gazdasági értéke, mint a funkció értékének indikátora, • erıforrás méretéhez kapcsolódó emissziók, • erıforrás kitermeléséhez kapcsolódó extrakciók.

118


Az erıforrások ezekben az indikátorokban akár természetes konfigurációjuk szerint, vagy mint elemek is definiálhatók. Csoportosíthatók a betöltött funkció szerint, vagy helyettesíthetıségük szerint. Ráadásul a földrajzi kiterjedésük is befolyásolja azok környezeti hatását. Mindez tükrözi azt a sokszínőséget, ami az erıforrások életciklus-elemzésbeli kezeléséhez kapcsolódik, és egyben leltáradat módosító hatása van. Amikor tehát a karakterisztikus modellt a kitermelt erıforrások egységére vetítjük, arra kell törekedni, hogy az abiotikus erıforrás potenciális funkciója milyen mértékben csökken a kitermelt elem vagy ásvány (kg) érc mennyiségére (kg) vonatkoztatva. Ügyelni kell az allokációra is, nem mindegy hogy tömegarányosan, vagy gazdasági érték alapján történik az allokálás. Külön problémát jelent a recycling vagy az újrahasznosítás, anyagkinyerés számbavétele. Egyrészt a funkciókat és az erıforrásokat érdemes mátrixba rendezni, másrészt mivel a helyettesítést nehéz pontosan elemekre, funkciókra vagy termékekre meghatározni, a hollandok két lehetséges utat javasolnak az allokációra:

• Ne vegyük figyelembe a helyettesítést a leltárnál. Az eredmény nagy számú hatás kategóriát eredményez az összes lehetséges funkciót figyelembe véve;

• A funkciók nagyon vázlatos csoportjait különböztessük meg, mint pl. ipari feldolgozás, építıipari ásványok, energiahordozók.

Attól függıen milyen megközelítést alkalmaztunk az erıforrás kimerülésre, két eltérı eredményt kapunk:

• a természetes elemek elérhetıségének elvesztése, és • a fosszilis energia elérhetıségének elvesztése.

Ebbıl adódik, hogy legalább két hatáskategóriát is meg kellene különböztetni. A holland tanulmány az elemek elérhetıségének csökkenését és az energia veszteségeket egy indikátorba konvertálta. Ehhez pedig a különbözı elemek kimerülésének súlyozását is meg kellett adniuk. Mivel az elemek funkciója eltérı, mindegyiket azonos súllyal vették számításba. A súlyozás alapulhat a funkciók gazdasági értékén. Ehhez elsı megközelítésben az anyagok árait használhatjuk, mivel az erıforrások árai a funkció társadalmi elfogadottságát is jelenti. Az erıforrások kimerülésére gyakran alkalmazzák indikátorként az entrópia számítást vagy az exergiát is. (Stephan GÖSSLIG28 2001 PhD disszertációjában az entrópia használatának példáját mutatta be.

28. ábra Az exergia és az entrópia

Forrás: Gösslig nyomán

28 Stephan Gösslig (2001): Entropy production as a measure for resource use Method development and application to metallurgical process Dissertation, Universitet Hamburg


119

„A termodinamika a körülöttünk lévı valóság (természet) leírásával foglalkozik - ezért ez a fizikának azon területe, amelynek törvényszerőségeit mindenki ismeri - és alkalmazza. A termodinamikát, mint tudományt, néhány felkent pap kivételével senki sem érti - de ezek, az önmagukat “értınek” tekintı tudósok nem értik egymást. Ez utóbbi jelenség azért van, mert többféle felépítés található, és a különbözı felépítések egymás számára teljesen idegenek - illogikusak. Például, aki csak a kontinuumokkal foglalkozik, annak számára az entrópia függvény feleslegesnek tőnhet, egy vegyésznek az entrópia alapvetıen fontos mennyiség.” – írja az entrópiáról szóló vitaindító tanulmányában Martinás Katalin (2000). Szóval a mérnöki gyakorlatban és a környezetgazdaságtanban is beszélünk entrópiáról, és a környezeti hatásvizsgálatban a föld energiaállapotának szennyezés következtében bekövetkezı megváltozott állapota az életciklus-elemzésben is feltőnik. Tudjuk, hogy az energia két részbıl tevıdik össze. Az egyik rész az exergia, a másik pedig az anergia.

Energia = exergia + anergia Az exergia az energiának azon része, mely átalakítható bármilyen energiaforrássá. Az energia az energia azon része, mely nem alakítható át. Tehát az exergia a rendszer tényleges munkavégzı képessége, a maximális reverzibilis munka. Az exergia az erıforrások összegzésére használható, az energia minıségére, vagy arra a munkavégzı képességre utal, amely a környezet állapotával kapcsolatban van. Az exergia és az energia arányát a Carnot faktor írja le. Újabban az erıforrás fogyásztás egyik indikátoraként használják, és nagyságát a svájci kutatók által kifejlesztett exoinvent szoftver segítségével lehet számítani (Szalay, 2007). A mérnöki gyakorlatban a tényleges munkavégzı képesség jellemzésére RANDT javaslatára 1956-tól használják az exergiát. Az exergia a rendszerbıl kinyerhetı maximális mechanikai munkát méri, adott To hımérséklető környezetben. Az exergia megváltozása:

)1(1

2

T

TQLdB −⋅+=

A nem-egyensúlyi megfogalmazásban a rendszer nem-egyensúlyi állapotát jellemezzük, ami exergiával történhet az alábbiak szerint:

NVppETTEx ⋅−+⋅−−⋅−= )()()( 000 µµ

ahol:

T a hımérséklet p a nyomás µ a kémiai potenciál o index a környezetre vonatkozik.

120


Egy állandó hımérséklető környezetben lévı rendszer exergiája nem nıhet extrópiával.

NTT

VT

p

T

pE

TT⋅−+⋅−−⋅−=Π )()()

11(

0

0

0

0

0

µµ

Egyensúlyi környezetben lévı rendszerben, az extrópia nem nıhet, ez azt jelenzi, hogy egyensúlyi állapot lép fel, ha µ ≥0. A fentiekben alkalmazott fogalmak jelentése:

• entrópia - a makroállapothoz tartozó mikroállapotok számának logaritmusa, a rendezetlenség mértéke,

• exergia - a rendszer tényleges munkavégzı képessége, a maximális reverzibilis munka,

• extrópia - az egyensúlytól mért termodinamikai távolság, statisztikusan a rendezettség mértéke.

Az exergia használatának az a nagy hátránya Martinás szerint (ami egyben elınye is lehet), hogy a mértékegysége szintén energia (Joule).29 4 .6. 2. A megújuló erıforrások kérdésköre A megújuló erıforrások alkalmazásának bıvülésével az e körben végzett életciklus-elemzések száma jelentısen megnövekedett. Ahogy Németországban, Dániában az elektromos energiatermelésben vagy a hıellátásban nıtt az alternatív energiaforrások felhasználásának aránya, egyre több és több életciklus-elemzéssel lehetett találkozni. Az ecoinvent adatbázisba beépült a vízierımővek leltáradata (BOLLIGER & BAUER, 2003), a fára, mint megújuló erıforrásra vonatkozó adatok felvétele (BAUER, 2003), a hıpumpákra (HECK, 2004), napkollektorokra és fotovoltikus rendszerekre (JUNGBLUTH 2003a, 2003b), valamint a szélerımővekre vonatkozó (BURGER & BAUER, 2004) leltáradatok felvétele. Emellett egyre többen foglalkoztak az egyes megújuló erıforrások alkalmazása mellett történı energiatermelés összehasonlító vizsgálatával is. Ide sorolható a szél és a fotovoltikus rendszerek elemzése (JUNGBLUTH et al., 2005 )30 és a bioenergia, bioüzemanyagok vizsgálata (JUNGBLUTh et al., 2007). A leltáradatok persze nagyon nagy különbséget mutatnak. Ezt jól szemléltetik a szélerımővekre vonatkozó adatok is. Attól függıen, milyen kapacitású az erımő, mekkora a szélerımő építményének, illetve a forgó résznek az élettartama, más és más adatokkal számolhatunk. De a szélerımő lokális elhelyezkedése, a szélsebesség mértéke ugyancsak befolyásolja a leltár adatokat, vagy az is, ha új anyagok kerülnek felhasználásra az igénybevétel jellegének függvényében. Az adatbázisban az anyagok visszaforgatásával kapcsolatos leltáradatok nem találhatók.

29 Martinás Katalin (2000): Kelvini termodinamika, Egy érthetı termodinamika http://www.kfki.hu/~elftterm/kelvin.html. 30 Niels Jungbluth1, Christian Bauer, Roberto Dones and Rolf Frischknecht (2005): Life Cycle Assessment for Emerging Technologies: Case Studies for Photovoltaic and Wind Power Int J LCA 10 (1) 2005 pp24-34


121

42. táblázat Néhány szélturbina leltáradata

Erımő 600kW 800 kw 2 MW Hely Svájc/ CH CH/Európa Balti tenger Típus Nordex N43/600 Nordex N50/800 Bonus 2MW Kapacitás % 14 14/20 30 Torony élettartam 40 40 20 Nacell élettartam 20 20 20 Kábel hossza turbinánként (réz, mőanyag, óloma, acéld)

275b 275b 375c

Mélység - - 3-5 Toronymagasság 40 50 60 Rotor átmérı 43 50 76 Torony súlya 33,8 60,30 98,4 Rotor és hub súly (Cr-Fe) 14 14,7 52 Gondola (Nacelle) súly (Cr,Fe,Cu) 21,4 20,2 82,5 Alap (beton, betonvas) 191 238 2000

Megjegyzés: a: csak külsı kábel; b: a teljes hossz 550 m, két turbina kapcsolódik az áramtermeléshez; c: a szélpark 20 turbinát tartalmaz, 200 m darabonként + 175 m a 3,5 km-re történı szállításhoz, d: üvegszálas kábel

Forrás: Hirschberg et al., (2005): Neue erneuerbare Energien und neue Nuklearenlagen: Potenziali und Kosten GaBe, Paul Scherer Institute; gabe.web.psi.ch/pdfs/PSI_Report/PSI-Bericht_05-04sc.pdf

4. 7. A TRACI módszer

Az amerikai életciklus-elemzés gyakorlatában kifejlesztett módszer, amely a kémiai anyagok környezetterhelésének csökkentésére lett kifejlesztve. A módszerben alkalmazott hatáskategóriák az alábbiak:

• földhasználat fizikai elváltozásai, • földhasználat és élıvilág veszteség, • víz (használat- felszíni, folyóvíz és óceán) • energia, • ásványok, • köztes kategóriák, • azonosítatlan közti hatások forrásai, • patogén hatás, • radioaktív sugárzás, • hulladék, • fajok és szervezetek elterjedése (beleértve a GMO-t is), • ökotoxicitás, • eutrofizáció, • savasítás, • globális felmelegedés (klímaváltozás), • ózonréteg vékonyodás, • oxidok képzıdése (szmog), • zajhoz kapcsolódó hatások, • balestek, • emberi egészségre gyakorolt hatások.

122


29. ábra Az életciklus leltár adatok csoportosítása a köztes kategóriák és a végpontot jelentı károsítás (veszélyek) között

Forrás: Jolliot, 2005

4. 8. IO-LCA és hibrid LCA

Az IO-LCA és hibrid LCA az életciklus gazdasági adatokkal való kiegészítését jelenti. Így a környezeti hatások mellett a károsítások externáliáira is információt kaphatunk. Az amerikai nemzetgazdaságra vonatkozó átlagolt gazdasági input-output vizsgálatokon alapuló LCA az EIO-LCA. Az LCA-ról és az EIO-LCA-ról elmondhatjuk, hogy fontos, döntés megalapozó eszköz, de egyik sem képes arra, hogy regionális és állami szintő hatékony, megbízható elemzéseket készítsen. Ezért amerikai kutatatók egy olyan modellt dolgoztak ki, amely megbízható, értékelhetı képet ad az USA-ban a termékek és szolgáltatások elıállítása során jelentkezı gazdasági és környezeti hatásokról, mind állami, mind regionális szinten. A korábban említett modellekkel ellentétben egy regionális modell, képes arra, hogy megalapozzon lokális, folyamat-orientált vagy akár nemzetgazdasági elemzéseket is. A regionális input-output modellek környezeti szempontú életciklus-elemzése már a világ számos pontján felkeltette a kutatók figyelmét: már több országban vizsgálnak, és fejlesztettek ki haonló I-O modelleket, de ezek között is különösen nagy erıfeszítéseket tesznek az inter-regionális tranzakciós modellek kutatására. A fejlesztések rendkívüli mértékben függnek a rendelkezésre álló adatok minıségétıl: attól, hogy beszerezhetıek-e a gazdasági és környezeti állapotok jellemzésére megfelelıen részletes adatok. Olyan törekvés, mint pl. az európai NAMEA (national accounting matrix including environmental accounts) – gazdasági és egyben környezeti elszámolási rendszer kidolgozása – rendkívüli mértékben hozzájárulhat a regionális elemzések és modellek fejlesztéséhez, de akár globális szinten is kiválóan hasznosítható.


123

Amerikában is, mára már számos a regionális gazdaságot modellezı, kereskedelmi forgalomban lévı softver elérhetı. Ezek a regionális modellek leginkább csak a regionális gazdasági multiplikátorok képezésében térnek el egymástól. A különbségek az egyes gazdasági tevékenységek nemzetgazdasághoz való gazdasági hozzájárulásainak eltérı arányosításaiból fakadnak:

• RIMS II (Regionális Input-Output Modelling System): Két adatbázisból dolgozik: a nemzeti ÁKM-bıl (491 iparág ágazati kapcsolatait jellemzi), és egy képzett lokális hányadosból, amellyel korrigálja a nemzeti I-O táblákat, annak érdekében, hogy átláthatóbbá tegye, az iparági struktúrát, iparközi kapcsolatokat és a fıbb kereskedelmi trendeket akár egy vagy több államból álló régió esetében is.

• REMI (Regional Economic Modells Inc.): Olyan szimulációs modell, mely elırejelzésekkel, becslésekkel, segít értékelni mindazon hatásokat, amelyeket egy politikai döntéshozatal, és projekt, vagy akár egy új iparág betelepülése vált ki egy helyi, lokális gazdaságban.

• IMPLAN (Impact Analysis for Planning): Mérni és elkülöníti egy régióban megvalósított projekt közvetlen és közvetett gazdasági hatásait. Általa egy olyan lokális szintre kifejlesztett I-O modellel dolgozhatunk, amely amerikai, nemzetgazdasági I-O modell számláin és regionális beszerzési koefficienseken alapszik.

Ezek a modellek azonban kizárólag csak gazdasági adatok vizsgálatára támaszkodnak, a regionális környezeti hatások elırejelzése további, kiegészítı elemzések is szükségesek.

• meg kell becsülni a várt gazdasági hatásokat, • majd pontos, aktuális adatokat kell győjteni a vonatkozó erıforrás-felhasználásról és

emissziós adatokról, • és csak ezután képes az ember egy teljes körő, átfogó, már környezeti hatásokra is

kiterjedı modellt felállítani. Ez rendkívül megnöveli a vizsgálatokhoz szükséges idıt és ezzel együtt természetesen az értékelés költségeit is. A REIO-LCA modell éppen ebben különbözik a fent említett regionális modellektıl: a nyilvánosan elérhetı adatokon kívül a regionális környezeti adatokra is épít, elérhetıvé téve ezáltal a regionális emissziós becslések készítését is. A Horváth és társai által kifejlesztett regionális gazdasági input-output elemzésre épülı amerikai LCA modell, a REIO-LCA (Regional Economic Input-Output Analysis-based Life-cycle Assessment). célja, hogy lehetıvé tegyen állami, illetve interregionális (több államot átfogó) elemzéseket. Napjaink meglévı regionális modelljei többnyire csak arra keresik a választ, hogy hogyan számszerősítsék a munkanélküliség és a kibocsátás alakulásának hatásait, és azt, hogy ezek mennyiben járulnak hozzá, vagy csökkenti egy adott ország gazdasági teljesítményét. Ezekkel szemben a REIO-LC) széleskörőbb elemzést - a gazdasági, környezeti, társadalmi folyamatok vizsgálata – tesz lehetıvé. Az általa készült gazdasági és környezeti hatások becslésével lényegesen megkönnyíti a regionális döntéshozók munkáját. Gondoljunk például csak egy új iparág régióba telepítésének hatás elırejelzésére, de akár alkalmas a villamos áram és üzemanyag felhasználás ellátási láncának és azok elıállításhoz közvetlen kapcsolódó emissziók becslésére, régión belül és kívül egyaránt.

124


Az amerikai kutatók a már meglévı input-output életciklus modell (US EIO-LCA) regionális szintre történı adaptálását (US REIO-LCA) regionális gazdasági multiplikátorok és környezeti bevonásával következı képpen dolgozták ki:

• Az országos modell 491x491 nagyságrendő input output modelljébıl (ÁKM) képez szektorokra vonatkozó energia felhasználást és kibocsátást mérı faktorokat.

• Az energia felhasználást és kibocsátást mérı faktorokból becsüli a termelés és szolgáltatások környezeti hatását.

• Minden egyes szektornál a regionális hozzáadott érték nemzeti hozzáadott értékhez való hozzájárulásának figyelembe vételével gazdasági multiplikátorokat képeztek, melyekkel allokálták az ipari termelést az egyes államokra és régiókra. (a gazdasági jelentések csak nemzeti inter-szektoriális tranzakciókat vesz figyelembe)

• Szintén meghatározták a 8 amerikai régióra a szektorok közötti tranzakciós mátrixokat is.

• A környezetterhelés mérésére regionális szintő emissziós és erıforrás-felhasználást jellemzı mutatókat képeztek az EPA31 által közzétett, nyilvános adatok alapján

• A villamos áram és üzemanyag felhasználás, levegıszennyezés (CO2, NOX, PM10, SO2, VOC) ÜGH kibocsátás az egyes államok ágazati szinten meghatározott teljes kibocsátási érték arányosításával történt. (A Toxics Release Inventory lehetıvé teszi a regionális szintő, ágazati toxikus anyag kibocsátás becslését szektorális mérıszámok rendelkezésre bocsátásával).

A gazdasági input-output táblák ágazati kapcsolatainak feltérképezése az ipari szektoronként mért környezeti adatok olyan környezeti input-output elemzést bocsát a rendelkezésünkre, mellyel jellemezhetjük a szektor/ágazat értékalapú egységére vetített környezetterhelését.

30. ábra Az ágazati és környezeti kapcsolatok modellezése a SimaPro szoftverben

Forrás: Simapro, 2007

31 US Environmental Protection Agency and Department of Agency


125

Mint egy “top-down” megközelítés a környezeti input-output elemzés lehetıvé teszi az allokációt az összes tevékenység között valamennyi termékre, beleértve termékenként az összes releváns folyamatot. Ilyen elemzésre lehetıséget teremt a SimaPro és a GaBi 4 szoftver, amely már számos folyamatot modellezve, adatokkal is rendelkezik. (Matthews et al.,2003 és Cicás et al. 2007) Az életciklus-elemzés újabb fejlıdési vonulata az életciklus környezeti költségének meghatározása, amelyet korábban IOLCA, ma már inkább LCC életciklus költségnek neveznek. Az LCC-t, mint, döntést támogató keret modellt Connaughton et. al., (2007) különbözı szinteket és egyre részletezettebb elemeket tartalmazó keretrendszerben helyezi el. Az életciklus költség meghatározása számos esetben elıtérbe kerül, amikor annak meghatározását tervezik, hogy milyen gazdasági elınyök vagy költségek kapcsolódnak a környezeti célú fejlesztésekhez, vagy hogyan értékelik mindezt azok a fogyasztók, akiknek környezeti tudata fejlettebb. A módszer lényegének, a horizontális megközelítésnek a bölcsıtıl a sírig életciklus szemléletmód keretet, míg vertikálisan a fenntarthatóság három pillére ad lehetıséget. Életciklus költségelemzéssel (life cycle costing, LCC) kiegészített hatástanulmány döntések megalapozásában játszik fontos szerepet. Ilyen számítások megjelentek a szerszámgépgyártásban, az egy – és többutas ital csomagolások összehasonlító vizsgálatára32, épületek beruházásánál, stb. Valójában a környezeti életciklus-elemzés kiegészítve az LCC-vel már a tervezési folyamatban optimalizálni tudja a környezeti szempontú terméktervezést a profit és környezeti nyereségek mérlegelésével. Bár a módszer közel 10 éve ismert hazai alkalmazása még az életciklus-elemzésnél is kisebb, vagy attól teljesen elválva csak a költség szempontokat veszi figyelembe. Az LCA alkalmazása regionális fenntarthatóság mérésére Kutatásaink során az életciklus-elemzést a szokványos termék vagy termelési folyamat vizsgálata mellett megkíséreltük a regionális fejlıdés illetve a fenntarthatóság irányába történı elmozdulás mérésére is alkalmazni. A hazai energia-mix környezeti terhelésének életciklus-elemzése során merült fel az a gondolat, hogy adaptáljuk a módszert az egységnyi GDP elıállításához kapcsolódó környezeti hatások mérésére, illetve annak összehasonlítására, hogy van-e különbség az egyes térségek közötti GDP egységre jutó környezeti hatásokban. Az elemzést az alábbi modell alapján, SimaPro szoftver segítségével végeztük.

32 HatásTanulmány a hosszú távon fenntartható italcsomagolás-gazdálkodással kapcsolatban Magyarországon Elızetes eredmények összefoglalása, 2004 augusztus 18. GUA-GVM, http://www.efosz.hu/letoltes/hatast.doc ; a tanulmányban az italcsomagolások újratöltése és a termékdíj fizetések függvényében végeztek számításokat.

126


31. ábra Az LCA modellezése regionális vagy nemzeti szintre

Forrás: Saját szerkesztés Az LCA regionális szintő adaptációja megkövetelte az LCA szabványos menetének megfelelıen:

• a rendszerhatárok kijelölését, • a funkcionális egység meghatározását, • az adatok minıségére vonatkozó elvárások rögzítését, • adatgyőjtést, leltárfelvételt, • hatásértékelés elvégzését.

Esetünkben a rendszer határ a régió közigazgatási határa, funkcióegység 1 GDP. Elméletileg az elemzés kiindulási pontja az egy év alatt elıállított GDP értékének megadása, majd az ágazati kapcsolatok mérlege (inputoutput mátrix) segítségével az inputok meghatározása, a környezeti statisztikából pedig az output oldali emissziók kigyőjtése. Az elemzés során felmerült bizonytalanságok:

• Nincs megbízható statisztikai adat az anyag- és energia áramokra. Az energiaáramok nagyságára és összetételére vonatkozó információk hiányosak, pedig ezek a fenntarthatóság szempontjából alapvetı fontosságúak. Ismereteink szerint folyamatban van egy anyagáram elszámolási folyamat (Kohlhéb et al., 2006), de erre vonatkozó adatsorokkal még nem találkoztunk.

• A közigazgatási határok (régiók esetében) és a környezetvédelmi felügyelıségek ható körzetei eltérıek, így az emissziós információk is bizonytalanok.

Az adatok hiányossága miatt az elemzést iparági adatokra építettük, anyagárammal nem számoltunk csak energia, földterület, víz, mőtrágya szerepelt az inputok között, nem vettük figyelembe az importanyagok szállításait. Az adatgyőjtés után megtörtént a leltár felvétel:

• az országos vagy regionális anyag- és energiaáramok alapján (elemzéstıl függıen), részletes input-output táblában kerültek rögzítésre megfelelı mértékegységgel együtt;

• input oldalon a bemenı anyag, energia, erıforrás felhasználást vettük számításba, (földterület, víz, mőtrágya, energia, víz);

• míg output oldalon a piacra kerülı javak és szolgáltatások értékét forintban (az elıállított GDP), és az összes emissziót (gáz, folyékony és szilárd halmazállapotban) kilogrammban rögzítettük.


127

Ezt követıen szoftveres értékelést végeztünk.

32. ábra GDP egységre esı környezetterhelés, hatáskategóriakénti megoszlása

Forrás: Saját szerkesztés Bár az így az elvégzett életciklus-elemzés nem teljes körő, de így is érdekes összefüggéseket kaptunk. Az elemzésbıl kitőnt, hogy a régióban elıállított alacsony GDP egységére magasabb környezetterhelés jut, mint az országos átlag esetében, bár az egyes globális problémákhoz való hozzájárulás mértékében nincs lényeges eltérés. A legnagyobb környezeti hatást a savasodás mutatott. Az elemzés a környezeti hatások gazdasági elszámolásához is új adalékot ad, így az ökonometriai mérések kiterjesztésének elısegítésével a fejlıdést reálisabban ítélhetjük meg. Az LCA sajátos megközelítésre adhat lehetıséget a fenntarthatóság regionális szintjeinek értékelésében, vagy egyes iparágak fenntarthatóság irányában tett felelısség vállalásról is. Alapvetı eszköz a környezeti teljesítmény értékeléséhez, vagy az öko-hatékonyság nagyléptékő fejlesztéséhez (faktor4, 10, 20). Elemzések igazolták, hogy alkalmas a fenntartható fejlıdés irányába való elmozdulás mérésére, ha idısoros adatok rendelkezésre állnak. A fenntarthatósággal összefüggésben különösen fontosnak tartjuk az életciklus hatásvizsgálatok kiterjesztését az energiatermelésre. Az energiatermelés kettıs megközelítésben is az érdeklıdés középpontjában van. Egyrészt az energia ellátás hosszú távú biztonságos megoldása, mint az EU és a hazai energiastratégia megvalósítása, ezen belül a fosszilis tüzelıanyagok minél hosszabb távra való tartalékolása, illetve a megújuló erıforrások nagyobb arányú igénybevétele. Másrészt fokozott figyelem irányul a környezeti hatásokra, elsısorban az üvegházhatású gázok, de az egyéb terhelések csökkentésére, és az öko-hatékonyság javítására. A hazai energia stratégiai koncepció kidolgozásánál számos hatásvizsgálat készült, amely alapjában véve a gazdaságosság szem elıtt tartása mellett a széndioxid kibocsátások vizsgálatával is foglalkozott, azonban mindez idáig nem készült életciklus-elemzés alapon történı összehasonlító elemzés a különbözı primer erıforrások energetikai célú felhasználására. Ez pedig különösen kívánatos volna, amikor a hazai energia-mix átlagos környezeti hatását akarjuk mérni, illetve azon belül az egyes energiahordozók felhasználásának externális hatását vizsgáljuk. Ez az igény még erıteljesebben jelenik meg az

128


alternatív erıforrások elemzésénél. Ha valamennyi input és output oldali hatást komplexen, életciklus szemléletben, 1 MJ elıállított energiára vetítve, a globális problémákhoz való hozzájárulás mértéke alapján elemezzük, kellı objektivitással össze tudjuk hasonlítani az egyes energiatermelésben felhasznált erıforrások környezeti hatását, és öko-hatékonysági mutatóját, és ez adalékul szolgálhat a gazdasági szabályozás tökéletesítéséhez.

4. 9. Milyen módszert alkalmazzunk?

Mint az elıbbiekbıl kitőnt, sokféle életcikluselemzı módszer létezik, amelyek részben hasonló, részben különbözı elméleti alapokra épülnek. A rendelkezésre álló sok módszer eltérı elméleti megközelítései miatt az összehasonlítás nehézkes, az egyes módszerek közötti átjárhatóság nehéz. Ezt igazolta az EDIP módszer más módszerekkel történı összehasonlítása, ahol a kapott értékelések nagy szórást mutattak. Vagyis az eredményeket csak egy módszeren belül lehet értelmezni és értékelni, más módszerel történı összehasonlítás értelmetlen. Az, hogy milyen módszer szerint történjen az értékelés sokszor az elemzés tárgyától és céljától függ. LARSEN et al., tanulmányában az életciklus-elemzésre használatos módszerek kiválasztásához ad néhány tanácsot. Könnyen elérhetık a gyakran használt LCIA (életciklus leltárelemzés) adatbázisok:

• Eco-indicator 99: http://www.pre.nl/eco-indicator99/, • EDIP 97: http://ipt.dtu.dk/~mic/EDIP97, • EDIP 2003: http://ipt.dtu.dk/~mic/EDIP2003, • EPS 2000d: http://eps.esa.chalmers.se/, • (Dutch) Handbook on LCA, • http://www.leidenuniv.nl/cml/ssp/projects/lca2/lca2.html, • Impact 2002+: http://www.epfl.ch/impact, • JEPIX: www.jepix.org, • LIME: http://www.jemai.or.jp/lcaforum/index.cfm, • Swiss Ecoscarcity: http://www.e2mc.com/BUWAL297%20english.pdf, • TRACI: http://epa.gov/ORD/NRMRL/std/sab/iam_traci.htm.

Az értékelés a fenti módszerekben az összes kategóriára alkalmazható környezeti (vagy öko) faktor segítségével történik. Ez méri a hatás potenciális környezetkárosítását, ami valamennyi környezeti hatásra kölön-külön kiszámítható az alábbiak szerint:

cF

F

F

UBPÖkofaktor

KK

⋅⋅⋅= 1

ahol: UBP = környezetterhelési pont (ökofaktor), F = a jelenlegi éves környezeti hatás, mértékegysége: t/év), Fk = egy év alatti kritikus emisszió, mértékegysége t/év,

c = 1012

/év, konstans. A normalizáció és a súlyozás, az emissziók megengedhetı, vagy kritikus szennyezettségi szintjeihez való viszonyításként jelennek meg. A következı táblázat jól tükrözi, azt, hogy az egyes módszerek mire fókuszálnak, és milyen értékelést alkalmaznak.


129

43. táblázat Néhány hatáselelemzı módszer jellemzıje

Módszer neve Mit tartalmaz

Poz

ício

nálá

s az

ok

ozat

i lá

ncba

n

Kite

rjedé

se

Idı

dim

enzi

ó

Ecoindicator 99 (Goedkoop and Spriensmaa, 1999)

1. Egészséges állapot mint a betegség hiánya (rokkantságban eltöltött életévek) 2.Ökoszisztéma egészsége mint az érintett fajok frakciója 3. Erıforrások, amelyek hatással vannak az ember és ökoszisztéma egészségére

végpont Európa 200 év

Ecoscarcity (BUWAL, 1998)

Emissziók hozzájárulása a nemzeti célok túllépéséhez

korai Nemzeti, Svájc

végtelen

EDIP(Hauschild, M. & Wenzel,

Relatív hozzájárulás a környezeti terheléshez (viszonyítás az 1 fıre esı hozzájáruláshoz) radioaktív sugárzás, ózonkárosodás, savasodási potenciál, eutrofizációs potenciál, toxikusság és földhasználat

Köztes érték

Nemzeti és globális (Dánia)

1 év

Környezeti anyagok- rövid (Lindfors et.al. 1995)

Relatív hozzájárulás a környezeti terheléshez (viszonyítás a nemzeti emissziós célokhoz) radioaktív sugárzás, ózonkárosodás, savasodási potenciál, eutrofizációs potenciál, toxikusság és földhasználat

Köztes érték

nemzeti végtelen

Környezeti anyagok – hosszú (Lindfors et.al 1995)

Relatív hozzájárulás a környezeti terheléshez (viszonyítás a nemzeti kritikus terheléshez) radioaktív sugárzás, ózonkárosodás, savasodási potenciál, eutrofizációs potenciál, toxikusság és földhasználat

Köztes érték

nemzeti végtelen

EPS v 2000 (Steen 1999a, and 1999b)

1. Emberi egészség tágabb értelemben WHO szerint,

2.Ökoszisztéma termelési kapacitás, beleértve a mezıgazdaságot és erdıket is

3. Biodiverzitás 4. élettelen erıforrások 5. Rekreációs értékek

végpont globális végtelen

Tellus (Lindfors et.al 1995)

Szabályozott emissziók korai USA Esemé-nyen alapul

Forrás: STEEN, 2001

130


4. 11. Ellenırzı kérdések:

1. Melyek az Európában leggyakrabban alkalmazott módszerek? 2. Milyen elvekre épült a svájci öko-pont rendszer? 3. Mi a lényege a környezeti szőkösség módszernek az életciklus-elemzésben? 4. Milyen sajátosságai vannak az ökoindikátor 99 módszernek? 5. Milyen azonosságok és különbségek fedezhetık fel az egyes életciklus-elemzı

módszerek normalizációs technikái között? 6. Sorolja fel és jellemezze azokat a módszereket, amelyeknél az erıforrás értékelés

különös jelentıséggel bír? 7. Melyik módszer építette be a munkahelyi környezetet érintı hatásokat az elemzésbe? 8. Hogyan foglalható össze a TRACI módszer lényege? 9. Mit jelent a hibrid életciklus-elemzés? 10. Regionális környezeti teljesítményértékelésre milyen módszer alkalmazható?

131

5. Az életciklus-elemzés manuális és szoftveres megoldásai

5. 1. Manuális megoldások

Az életciklus-elemzés elvégezhetı manuális és szoftveres úton. A manuális megoldások közé tartozik a szabvány szerinti életciklus értékelés, vagy az elızı fejezetben bemutatott módszerek alapján, az egyes módszerek útmutatóinak felhasználásával történı számítás. Legegyszerőbb a kvalitatív elemzésre alkalmas anyag-energia-toxikus anyagok hatáselemzı mátrixot használni, majd ennek segítségével az ISO 14044 szabványban leírt eljárás szerint a leltárba vett anyagok csoportosítását, és értékelését elvégezni. Minden esetben meg kell határozni azt a hatásterületet, amelyen belül a hatások vizsgálatát végezzük, és a funkcióegységet, amelyre a hatások vonatkoznak. Célszerő felvázolni a folyamatfát, amelyhez a leltár adatokat összegyőjtük. Azután következik a jellemzés, értékelés. Ezek hátránya, hogy rendkívül idıigényesek, és az elemzések során az aggregáció mértékétıl függıen kapjuk meg a környezetterhelésre vonatkozó eredményeket, amelyek értelmezése az elemzést végzı szakmai kompetenciájától és az elemzés céljától egyaránt függ.

33. ábra A manuális elemzés módszertana

Forrás: ECOLIFE II projekt, 2004

5. 2. Az LCA szoftverek áttekintése

Természetesen a kvantitatív elemzéshez is különbözı egyszerőbb és összetettebb szoftverek állnak rendelkezésre. Az, hogy az LCA elkészítéséhez milyen szoftvereket használtak, és miért éppen azt választották, az nem teljesen világos. A szoftveres kivitelezésre számos lehetıség nyílik, egyszerőbb és bonyolultabb, olcsóbb és drága megoldások is találhatók a kínálatok között. A választást sokszor az anyagi lehetıségek határozzák meg. Ismereteink szerint ma a legelterjedtebben a SimaPRo által kínált eszközöket használják szerte a világon, hiszen a szoftver felhasználói csoport tagjai Ausztráliától Amerikáig, több százan vannak. Emellett nı a GaBi4 felhasználói köre is.

132

Az életciklus-elemzés manuális és szoftveres megoldásai

Az utóbbi években számos más szoftver is kifejlesztésre került, természetesen ezek tudásban és árban is széles skálán mozognak, 500 - 7000 EUR között.

44. táblázat Életciklus elemzı szoftverek

Szoftver név Megnevezése Internet Elérhetıség

CMLCA Lánc menedzsment LCA -Chain Management by Life Cycle Assessment - CML at Leiden University

http://www.leidenuniv.nl/interfac/cml/ssp/cmlca.html

Design for Environment, Ver 1.0

Boothroyd Dewhurst, Inc. and TNO Institute http://www.dfma.com

ECO-it:

Ökoindikátor eszköz a környezetbarát tervezéshez - Eco-Indicator Tool for environmentally friendly design - PRé Consultants

http://wwww.pre.nl/eco-it.html

EcoManager Franklin Associates http://wwww.fal.com/software/ecoman.html

EcoPro - sinum Corporate Environmental Management http://www.sinum.com/htdocs/e_software_ecopro.shtml

ECOScan Turtle Bay by TNO http://www.turtlebay.nl

EDIP Ipari termékek környezeti tervezése - Environmental design of industrial products - Danish EPA

http://www.mst.dk/activi/08030000.htm

EIOLCA Gazdasági input-output LCA -Economic Input-Output LCA at Carnegie Mellon University

http://www.eiolca.net

GaBi 4 (Ganzheitliche Bilanzierung) - University of Stuttgart (IKP)/PE Product Engineering

http://www.pe-poduct.de/english/main/software.htm

IDEMAT Delft University Clean Technology Institute Interduct Environmental Product Development

http://www.io.tudelft.nl/research/dfs/idemat/index.htm

KCL-ECO 3.0 KCL LCA software http://www.kcl.fi/eco

Life-Cycle Advantage Battelle http://www.batelle.org/environment/lcm/LCAadnantage2.stm

LCAiT CIT EkoLogik (Chalmers Industriteknik) http://www.LCAit.com

LCNetBase Life cycle assessment using traceble US data - Sylvatica

http://www.sylvatica.com/lcnet.htm

PTLaser A Tool to Evaluate both Economic and Environmental Impacts of Process Decisions - Sylvatica

http://www.sylvatica.com/ptlaser.htm

REPAQ Franklin Associates http://www.fal.com/software/REPAQ.html lca/TIIM.html

SimaPro 7.0 for Windows

PRé Consultants http://www.pre.nl/simapro.html

SPINE SPINE is an information model for environmental LCI and LCA data.

http://deville.tep.chalmers.se

SPOLD Society for the Promotion of Life-cycle Assessment Development

http://www.spold.org/downland/index.html

TCAce Life cycle assessment and economic evaluation integration - Sylvatica

http://www.sylvatica.com/tcace.htm

TEAM(TM) Tools for Environmental Analysis and Management) - Ecobalance, Inc.

http://www.ecobalance.com/software/softindx.html

TIIM Franklin Associates http://www.fal.com/lca/TIIM.html

Umberto An advanced software tool for Life Cycle Assessment - Institut für Umweltinformatik

http://www.umberto.de/english

Forrás: Menke et. al. 1996


133

Menke és munkatársai 1996-ban meghatározott szempontok szerint (leltár, hatásvizsgálat tartalma, rugalmassága, kiterjeszthetısége, technikai háttér igénye, stb.) értékelte az életciklus-elemzés néhány szoftverét, amelyek közül a szerzık kiemeltek néhány, elınyös tulajdonságokkal rendelkezıt:

• Az életciklusleltár alapján, különösen a leltár részletessége miatt: o a KCL-ECO (finn) szoftver és o TEAM (Európa, USA) kapott legjobb értékelést.

• A hatásvizsgálat tartalma és rugalmassága alapján az alábbiakat emelték ki:

o LCAit (svéd), o PEMS Ave Európa.

• A használat széles ipari kitejesztése alapján legjobbnak a o SimaPro bizonyult.

A KCL-ECO és a TEAM szoftverek részletes és reprezentatív életciklus leltárt ajánlanak rugalmas felhasználásra. A KCL-ECO 1. változat nem alkalmas hatásvizsgálat elvégzésére, csak a 2. változat, de a szoftver részletes információt ad a leltárról, felhasználóbarát és lehetıvé teszi az adatok exportját is a különbözı menedzsmentrendszerek részére. A rendszer rugalmassága, hatásvizsgálati képessége és egyszerő felhasználása miatt elınyös az LCAit és a PEMS szoftver. Ezek tartalmaznak felhasználó által meghatározott paramétereket és súlyozó faktorokat is. A SimaPro szoftver pedig a fentieken túl rendkívül széles adatbázissal rendelkezik, fejlıdési folyamata töretlen SimaPro 3.0, 4.0, 5.0 és ma már a 7.0 verziót jelenti. A termékfejlesztésekhez legáltalánosabban a SimaPro szoftvert használják szerte a világon. Az IVAM és az IDEMAT (mindkettı holland szoftver) és a német ETHZ adatkezelı szoftver eszközök. Menke et al., (1996) összehasonlította a szoftverek alkalmazásához szükséges alap hardver követelményeket, a hardver és operatív memória igényeket is, és megállapították, hogy a különbözı változatok Makintsh, DOS és Windows alatt is futtathatók. Az adat kezelésnél mindegyik az excelre épít. A GM és az ECOLIFE II. EU33 projekt keretében is összegyőjtötték a termékfejlesztéseknél, és a környezeti teljesítmény javításának elısegítésére eredményesen használható LCA szoftvereket. A szoftverek kiválasztását részben az elemzés célja, részben azok jellemzı tulajdonságai határozzák meg. Elınyben érdemes részesíteni azokat az eszközöket, amelyek az életciklus tervezéshez, környezeti és gazdasági optimalizáláshoz segítséget nyújtanak.

http://www.ihrt.tuwien.ac.at/sat/base/EcolifeII/results.html

134


5. 3. A SimaPRo szoftverek

A SimaPro szoftver több generációs fejlesztésen ment keresztül. Ez a szoftver 1990 óta piacvezeztı életciklus-elemzı eszköz szerte a világon. Az eszköz sikerét biztosítja megbízhatósága, legkisebb életciklus költsége, az LCA varázsló beépítése és nagy adatbázisa (10000 adatot tartalmaz, többségüket ingyenes elérhetıséggel). Az eredmények nagyon világosak, input-output adatlapokat tartalmaz, értékeli a bizonytalanságokat. Kiválóan alkalmas team munkára. Legújabb verziója a 7.0, 2007-es fejlesztés. Ebben a paraméterek és szcenáriók használatának új módszere jelenik meg, ami javítja a munka minıségét, és egyben nıtt az eszköz rugalmassága. Idıt takarít meg a beépített érzékenységi vizsgálat. Ez a változat modern modelleket készít, csoportosítja az eredményeket. Adaptálja az új Ecoinvent v2 adatbázist, és új hatásvizsgálati módszereket is tartalmaz (Lime, ReCiPe, ökológiai lábnyom, exergia elemzés). A szoftver követi az életciklus-elemzés szabványos kivitelezésének lépéseit. Mielıtt a technikai lépéseket bemutatná a szoftver ismertetıje, felsorol néhány érvet a szoftver használatának elınyei mellett. A szervezetek számára általában a termékfejlesztés, stratégiai döntések, benchmarking vagy külsı kommunikációk érdekében alkalmazzák, és a cégeknél elıfordult botton-up és top down megközelítés is. Az alkalmazást marketing célok gyorsítják, mert szeretnék bizonyítani termékeik környezeti nyereségét a nagyközönség számára is. A fejlesztık az alkalmazás sikerét, a pontos, világos cél meghatározásban látják, de fontos az is, hogy az eredményeket hogyan kívánják felhasználni (belsı vagy külsı kommunikációra), és hogy mekkora összeget kívánnak az elemzésre fordítani. Lényeges, hogy a szoftver adatbázisa sok adatot tartalmaz, de emellett az elemzés nagyon sok esetben, például amikor specifikus folyamatokat, vagy adatokat kell modellezni, új adatbázis kiépítését is megköveteli, ami viszonylag könnyen és gyorsan kivitelezhetı a szoftver útmutatások alapján, ha az adatokat elıre összegyőjtötték..

45. táblázat Tájékoztató tábla a költségvetés becsléséhez

Idı ráfordítás (munkanap)

Prioritások meghatározása

Belsı LCA

Külsı Környezeti életciklus Információs rendszer

A cél és keretek meghatározásának megvitatása

1 2-4 10 10+ frissítés

adatgyőjtés 2-5 5-15 25-100 folyamatos Adatfeldolgozás adat bevitel és számítások

1 2-4 10 folyamatos

Életciklus értelmezés és érzékenységi elemzés

1 2-4 10-20 Folyamatos

Tanulmányírás 1-2 2-5 10-30 folyamatos Átvizsgálás n.a. tetszıleg

es 10-30 tetszıleges

Teljes becsült idı 5-10 15-40 75-200 Forrás: SimaPro 7, 2007


135

34. ábra A SimaPro szoftverben alkalmazott módszerek

Forrás. Saját szerkesztés 5. 3. 1. A SimaPro módszertani megfontolásai A SimaPro szoftver nagyszámú hatás értékelı módszert alkalmaz. Nem minden módszer rendelkezik értékelı fázissal, de a legtöbb alkalmazza a karakterizáció és normalizáció lépését. A szoftveres elemzés kezdeti lépései követik a szabványos eljárást. Az elemzés elkezdése elıtt meg kell határozni az elemzés célját és kereteit. Ha ebben nehézségek támadnának, célszerő az erre vonatkozó útmutatót elıvenni. Korrekt módon le kell írni a termék jellemzıket és meg kell fogalmazni, milyen problémák megoldására keresünk választ az életciklus-elemzés elvégzése alapján. Azt is tisztázni szükséges, milyen folyamatok tartoznak bele a rendszerbe, és mi az, ami kívül marad rajta. Az egyszerősítésre az ISO 14044-ben találhatók utalások (pl. egy adott értéknél kevesebb, vagy adott százalék akatti kis mennyiségek kimaradhatnak), de hozzá kell tenni, hogy lehet, hogy éppen e kis mennyiségben jelenlevıknek van jelentıs környezeti hatása. Megadható például a csökkentésre, hogy az alacsony költségő komponensek maradjanak ki a vizsgálatból, de helyesebb, ha azok a folyamatok maradnak kívül, amelyeknek környezeti hatása minimális. Nagyon lényeges a funkcionális egység meghatározása, amelyben minden esetben az elemzés célja a meghatározó. Ha például az üveg és tetrapak csomagolású tej esetét vizsgáljuk, nem helyes a csomagolóeszköz egységét választani, mert akkor további konverziókra van szükség.

136


A Tetrapak egyszer használatos eszköz, míg az üveg 10-szer is újratölthetı. Ezért praktikusan 1000 l tejre, mint funkcionális egységre vetíthetı az összehasonlítás: ez 1000 db TetraPak doboz, és 100 db üveg összehasonlítását jelenti, amihez még hozzá kell számítani a 9 visszaszállítást, mosást, detergenseket, stb. Lényeges az allokáció megadása és az adatok minıségével kapcsolatos elvárások rögzítése is. Ezt követi az adatok győjtése a leltárfelvétel. Ebben segítséget jelent a szoftver gazdag, gazdasági szektorok adatait tartalmazó adatbázisa, (több adatbázis használatának licenc jogának megvásárlásával bıvült az adatbázis), ami az elemzık által összegyőjtott adatokat jól kiegészíti. A hagyományos statisztikai adatok is felhasználhatók és sokszor hasznos a SimaPro levelezı listájának használata, ennek segítségével több száz LCA használótól kérhetı segítség a világ különbözı részeirıl. Így idı, energia spórolható meg, és egyben ez a lehetıség szakmai konzultációt is jelent. A fı szempontok meghatározása után megkezdıdhet a szoftver használata.

35. ábra Az életciklus-elemzésnél alkalmazott módszer kiválasztásának szempontjai

Forrás: SimaPro 7 5. 3. 2 Az elemzés menete A szoftver megnyitása és a használat licenc szabályainak elfogadása után a wizardra klikkelve egy új termékrendszer létrehozásával indulhat a munka. A következı lépésben megnyitjuk és szerkesztjük az adatbázist. Harmadik lépésben kiválasztjuk a hatáselemzı módszert.


137

36. ábra A szoftver kezdı oldala

Forrás: SimaPro 7

37. ábra A SimaPro explorer áttekintése

Forrás: SimaPro 7, 2007

138


Jelmagyarázat:

1 projekt megnyitása és zárása, 2 paraméter értékek megjelenítıje, 3 folyamatfa, vagy folyamatháló ikonja, 4 összehasonlító elemzés ikonja, 5 Monte Carlo analyzis elindító gombja, 6 az össze adattípus elérése, 7 a kiválasztott adatok tartalma, 8 az adatok áttekintése (szoftver tartalma), 9 az adatok használatának megjelölése.

Az ábra a szoftver explorer oldalról ad áttekintést a számozásnak megfelelıen. Baloldali oszlop felsı része a projekt által elérhetı adatokat mutatja, lent közös adatokat tartalmaz, a bemutatásra, referenciákra, irodalomra, súlyozásra, stb. vonatkozóan. Az adatok áttekintése (8) az életciklus fázisainak megfelelı adatokat mutatja.

38. ábra A folyamatok bevitele a folyamatfa felépítésének alapja

Forrás: SimaPro 7, 2007 A fenti ábra a szoftverbe történı adatbeviteli lapot ábrázolja.


139

Jelmagyarázat:

• a négy tabulátor segíti a projekt dokumentációt, az input-output táblák elérését, és a jellemzı paraméterek bevitelét és a rendszerleírását.

• itt lehet megadni a folyamat outputját, vagy outputjait és az allokáció mértékét; • itt lehet specifikálni a folyamat hatásait; • a természetbıl kivont erıforrások bevitelének helye; • más folyamatokból érkezı inputok dokumentálása; • emissziók (levegıbe, vízbe, talajra) feltüntetése; • hulladékok, amit feldolgoznak.

39. ábra A szoftver által generált fpolyamatfa

Forrás: SimaPro 7, 2007 A bevitt adatok segítségével a szoftver megrajzolja a folyamatfát, sıt szövegdobozok jobboldalán található termométer segítségével egy információt is tartalmaz a folyamatok környezetterheléhez való hozzájárulásáról. A piros terhelést, a zöld szín környezeti megtérülést jelez. A folyamatfa mutathatja a hulladékok kezelésének útját is. A szoftver lehetıséget teremt különbözı hulladék szcenáriók felvételére és elemzésére. A hulladékszcenáriókat a hulladékáram megbontására alkalmazzák. Ez történhet a lerakás vagy kezelés szerint, de a kezelések különbözı típusaira elvégezhetı összehasonlító elemzés. Bárhogyan is történik ez a bontás, ezekben az esetekben ügyelni kell a rendszerhatárokra. A lerakás esetében is több alternatíva van. Teljes lerakás, vagy szétszerelés és újrahasználat, anyagkinyerés. Ezekben a hulladékkezelési megoldásokban több bizonytalanság. A hulladékok bontása történhet hulladék típusonként vagy általános úton.

140


40. ábra A hulladék szcenáriók kezelése a szoftverben

Forrás: SimaPro 7, 2007 Az eredmények bizonytalanságának vizsgálatára beépített Monte Carlo elemzés áll rendelkezésre. A Monte Carlo számítások elvégezhetık egy életciklus szakaszra vagy az egész folyamatra is. Az elemzést a megfelelı gombokra klikkelve a szoftver megvalósítja. A gombok kiválasztásával megjelenik egy párbeszéd panel, amely alapján meg lehet határozni az alkalmazott hatásértékelı módszert, a számítások leállításának kritériumot, a futtatások számát, a futtatás végének meghatározását. Az alacsonyabb standard hiba az eredmények megbízhatóságát jelzi. A középértékek standard hibái azért fontosak, mert megmutatják, hogy helyes úton történik-e az elemzés. Ha a középérték standard hibája 0,01 alatt van, akkor az eredmények elfogadhatók. Ez a mővelet kb. 50-100 futtatás mellett néhány percet vesz igénybe.

41. ábra A Monte Carlo elemzés ablaka a SimaPro szoftverben



141

Az eredmények megjelenítése viszonylag egyszerően lehetséges. A felkínált lehetıségeket a tabulátor gombbal kiválasztva az eredmények grafikusan, numerikusan megjeleníthetık, és a Monte Carlo elemzéssel is értékelhetık. Kiválasztható a karakterisztikus ábra, a veszély elemzés, normalizáció, súlyozás és az egyedi besorolás is. Az alábbi ábra 1 kg konventeres acélgyártás karakterisztikus ábrája az öko-indikátor 99 módszer szerinti elemzés alapján. A 95 % konfidencia intervallumot a piros vonalak jelzik belül. A sugárzás bizonytalansága nagyon nagy, azt követi a földhasználaté, de a többi esetben is 100 % körül van, ami magas.

42. ábra Az eredmények megjelenítése


43. ábra A termékek összehasonlításának grafikája


142


5. 4 . A GaBi 4 szoftver34

A GaBi szoftver fejlesztése a Stuttgarti Egyetem IKP (ma LBP) intézetében kezdıdött el. A GaBi elnevezés, a német „Ganzheitliche Bilanzierung” rövidítésébıl származik, angol megfelelıje a „Life Cycle Engineering” életciklus fejlesztés. A szoftver fejlesztés célja egy olyan adatbázis kiépítése volt, amely összetett ipari termékek életciklus-elemzésére is alkalmas lesz, mint pl. személygépkocsi, vagy az elektromos berendezések, és jelentısen megkönnyíti a matematikai mőveleteket. Az adatbázis kiépítése több éves kutatómunka eredménye volt, amelybe az ipari partnereket is bevonták, az adatgyőjtés sikere érdekében (acél, aluminium, mőanyag, vegyipar stb.). A GaBi jelenleg már egy egész termékcsaládot jelent, amely a különbözı felhasználói igényeknek megfelelı formában áll rendelkezésre. A szoftver kereskedelmi értékesítése is csak utólag indult be, a piaci igényeknek megfelelıen. A Stuttgart Egyetem LCA kutatócsoportjából nıtt ki a szoftver mai forgalmazója, a PE International tanácsadó cég, amely a mai napig szorosan együttmőködik az egyetemmel. A két szervezet, mintegy 40 LCA szakembert foglalkoztat, amely a világ jelenleg legnagyobb ilyen típusú szakmai erıforrása (Sára, 2007). A GaBi termékcsalád legfontosabb tagja a GaBi4, amely az életciklus-elemzés, ill. életciklus-mérnökséghez szükséges információk és funkciók teljes arzenálját kínálja. Alkalmazása mindazon vállalatoknak és kutató-csoportoknak ajánlott, ahol az egyszerőbb elemzésektıl az összetett vizsgálatokig terjed a tevékenységi kör. A GaBi4-et ma kb. 600 szervezet 2.500-3.000 szakembere használja a világ minden táján.35 5. 4. 1. Adatbázisok a GaBi4-ben A GaBi gazdag adatbázissal rendelkezik, és az értékét jelentısen befolyásolja, mert minél gazdagabb egy szoftver ipari folyamatokban, annál nagyobb segítséget nyújt az életciklus modellezésében. Adatbázisa 640 általános, és kb. 4000 ipari szektor specifikus folyamatot tartalmaz. Az ipari folyamatok környezeti mérlegében az egyik oldalon a folyamathoz szükséges nyersanyagok listája áll a fogyasztott mennyiséggel (pl. ásványi anyagok, energiaforrások, víz stb.), a másik oldalon pedig a folyamat termékei, hulladékai és kibocsátásai (levegı, víz, talaj) jelennek meg. A folyamatok környezeti mérlege a követezı forrásokból származnak:

34 A szoftver rövid bemutatását részben a GaBi gépkönyv, részben Sára Balázs (2007) tanulmánya alapján készítettük el. 35 A felhasználók közül néhány:

Ipar: BMW, DaimlerChrysler, Ford, General Motors, Isuzu, Mitsubishi, Nissan, Porsche, Toyota, VW, Continental, Bayer, BASF, DuPont, Henkel, Solvay, Bosch, Hyundai Electronics, Motorola, Siemens, Alcan, Nokia, Rio Tinto, Siemens, Solvay, Sydney Water, Timberland, Unilever, Armstrong Word Industries stb. Kutatóintézetek: Öko-Institut, Wuppertal Institut (Németország), Tänikon (Svájc), ENEA (Olaszország), National Research Council of Canada (Kanada), CSIRO (Ausztrália), National Institute for Environmental Studies (Japán), Bay Zoltán Alkalmazott Kutatási Alapítvány-Logisztikai és Gyártátechnikai Intézet stb. Egyetemek: Universität München (Németország), Lappeenranta University of Technology (Finnország), Norwegian University of Science and Technology (Norvégia), University College Galway (Írország), EMPA Dübendorf (Svájc), Università di Firenze (Olaszország), Ecole Polytechnique de Montreal (Kanada), University of California, Berkeley (USA), Deakin University (Ausztrália), University of Tokio (Japán), Miskolci Egyetem stb.


143

• a PE International és a Stuttgarti Egyetem által győjtött és feldogozott adatok, amelyek a

különbözı iparágak legfontosabb, ill. az életciklus-elemzések során leggyakrabban használt folyamatait tartalmazzák,

• az ELCD-European Life Cycle Database, az Európai Bizottság által támogatott EU

adatbázis folyamatai, • az európai mőanyag-gyártók szervezete által fejlesztett PlasticsEurope adatbázis

(régebben APME) adatai, amelyek értelemszerően elsısorban mőanyagok elıállításával kapcsolatosak,

• a svájci BUWAL adatbázis folyamatai, amelyek csomagolóanyagok elıállítására vonatkoznak.

A professzionális adatbázison túl rendelkezésre állnak további adatbázis modulok (jelenleg 15), amelyekkel a felhasználó tovább gazdagíthatja saját adatbázisát. Ezek elsısorban a következı iparágakra specifikus adatokat tartalmaznak: szerves vegyi anyagok, szervetlen vegyi anyagok, energia, acél, alumínium, nemesfémek, egyéb fémek, mőanyagok, felületkezelés, építıipar, elektronika, textil, mezıgazdaság, hulladék-hasznosítás, elektronika. A svájci Ecoinvent Centre által fejlesztett általános adatbázis szintén hozzáférhetı GaBi formátumban. Az adatbázis konzisztens, a benne szereplı folyamatok jól dokumentáltak, és az egyes folyamatot azonos módszertani megközelítéssel hozták létre (hasonló rendszerhatárok, allokációs módszerek, azonos anyag és energiaáramok alkalmazásával stb.), és a külsı forrásból származó adatokat (pl. a fent említett PlasticsEurope, BUWAL stb.) is erre a GaBi-formátumra igyekeztek kialakítani. Ilyen módon a felhasználó bátran alkalmazhatja az adatbázis különbözı folyamatait az életciklus modellezéséhez, a vizsgálat egészének egységes minısége biztosított. Az adatok pontos dokumentálása is lényeges kérdés. A GaBi dokumentációs rendszere könnyen áttekinthetı. A GaBi minden folyamatát az EU adatbázis (ELCD) formátumát követve dokumentálták, azaz részletes és áttekinthetı információt ad az adatok minıségérıl és származásáról. Így a felhasználó el tudja dönteni, hogy mennyire reprezentatívak az adatok az általa modellezett életciklushoz. A szoftver lehetıvé teszi a hatásvizsgálati módszerekkel az életciklus lehetséges környezeti hatásának kifejezését, néhány indikátor segítségével (pl. a globális felmelegedésre, az emberre gyakorolt toxicitásra, a szmog képzıdére vonatkozóan). A GaBi4 legfrissebb változata gyakorlatilag lefedi a jelenleg legelterjedtebben használt módszereket (CML 96, CML 2001, EDIP 97, EDIP 2003, EPFL 2002+, TRACI, Ecoindicator 95 és 99 stb.). A módszerek kiválasztását mindig az adott projekt céljai határozzák meg. A GaBi Elemzıvel a GaBi egyenleg különbözı elemzéseit lehet elvégezni: elırejelzés elemzés, paraméterváltozás, érzékenységelemzés, és a Monte Carlo elemzés. Ez a mővelet nagyon hasznos a szcenáriók várható hatásának meghatározásához, a különbözı beavatkozási lehetıségek melletti az eredmények összehasonlítására, annak eldöntésére, milyen lépésekre történik relatíve nagy változás az eredményekben. Mindezek a funkciók az eredmények bemutatásához adnak komplex információt.

144


44. ábra A rendszerhatárok meghatározása

Forrás: GaBi4, 2007 A szoftver telepítése után egy vagy több adatbázis csatlakozik a GaBi-hoz. Ezek láthatóak a kezdı képernyın. A GaBi-ban egyszerre csak egy aktív adatbázissal dolgozhatunk. A nem aktív, de kapcsolódott adatbázisok adatcserére használhatóak. Az adatbázis aktiválására két lehetıség van:

• Rákattintunk a megfelelı adatbázisra az adatbázis-kezelı bal oldalán lévı tárgylistában (Object hierarchy), majd jobb klikk, és kiválasztjuk a menübıl az "Activate" parancsot.

• A kezdı képernyı jobb alsó részén, a "Databases" címszó alatt a megfelelı adatbázishoz tartozó "activate" hiper hivatkozásra kattintunk.

Ha további adatbázisokat is csatlakoztatni szeretnénk, rá kell kattintani a "Connect Database" parancsra! Egy dialógus ablak tőnik fel, ahol kiválasztható az adatbázis helyét. Dupla kattintás az adatbázist tartalmazó mappára, majd az "OK"-ra! Ezzel a kiválasztott adatbázis hozzáadódik az elérhetı adatbázisok listájához, és aktiválható vagy felhasználható adatcseréhez. Ha viszont el szeretnénk távolítani egy adatbázist a csatlakoztatott adatbázisok listájáról, a "disconnect" parancsot kell választani. Ez nem törli az adatbázist a hard disk-rıl, csupán kikapcsolja a programból, addig, amíg késıbb vissza nem kapcsoljuk azt.


145

5. 4. 2. GaBi4 funkciók: Life Cycle Assessment Az LCA kezdeti szakaszában, miután az elemzés célja és tárgya (funkció-egység, rendszerhatárok stb.) meghatározásra kerültek, általában a közvetlenül hozzáférhetı adatok győjtése következik. Ez a kérdéses ipari folyamat részletes vizsgálatára és az ezzel kapcsolatos adatok (input és output) összegyőjtésén alapszik. Az így begyőjtött adatokat a felhasználó közvetlenül „beviheti” a GaBi4-ban létrehozott új folyamatba.

45. ábra Saját adatok bevitele - mőanyag-palack elıállítása (nem valós adatok)

Forrás: Sára, 2007 Az új folyamatok létrehozásakor lehetıség van:

• a környezeti mérleg ellenırzésére, vagyis az input és output oldal tömegének, ill. energiatartalmának gyors számítására,

• az adatok származásának és a folyamat teljességérének dokumentálására, • a folyamat referencia áramának automatikus megváltoztatára, azaz az inputok és

outputok gyors átszámítására. Miután létrehoztuk a saját folyamatainkat, ill. megtaláltuk a GaBi4 adatbázisokban ez életciklus felépítéséhez szükséges egyéb folyamatokat, megkezdıdhet a teljes életciklus modell felépítése. A GaBi4-ben erre ún. Sankey diagrammok segítségével van lehetıség, amelyek teljes és áttekinthetı képet adnak az életciklusról, és lehetıséget nyújtanak a modell gyors és rugalmas fejlesztésére:

• egyszerően meghatározhatók a modellben felhasznált folyamatok referencia-áramai, ill. a folyamatban esetlegesen alkalmazott allokációs módszerek,

• lehetıség van a folyamatok megfelelısségének és az életciklus-modell teljességének dokumentálására,

• a folyamatokat összekötı anyag- ill. energiaáramok mennyisége folyamatosan ellenırzés alatt tarthatók.

146


Emellett a Sankey diagramok elınye abban is rejlik, hogy különbözı ábrázolási módok határozhatók meg, amelyek segítségével olyan folyamatábra hozható létre, amely bátran alkalmazható a projekt bemutatására alkalmazott jelentések, publikációk és prezentációk elkészítéséhez: a folyamatok könnyen átnevezhetık (pl. fordítás esetén), a diagram színezhetı és lehetıség van ábrák és megjegyzések beillesztésére. Ezzel elkerülhetı egyéb, folyamatábrák létrehozására használt programok alkalmazása az életciklus szemléltetésére.

46. ábra Az életciklus modell példája – mőanyag palack gyártás példáján

Forrás: Sára, 2007 Az életciklus modellezését a környezeti hatásvizsgálat és a gyenge pontok meghatározása követi. A GaBi „balancing” funkciója automatikusan elvégzi az életciklus teljes anyag- ill. energiamérlegének számítását, majd a fent említett hatásvizsgálati módszerek kiválasztásával jutunk a kívánt eredményekhez.

47. ábra Hatásvizsgálat – mőanyag palack teljes életciklusa – példa

Forrás: Sára, 2007


147

Az egyes környezeti hatáskategóriák esetében fontos információ a legkritikusabb életciklus folyamatok ill. ezek legjelentısebb input, vagy output áramainak meghatározása. A GaBi4 gyenge-pont vizsgálatra specifikus funkciója felhasználóbarát módon teszi egyértelmővé, hogy melyek az életciklus legkritikusabb pontjai.

48. ábra Gyenge pont meghatározása – globális felmelegedési potenciál vizsgálata (GWP) - példa

Forrás: Sára, 2007 A GaBi hatáselemzı funkciója természetesen alkalmas a normalizációs és súlyozási módszerek alkalmazására is. Egyéb specifikus funkciók segítik az eredmények gyors értelmezését. Ezek közül néhány:

• az életciklus folyamatai különbözı kritériumok alapján csoportosíthatók (pl. termelı folyamatok, szállítási folyamatok stb.) és lehetıség van ezen csoportok környezeti hatásának külön vizsgálatára,

• a táblázatokban látható számok kijelölésével diagramok készíthetık, • statisztikai elemzés végezhetı el az elemzés minıségét illetıen: átfogó képet

kaphatunk a felhasznált adatok származásáról, a folyamatok megfelelıségérıl, és az elkészített modell teljességérıl.

A GaBi4 bemutatásával nem célunk a szoftver részletes leírása, csupán a leglényegesebb funkciókról ejtettünk szót. Ezeken kívül a szoftver számtalan egyéb, különbözı módszertani problémák kezelésére alkalmas funkciót rejt magában. Az LCA funkciók összefoglalásának zárásaként fontos kiemelni a GaBi felhasználóbarát jellegét, amely bármely szoftver esetén fontos tényezı:

• az adatbázisok és adatok könnyen kezelhetık (aktiválás, másolás, létrehozás, változtatás, import/export stb.),

• hatékony keresı funkció áll rendelkezésre, • folyamatosan lehetıség van a létrehozott modellek mentésére és archiviálására, • „help on line” funkció.

148


5. 4 .3. GaBi4 funkciók: Life Cycle Engineering Az eddig leírt funkciók segítségével egy teljes életciklus-elemzés elvégezhetı: meghatározhatók az életciklus gyenge pontjai és a lehetséges környezeti javításra vonatkozó stratégiák. A gyakorlatban ez még nem jelenti a vizsgálatok lezártát: ekkor veheti kezdetét azon elemzések sorozata, amellyel különbözı életciklus forgatókönyvek vizsgálatával és összehasonlításával pontosan meghatározzuk az elérendı környezeti javításhoz szükséges mőszaki paramétereket. Ezek a paraméterek vonatkozhatnak energiahatékonyságra, szállítási távolságokra, újrahasznosítási arányra, kibocsátási hányadra stb. A GaBi4-ben ezek létrehozására és elemzésére vonatkozó funkciók teszik lehetıvé az ún. Life Cycle Engineering vizsgálatokat. A GaBi4-ben definiált paraméterek vonatkozhatnak csak bizonyos folyamatokra, vagy életciklus-szakaszokra ill. a teljes életciklusra. Természetesen ez attól függ, hogy az adott paraméternek hol van befolyása az anyag- ill. energiaáramok minıségére, vagy mennyiségére. A létrehozott, ún. változtatható paraméterek segítségével további, összetett paraméterek definiálhatók matematikai számítások révén. Ezek után a paraméterek által befolyásolt áramok függıségi viszonya egyszerően meghatározható.

49. ábra Mőszaki paraméterek – a mőanyag palack gyártási folyamatában az újrahasznosított PET felhasználásra, a villanyáram csökkenésére és a palack tömegének

csökkenésére vonatkozó paraméterek – példa

Forrás: Sára, 2007


149

A paraméterek erre specifkus funkciók által (Parameter Explorer, GaBi Analyst) könnyen változtathatók, és ezzel lehetıség van különbözı életciklus-forgatókönyvek gyors és párhuzamos vizsgálatára. A normalizálás egy GaBi4-LCA-n belül, (GaBi: Ganzheitliche Bilanzierung életciklus-elemzı szoftver) kapcsolatba hozható az elemzésben meghatározott környezeti hatások segítségével egy hatáskategória összesített egységével. A normalizálás olyan, mintha minden egyes hatáskategóriának lehetne elkülönített végrehajtandó folyamata. A normalizálás nem ad támpontot ahhoz, hogy egyes hatáspotenciálok fontossága milyen távolságban van egy környezeti összmegítéléstıl. Ezek a kifejezések levezethetık a hatáspotenciálok súlyozásával. A normalizálási adatok, az inhomogén, és hiányos felvétel, valamint dokumentáció alapján, továbbá a mérésekkel történı nehéz rögzítés miatt, többnyire az országspecifikus mérésekre – mint megfelelınek vélt paraméter – van extrapolálva. Paraméterként felhasználható pld. a lakosság (városi terhelésenként) vagy egy ország, kontinens, vagy politikai-gazdasági egyesület bruttó nemzeti összterméke. Ebben az összefüggésben a GDP-re vonatkoztatott extrapoláció kerül felhasználásra. Ez tükrözi legjobban egy vonatkoztatási egység gazdasági aktivitását (ami többnyire a környezeti terheléssel kapcsolatban áll), megfontolandó, hogy egyes esetekben nagyobb eltérések is felléphetnek. Egy összterhelés járulékának becslése ennek ellenére is lehetséges normalizálással (Trend). A GaBi 4 normalizálási lépése több különbözı forrás adataira hivatkozik. Alapvázként GUNIEÉ és GEBLER adatait használja, amik ismételten a WMO Intergorvenmental Panel on Climate Change-re és a World Resource Institute-ra vezethetık vissza. A hiányzó adatokat holland forrásokból egészíti ki, egy 100-as faktorral, nagyjából a világ és a holland GDP arányának megfelelıen (TAMASKA, 2006).

50. ábra Életciklus forgatókönyvek vizsgálata (példa)

Forrás: Sára, 2007 A paraméterek alkalmazásával rendkívül rugalmas életciklus modellek hozhatók létre, amelyek elsısorban terméktervezési és környezetirányítási eljárásokban nyújtanak hasznos támogatást a különbözı mőszaki alternatívák gyors elemzéséhez.

150


Olyan vállalatoknál, ahol az LCA évek óta a környezetirányítás eszköze, fontos tényezı az életciklus-modell, ill. a felhasznált adatok frissítése. Ez gyakran okozhat idıveszteséget, hiszen bizonyos idıszakokban újra kell számítani az életciklus folyamatainak környezeti mérlegét. A SAIB farostlemez-gyártó esetében, amely az LCA-t elsısorban évente frissített környezeti termék-deklarációk készítésére használja, a GaBi4 szoftverben a vállalat által győjtött „nyers” adatok változó paraméterként lettek meghatározva, melyekbıl különbözı matematikai számítások segítségével jutunk a tényleges input és output értékekhez. Ez a paraméter lista tehát megegyezik a vállalat által kitöltendı kérdıívvel, azaz ennek frissítésével közvetlenül elkészül az új, naprakész modell. 5. 4. 4 Fenntarthatósági vizsgálatok a GaBi4-gyel A GaBi4 elsısorban környezeti életciklus-elemzésre kifejlesztett szoftver. Ugyanakkor a fenntarthatóság további két tényezıje, a gazdasági és társadalmi szempontok vizsgálata esetén is segítséget nyújt a szoftver:

• Life Cycle Costing funkció (LCC) segítségével az életciklus minden egyes folyamatán belül meghatározhatók az input és output áramokkal járó költségek, ill. a gépek fenntartásával és a személyzettel járó költségek,

• Life Cycle Working Time funkció (LCWT) a munkahelyi körülmények vizsgálatára nyújt lehetıséget a szociális körülmények jellemzésére alkalmas indikátorok alkalmazásával (pl. munkaerı képzettsége, nıi munka részesedése, balesetek száma stb.).

Az LCA-val párhuzamosan elvégzett LCC és LCWT elemzésekkel az életciklus fenntarthatóságának vizsgálatára nyílik lehetıség.

5. 4. 5. LCA eredmények kommunikációja: specifikus GaBi4 funkciók Az LCA szakértık örök problémája, hogy milyen formában mutassák be az elkészített életciklus modellt és az eredményeket mindazok számára, akik ezek alapján hoznak döntéseket, de természetesen nem rendelkeznek LCA és GaBi szakismerettel (pl. vállalati vezetıség, terméktervezık stb.). További probléma, hogy miként válhatnak ezek a „nem LCA szakértık” aktív részeseivé a munkának azáltal, hogy ık maguk is változtathatják és fejleszthetik az életciklus-modellt. Két funkció áll a GaBi4 felhasználók rendelkezésére:

• GaBi4 Publisher segítségével az LCA szakértı létrehozhat egy egyszerősített szoftver-változatot, amelyben csak azok a funkciók láthatóak, amelyek a legfontosabb információkat tartalmazzák (pl. életciklus ábra, környezeti mérleg, paraméter-lista). Az LCA szakértelemmel nem rendelkezı „befogadó” a szoftver részletes ismerete nélkül áttekintést kap az elvégzett munkáról és korlátolt lehetıségei is vannak a modell változtatására.

• GaBi4 i-report funkció, az elnevezésének megfelelıen, interaktív jelentés készítésére ad lehetıséget. A GaBi4 modellel közvetlen kapcsolatban lévı, arra épülı jelentés hozható létre: a szövegszerkesztési funkciókon túl a GaBi4 különbözı objektumai (diagramok, táblázatok stb.) illeszthetıek be. Ezzel egyrészt felgyorsul, és rugalmassá válik az LCA-t lezáró jelentés készítése (állandó automatikus frissítési lehetıséggel), másrészt változó paraméterek definiálása esetén különbözı életciklus-alternatívák (pl. termék-tervek) eredményei vizsgálhatók közvetlenül jelentés-formátumban. „Nem LCA szakértık” esetén ez teljesen függetlenné teszi a munkát a szoftver ismeretétıl, a


151

paraméterek változtatásával az adatok és eredmények változása a jelentésben nyomonkövethetıek.

5. 4 .6. A GaBi termékcsalád további tagjai: GaBi Lite és GaBi DfX A GaBi4 „egyszerőbb” változata, a GaBi Lite, amely a teljes szoftver töredékét tartalmazza és azok számára készült, akik most ismerkednek az LCA-val és nem kívánnak részletes elemzéseket elvégezni. A szoftver használatához nem szükséges alapos LCA szakértelem és egyszerő életciklus-vizsgálatoka alkalmas:

• a szoftver lépésrıl lépésre segíti a felhasználót a munkában, • az életciklus modell elkészítése egyszerősített és automatizált, • a hatásvizsgálat elıre definiált módszerekkel történik, • az eredmények kiértékelésére a szoftver automatikusan készíti el a táblázatokat és

diagrammokat. Egyes iparágakban az EU direktívák arra ösztönzik a gyártókat, hogy a terméktervezési folyamatban életciklus-szemléletet alkalmazzanak. Ilyenek az „elhasználódott gépkocsikra” (ELV), az „elhasznált villamos- és elektronikai eszközökre” (WEEE) és a „veszélyes anyagok korlátozására” (RoHS) vonatkozó direktívák. Ezen direktívák követelményeinek ötvözése a vállalatok LCA tevékenységével eredményezte a GaBi DfX szoftver megszületését, amely a GaBi4 funkcióin túl támogatást nyújt a termék szétszerelhetıségének és újrahasznosíthatóságának megtervezésére, és a törvényileg szabályozott szennyezıanyag-tartalom nyomonkövetésére. A „DfX” megfejtése a Design for Complience (DfC), Environment (DfE), Recycling (DfR) és Disassembly (DfD) lehetıségekre vonatkozik. 5. 4. 7. Ellenırzı kérdések

1. Milyen szempontok határozzák meg az elemzés módját? 2. Ismertesse a SimaPro szoftver fejlıdési folyamatait! Milyen különbségek találhatók az

egyes verziók között? 3. Milyen értékelési módszert tartalmaz a SimaPro 7? 4. Mire épül a normalizáció a SimaPro-ban? 5. Mire használják a Monte Carlo analízist? 6. Mi a Gabi szoftver lényege? 7. Milyen alkalmazási lehetıségeket tartalmaz? 8. Milyen funkciók jelennek meg a GaBi 4 szoftverben?

152

Esettanulmány – a magyar energiamix életciklus – értékelése

6. Esettanulmány - A magyar energiamix életciklus-értékelése36 Az életciklus-elemzés eredményének egyik meghatározó eleme az energiarendszerek életciklus terhelése. A nemzetközi adatbázisok részletes adatokat tartalmaznak az energiákra, úgy is, mint primer energiahordozókra, de úgy is, mint a nemzeti energiamixek környezeti hatására. Ezek egyszerő adaptálása, bár relatív összehasonlításokra egy-egy termék esetében alkalmazható, nem tükrözi a hazai energiatermelés környezeti hatását, mert más az energiaszerkezet, eltérık a technológiák és eltérı az energiaátalakítás, és elosztás hatásfoka. Éppen ezért nagyon hasznos lenne, ha a magyar energia-elıállítás környezeti hatását tükrözı adatbázis rendelkezésre állna, ami megalapozhatja a további termék életciklus-elemzés energiaadatait is. Az esettanulmány röviden bemutatja a magyar energiamixre kidolgozott életciklus-elemzést, az elemzés során követett lépéseket, és a vizsgálat eredményét. A kutatás célja, - amely egybeesik az energiamix vizsgálatának céljával - annak meghatározása, hogy felmérje, mekkora terhelés kapcsolódik a magyar villamos energia elıállításhoz a nyersanyag kitermelésétıl a hulladék elhelyezéséig. Pontosabban arra keresett választ, hogy 1 MJ (3,6 kWh) villamos energia elıállítás mekkora környezetszennyezéssel párosul, milyen mértékben járul hozzá a hazai villamos energiafelhasználás egy termék vagy technológia környezeti terheléséhez. A vizsgálat funkció egysége 1 MJ elıállított villamos energia. Mielıtt az elemzés elkezdıdött, elsı lépésben a háttér információ győjtése kezdıdött meg. Vizsgáltuk a magyar energiaszektort, a hazai energiamérleget, felmértük a hazai energiaszektor szereplıit. A háttértanulmányoknak fontos szerepe volt az adatgyőjtés, az adatokkal szembeni követelmények megfogalmazásában, a rendszerhatárok kijelölésében, a vizsgálat kereteinek meghatározásában.

46. táblázat Villamos energiatermelés megoszlása energiahordozók szerint

GWh MJ % Barnaszén 2 741 9,87E+09 8,13 Lignit 4 974 1,79E+10 14,76 Feketeszén 514 1,85E+09 1,52 Szén 8 229 2,96244E+10 24,41 Főtıolaj 744 2,68E+09 2,21 Földgáz 12 005 4,32E+10 35,61 Szénhidrogén 12 749 4,58964E+10 37,82 Szél 5 1,80E+07 0,01 Víz 210 7,56E+08 0,62 Biomassza 513 1,85E+09 1,52 Hulladék 87 3,13E+08 0,26 Megújuló 815 2,934E+9 2,41 Atomenergia 11 915 4,29E+10 35,35 Összesen 33 708 1,213488E+11 100

Forrás: A Magyar Villamos Energia rendszer 2004.évi statisztikai adatai alapján

36 Az esettanulmány a GVOP-3.1.1-2004-05-0248/3.0 „Hazai on-line LCA adatrendszer kialakítása a vállalkozások környezetbarát fejlesztésének támogatására” Hazai on-line LCA adatbázis kiépítése projekt zárójelentésének felhasználásával készült. Ez a projekt a BAYLOGI és a Miskolci Egyetem közös kutatási projektje volt. Az itt felhasznált rész István Zsolt és Siposné Molnár Tímea Tóthné Szita Klára kutatási eredménye. Az adatok közlése a szerzıtársak hozzájárulásával történik.

153

Jelenleg a hazai villamos energia közel 40%-át a Paksi Atomerımőben termelik meg, 55% szenes- és szénhidrogén-tüzeléső erımőveinkbıl, a fennmaradó 5 % pedig megújuló energiaforrásokból származik. Korábbi elméletek szerint úgy gondolták, hogy a kimerülı fosszilis energiahordozókat a nukleáris energia fogja kiváltani. A környezeti szempontok erısödésével és a zöldek állandósult atomenergia ellenes megmozdulásai miatt ez a koncepció megdılni látszik, hiszen a kimerült főtıanyagok biztonságos elhelyezése egyre nehezebb feladatot jelent. Az Európai Unió energiapolitikai stratégiája a megújuló energiaforrásokat helyezi elıtérbe a 20/20/20 koncepciójával. E szerint 20 %-os energiahatékonyság növelés, 20 %-os megújuló erıforrás növekedés, és 20 %-os széndioxid kibocsátás csökkentést kell elérni. 2003-ban Magyarországon a villamos energiatermelés közel 1%-át, 2004-ben 2,4 %-át fedezték megújuló forrásokból. Az EU-s vállalások szerint 2010-re ez az érték 3,6% kell legyen. A Magyar Energiahivatal közleményei alapján, Magyarországon 2005-ben a megújuló energiával termelt villamos energia részaránya már meghaladta az ország által vállalt 3,6%-ot.

47. táblázat A magyar energiamérleg alakulása

2004 2005 Egység Termelt villamos energia 33 708 35 743 GWh

Önfogyasztás 2 727 2821 GWh Kiadott villamos energia37 3 0981 32 922 GWh Export 1 129 9 410,2 GWh

Import 8 601 15 637,9 GWh

Import szaldó38 7 472 6 227,7 GWh

Bruttó fogyasztás39 38 453 39 149 GWh

Felhasználás40 41 180 41 970 GWh

Hálózati veszteség 3 980 3 941 GWh

Nettó hazai fogyasztás41 34 473 35 208 GWh

Forrás: A Magyar Villamos energia rendszer 2004 - 2005.évi statisztikai adatai

Az energiamérlegek alkalmas eszközök az energiagazdálkodás módjának és hatékonyságának elemzésére, segítenek a veszteségek feltárásában, hozzájárulnak a gazdálkodás optimalizálásához, és sok egyéb célra is alkalmazhatók. Sokféle bontásban (például területek, felhasználói szektorok, ágazatok, energiafajták, technológiák) és különféle idıtartamokra készülnek, a felhasználás igényétıl és az adatszolgáltatás gyakoriságától függıen [[Vajda György: Energiaigények, Magyar Tudomány, 1999. szeptember].

37 Kiadott villamos energia= Termelt villamos energia - önfogyasztás 38 Import szaldó: Import - Export 39 Bruttó fogyasztás: Kiadott villamos energia + import szaldó 40 Felhasználás: Bruttó fogyasztás + Önfogyasztás 41 Nettó hazai fogyasztás: Bruttó fogyasztás – hálózati fogyasztás

154


48. táblázat Megújuló erıforrásokból elıállított villamos energia alakulása Magyarországon (GWh/év)

2001 2002 2003 2004 2005 2010 2025 Geotermia 0 0 0 0 0 100 390 Szilárd biomassza 7 6 109 678 1550 1490 2840 Biogáz 7,6 11,2 18,37 22 22 70 128 Vízenergia 186 194 171 205,5 195 233 300 Szélenergia 0,9 1,2 3,6 5,6 5,5 300-375 1050-1175 Fotovillamos 0,06 0,06 0,07 0,1 0,06 10 20 ÖSSZESEN 201,5 212,4 301,97 911,2 1772,56 2203-2278 4728-4853 Hulladékégetés42 112 59 67 54 110 165 200 MINDÖSSZESEN 313,5 271,4 368,97 965,2 1882,56 2368-2443 4928-5053 Forrás: Országjelentés a megújuló energiahordozó bázisú villamosenergia – elıállítás helyzetérıl, Budapest, 2006.február

6. 1. A cél és rendszerhatárok kijelölése

A vizsgálat célja, hogy felmérjük, hogy Magyarországon egységnyi mennyiségő elektromos áram elıállítása milyen környezeti hatással jár. Ugyanis az energiatermeléssel járó kibocsátásokból származó környezetterhelések felismerése és lehetıség szerinti csökkentése nemcsak környezeti, de gazdasági cél is. Ehhez olyan LCA adatsorokra van szükség, melyek a hazai energiatermelést jól tükrözik, egységnyi mennyiségő energia során felmerülı környezeti hatásokat megfelelı módon veszik számba. Nincs olyan termék, melynek az elıállítása, használata, vagy hulladékká válása ne igényelne kisebb-nagyobb mértékben villamos energiát. Így ezek az adatok elengedhetetlenek ahhoz, hogy a termék életciklus-elemzés gyakorlata Magyarországon teret hódíthasson, mivel egy termékre, vagy akár az energiát igénylı termelési folyamatra vonatkozó LCA számítások az energiaszektor feltérképezése nélkül megfelelı módon nem végezhetı el.

Az életciklus-elemzés elıtt szükségszerő a vizsgált rendszer lehatárolása, valamint a leltár-adatok összeállítása. A magyarországi energiaipar életciklus-elemzését erımővenkénti bontásban végeztük el, így az egyes energiafajták környezeti szempontból összehasonlíthatóvá váltak és az eredmények összesítését követıen a teljes energiaipar értékelhetı volt. Közvetlen erımővi adatok kerültek feldolgozásra, viszont nem volt cél minden egyes termelı létesítmény részletes vizsgálata, mivel ez az idı és költség határokat olyan mértékben megnövelte volna, melyet az így elérhetı eredmények nem indokoltak. A mixben az önfogyasztás, hálózati veszteségek levonásával, valamint az import szaldó értékével korrigáltuk a kapott eredményeket, figyelembe véve az egyes erımőtípusok %-os arányát a magyar villamos energiatermelésben.

Az elemzés elfogadhatóságának szempontjából kritikus pont az elemzendı rendszer határainak a kijelölése. Ha túl széles a rendszerhatár, az elemzést végzı elveszik a belépı- és

42 A hulladékégetést külön szerepeltetjük, mivel a nem szelektíven győjtött hulladék az EU szerint nem számít megújulónak


155

kilépı áramok között, csökken az eredmények megbízhatósága, valamint olyan mértékben megnövelheti az idı- és költségigényt, amit az elemzés mélysége nem tesz szükségessé. Ha túl szőkre vesszük a rendszerhatárt, akkor az elemzést végzı kevés adatot dolgoz fel, általános érvényő eredményekhez juthat.

Jelen esetben a rendszerhatárt az egyes erımő-típusok esetében a nagy bizonytalanságok elkerülése érdekében a lehetı legszőkebbre vettük, így például az egyes nyersanyagok (pl. szén, földgáz, tüzelıolaj, stb.) elıállítási folyamatait a GaBi életciklus-elemzı szoftver adatbázisából használtuk fel.

Elsı lépésként a termelési rendszerek funkcióját határoztuk meg, amely az energia ipar esetében az elektromos áram elıállítása. A funkcionális egységként 1 MJ elıállított elektromos áramot választottunk. A funkcionális egység bevezetésére a különbözı termelési rendszerek összehasonlíthatósága érdekében volt szükség.

Az elemzéshez közvetlenül az erımővektıl kapott adatokat használtuk fel, 2004 és 2005 évre vonatkozóan. Azoknál az erımőveknél, ahol környezetvédelmi beruházásra, fejlesztésre volt szükség, azok döntıen már 2004-tıl az új technológia szerint üzemeltek. Azokban az esetekben, ahol 2004 folyamán került sor olyan technológiai korszerősítésre, melynek következtében jelentısen javult a létesítmény környezeti teljesítménye, ott jobbnak láttuk a 2005. évi adatok használatát. Így, ha nem is egy évbıl származnak az adatok, de a jelenlegi állapotot mindenképpen jobban tükrözik.

6. 2. Leltárfelvétel

Az életciklus-elemzés során szükséges a termelési technológiák megismerése után leltárt készíteni, minden olyan anyag és energia áramról, mely inputként, illetve outputként szóba kerülhet a termelési egységek esetében. A fontosabb áramok a technológia ismeretében becsülhetık, a pontos adatokat kérdıívek segítségével győjtöttük be az érintett erımővektıl. Ezen áramok ismeretében a környezeti hatások becsülhetık az egyes erımővek esetében.

Az elemzést szoftveres úton végeztük el. Kétféle szoftvert is alkalmaztunk, a SimaPro és a GaBi4 szoftvert, és két megközelítésben végeztük el az elemzést. Egyrészt a hazai energiamérleg alapján felhasznált input és output adatok alapján modelleztük a hazai energia-mixet (SimaPro szoftverrel), másrészt az egyedi primér energiaforrásokkal mőködı erımővek életciklus-elemzése során kapott eredményeket utólag aggregáltuk. A két megközelítés eredménye annyiban különbözött egymástól, amennyiben a szoftver háttér számításai különböztek. Jelen esetben a GaBi-val végzett elemzéseket mutatjuk be.

Az elemzés során az alapvetı fontosságú anyagok szállításával is foglalkoztunk. A szállítás értékeléséhez megvizsgáltuk az egyes anyagok szállítási módjait. A szállítási módokat az alábbi csoportosítás szerint értékeljük:

• közúti (tehergépjármő méret szerint tovább osztva), • vasúti (diesel, villany, illetve „átlag”), • légi, • vízi, • vezetékes (különbözı típusú csıvezetékek).

A szállítás értékelése a szállított anyagmennyiség és a transzport távolsága alapján történt, figyelembe véve a szállító jármő kapacitását is.

156


51. ábra A magyar energiamix modellje

Forrás. Szita et al., 2007

Forrás: Szita et al., 2007

52. ábra A magyar energiamix környezetterhelése a SimaPro szoftver alapján

A hatásokat a CML 2001 módszer segítségével értékeltük, az értékeket pedig 1 MJ-ra vonatkoztattuk. Így az egyes erımővekbıl származó elektromos áram környezeti hatása, hatáskategóriánként összehasonlíthatóvá vált.

Analysing 1 MJ energy 'Electricity lignit (HU)'; Method: Eco-indicator 99 (H) V2.03 / Europe EI 99 H/H / single score

Carcinogens Resp. organics Resp. inorganics Climate change RadiationOzone layer Ecotoxicity Acidif ication/ Eutrophication Land use MineralsFossil fuels

Electricity lignit (HU)

mP

t

17

16

15

14

13

12

11

10

9

8

7

6

5

4

3

2

1

0


157

Az erımőveket az alkalmazott technológia, illetve energiahordozó alapján a következı bontásban tárgyaljuk:

• atomerımővek, • széntüzeléső erımővek, • gáztüzeléső erımővek, • olajtüzeléső erımővek, • vízierımővek, • hulladékégetı-mővek, • biomassza égetımővek, • szélerımővek.

Azoknak az erımőveknek az esetében, ahol kapcsolt hıenergia termeléssel is foglalkoznak, ott a környezeti hatásokat természetesen arányosan osztottuk az értékesített hı és elektromos energia között. Amikor a keletkezı hımennyiségnek csak egy részét értékesítik, a fennmaradó hányad veszteségként jelenik meg az elemzés során.

A területigény jelentıs környezethasználati tényezıként jelentkezik. Az értékelés szempontjából azonban szükséges volt minıségi különbséget tenni a területhasználatok közt, mivel például egy hıerımő területének használata rekultiváció nélkül a továbbiakban csak igen korlátozottan képzelhetı el, szél vagy vízierımővek esetén már akár a mőködési fázisban megvalósítható más célú használat is, gondoljunk itt a víztározó halászati vagy rekreációs, illetve szélparkok mezıgazdasági célú hasznosítására.

Az életciklus leltár elemzés elvégzéséhez - erımő típusonként- minden input és output áramot számításba vettünk. Az inputoknál minden esetben szerepeltek a vegyszerek, karbantartási anyagok, csomagolóanyagok, irodai tevékenység során használt és az erımővek által specifikált egyéb anyagok. A vízfelhasználásnál a technológiai és ivóvíz mennyiségét egyaránt meghatároztuk. Az outputok esetében a technológiai kibocsátási adatok mellett a kommunális veszélyes és nem veszélyes hulladékokat is fajtánként figyelembe vettük. Továbbá a zajterhelés mértékét is meghatároztuk.

49. táblázat A leltárelemzéshez szükséges anyaglista (általános érvényő, egyszerősített változat)

INPUT OUTPUT Felhasznált tüzelıanyagok (t/év) Elıállított villamos energia (GWh/év) Vegyszerek, adalékanyagok (t/év) Elıállított hıenergia (MJ/év) Karbantartási anyagok (t/év) Légszennyezés adatai (CO, CO2, SO2,

NOX, Porok, fluoridok, kloridok, stb. (t/év) Egyéb, az erımővek által specifikált anyagok (t/év)

Keletkezı szennyvíz (technológiai, szociális) mennyisége (m3/év) és vízkémiai adatok (KOI, BOI, Kálium ion, Nátrium ion, Összes só, egyéb…) (t/év)

Felhasznált vízmennyiség (technológiai célú, ivóvíz) (m3/év)

Keletkezı veszélyes/nem veszélyes kommunális/ipari hulladék mennyisége (t/év)

Önmőködéshez szükséges energia (GWh/év)


158


A következı táblázatokban bemutatjuk, hogy Magyarországon 1 MJ elektromos energia elıállítása milyen input és output áramokat igényel összességében. (Megjegyezzük, a kapott eredmények pontossága, nagymértékben függ az energiatermelı egységektıl kapott adatok megbízhatóságától.)

50. táblázat 1 MJ villamos energia elıállításához átlagosan szükséges inputok Magyarországon

Tüzelıanyagok, erıforrások Vegyszerek, adalékanyagok Uránérc 3,46E-07 kg Ammónia 7,72E-09 kg Lignit 5,69E-02 kg Nátrium-hidroxid 8,34E-06 kg Barnaszén 2,76E-02 kg Sósav 2,88E-05 kg Nyersolaj 2,05E-03 kg Mészhidrát 8,58E-06 kg Földgáz (+egyéb inertes gáz) 4,22E-02 m3 Vas-szulfát 1,62E-06 kg Biomassza 7,62E-03 kg Addipin-sav 2,69E-06 kg Veszélyes hulladék 3,39E-04 kg Kálium-permanganát 1,12E-05 kg Települési szilárd hulladék 1,81E-03 kg Egyéb kémiai anyagok 2,37E-07 kg Vízfelhasználás Mészkıpor 6,70E-03 kg Technológiai célra (ipari víz, hőtıvíz, sótalan víz)

1,95E-02 m3 Kálcium-oxid 1,44E-05 kg

Ivóvíz 1,21E-03 m3 Lignitkoksz 3,07E-07 kg Karbamid 3,19E-06 kg Önfogyasztáshoz szükséges energia Villamos energia 8,94E-02 MJ Hıenergia 6,86E-02 MJ


51. táblázat 1 MJ villamosenergia elıállításának output adatai

Termelt villamosenergia

1 MJ Nem veszélyes hulladékok

Termelt hıenergia 1,06E-00 MJ Kommunális hulladék 6,57E-06 kg Emissziók levegıbe Üveg 1,48E-09 kg Szén –dioxid 1,64E-01 kg Fa 1,80E-09 kg Szén – monoxid 6,01E-05 kg Papír 5,54E-08 kg Nitrogén – oxidok 1,93E-04 kg Vas és acél 1,29E-05 kg Kén – dioxid 1,12E-04 kg Mőanyag 5,35E-09 kg Por 4,57E-06 kg Alumínium 1,64E-05 kg Ólom és szervetlen vegyületei

5,41E-07 kg Építési és bontási hulladék 1,16E-07 kg

Kloridok 3,23E-06 kg Salak 1,24E-01 kg Fluoridok 6,72E-08 kg Egyéb ipari hulladék 1,10E-05 kg Radioaktív emissziók levegıbe

3,09E+02 Bq Veszélyes hulladékok

Szennyvíz Szennyvíziszap 7,32E-06 kg Hőtıvíz 1,86E-03 kg olajiszap 1,92E-07 kg Sótalan víz 2,02E-05 kg salak 2,96E-03 kg


159

Termelt villamosenergia

1 MJ Nem veszélyes hulladékok

Technológiai szennyvíz

4,85E-04 kg pernye 7,11E-03 kg

Szociális szennyvíz 1,53E-05 kg filter pernye 3,00E-04 kg Biológiai oxigén igény

2,00E-06 kg olajos föld 1,05E-04 kg

Kémiai oxigén igény 5,02E-06 kg egyéb veszélyes hulladék 2,42E-03 kg Összes foszfor 8,67E-09 kg Radioaktív hulladék Összes szervetlen nitrogén

1,04E-08 kg Nagy aktivitású radioaktív hulladék

1,97E-11 m3

Nátrium ion 2,18E-07 kg Kis és közepes aktivitású folyékony radioaktív hulladék

1,85E-08 m3

Kálium ion 2,92E-08 kg Kis és közepes aktivitású szilárd radioaktív hulladék

5,77E-09 m3

Ammónium/ammónia

1,5E-14 kg

Olaj 6,43E-15 kg Gipsz 1,27E-02 kg Olajtartalom (szerves oldószer extrakt)

1,32E+02 Bq

Forrás: Szita et al., 2007 Az életciklus-elemzést a GaBi 4 (Ganzheitliche Bilanzierung) életciklus-elemzı szoftver segítségével végeztük el. A szoftver mérnöki eszköz, melynek célja:

• termékek életciklusának vagy egyes folyamatok környezeti hatásának modellezése, • és a kapcsolódó, nagy mennyiségő adat hatékony kezelése.

A szoftver fejlesztıje az IKP Stuttgart (Institut für Kunststoffkunde und Kunststoffprüfung Universität). A szoftver szemlélete megfelel az életciklus-elemzésre vonatkozó ISO szabványoknak. Az életciklus-elemzéshez elengedhetetlen elemzı adatbázisok forrásai:

• a fejlesztı cég ipari partnerekkel végezett saját vizsgálatai, • vonatkozó irodalmi adatok, • modellszámítások.

Ezen felül a rendszer tartalmazza a következı, széles körben használt, általános adatbázisokat is:

• BUWAL (svájci csomagolástechnikai öko-adatbázis), • APME mőanyagipari öko-adatbázis.

Az életciklus-elemzés elvégzésekor a felhasznált adatok megbízhatósága kulcskérdés. A Gabi 4 szoftver saját adatbázisa reprezentatív, országtól függı átlagos ipari adatokat tartalmaz. Ahol ilyen adatok nem hozzáférhetıek, ott irodalmi, illetve számított adatok kerültek az adatbázisba. A rendszerben található adatok forrása részletesen dokumentált A BUWAL adatbázis adatai leltárforrásból származnak (forrásuk: Federal Office for the Environment and Countryside (BUWAL): Eco-inventories for packaging volume I and II, journal set, Environment No. 250, Bern 1996.).

160


Az APME adatbázis adatai szintén leltáradatok (forrásuk: Association of Plastics Manufacturers in Europe APME: Eco-profiles of the European plastics industry: Report 1-15, Brussels, 1997.).

6. 3. Az egyes erımőtípusoknál figyelembe vett paraméterek

6. 3. 1. Paksi Atomerımő A legjelentısebb hazai erımő a Paksi Atomerımő, amely az egyetlen magyarországi atomerımő. Az elemzés elvégzéséhez leltárt kell készítenünk, ahol minden jelentıs input és output adatot számba kell venni. Funkcionális egység: 1 MJ termelt villamos energia Vonatkoztatási idıszak: 2004 Adatforrás: Paksi atomerımő 2004.évi éves jelentésének adatai, irodalmi adatok. Tüzelıanyag: uránium (A 2,4-4,4%-ra dúsított tüzelıanyag kitermelési folyamatának modellezése hiányos.) Tüzelıanyag szállítási módja: Vasút (szállítási távolság: 2000 km). A szállítás modellezéséhez felhasznált folyamatok a GaBi 4 adatbázisából származó német adatok. Input:

• uránium, • hőtı- és technológiai víz, (eltekintve a primer köri hőtıvíztıl, mely zárt rendszerben

kering, és folyamatosan regenerálják). Output:

• elıállított elektromos és hıenergia, • sugárzó szilárd hulladékok (nagy aktivitású, kis és közepes aktivitású kategóriákra

bontva, melyek értékelése sok problémát vet fel, mivel a nagy aktivitású hulladékok kezelése nem, csak átmeneti tárolásuk megoldott egyelıre, ezért a végleges elhelyezés, teljes életciklus figyelembe vétele igen komplikált),

• a technológiai hőtıvíz, illetve ennek hısszennyezése a Dunába, • kommunális szennyvíz (KOIcr, NH3/NH4), • vízlágyítói hulladékvíz (KOIp, KOIcr, olajtartalom), • hulladékolajak, • veszélyes- és nem veszélyes hulladékok, • kis-, közepes aktivitású folyékony radioaktív hulladékok, • vegyszermaradékok, • légnemő radioaktív kibocsátások (korróziós és hasadási termékek, radioaktív

nemesgázok, radiojódok, trícium, radiokarbon), • folyékony kibocsátások (korróziós és hasadási termékek, trícium, alfa-sugárzók).


161

53. ábra Atomerımő GaBi modellje

Forrás: István Zs.- Siposné, 2007 6. 3. 2. Széntüzeléső erımővek 6. 3. 2. 1. Barnaszén tüzelés Funkcionális egység: 1 MJ termelt villamos energia Vonatkoztatási idıszak: 2005 Tüzelıanyag: barnaszén, főtıolaj Tüzelıanyag szállítási módja: vasúti (elektromos) szállítás (szállítási távolság: 30 km) Input:

• Tüzelıanyag: barnaszén, • jelentıs ipari vízfelhasználás (a kazántápvíz pótlására, sóoldat a kazántápvíz

elıkészítés során az ioncserélı gyanta regenerálására, véggáz-tisztításnál, illetve a kondenzátorban hőtıvízként),

• mészkıpor (a kéndioxid megkötésére), • ammónia vagy metán (a nitrogénoxidok légköri nitrogénné való redukciójára).

Output:

• elektromos és hıenergia, • salakanyag, • leválasztott pernye, • hőtıvíz, • gipsz, • veszélyes- és nem veszélyes hulladékok, • emissziók levegıbe: CO, CO2, SO2, NOX, por, kloridok.

Adatforrás:

• közvetlenül az erımőtıl kapott (mért) input-output adatok, A nyersanyagok, segédanyagok elıállítási folyamatai a GaBi 4 adatbázisból származnak:

• barnaszén: Hard coal mix, DE, Fuel production, Year: 1997, • tüzelıolaj: Fuel oil heavy free refinery, DE, Fuel production, Year: 1997, • nyersolaj: Crude oil mix, DE, Fuel production, Year: 1997, • mészkıpor: Limestone flour (CaCO3; dried), DE, Minerals production, Year: 1994.

162


54. ábra Barnaszén tüzeléső erımő GaBi modellje

Forrás: István Zs.- Siposné, 2007 6. 3. 2. 2. Lignittüzelés Magyarországon egyetlen lignittüzeléső erımő mőködik (2x100 MW + 3X212 MW). Azonban az elmúlt években ez az erımő is áttért lignit + biomassza vegyestüzelésre. 2000-tıl pedig nedves mészköves eljárással füstgáz-kéntelenítı rendszert mőködtet. Funkcionális egység: 1 MJ termelt villamos energia Vonatkoztatási idıszak: 2005 Adatgyőjtés módja: közvetlenül az erımőtıl kapott adatok Tüzelıanyag: lignit, biomassza (faapríték, korpa, törköly, maghéj), veszélyes hulladék Tüzelıanyag szállítási módja:

• visontai lignit (főtıértéke:7 246 kJ/kg), o szállítószalagon: 5 km

• bükkábrányi lignit (főtıértéke: 7 828 kJ/kg), o vasúton (20 km)

• biomassza (főtıértéke: 10 000 kJ/kg), o vasúton (100 km)

• főtıolaj (főtıértéke: 30 000 kJ/kg), o vasúton (100 km) érkezik.

Input:

• tüzelıanyag: Lignit, főtıolaj, biomassza, veszélyes hulladék, • nátrium-hidroxid, • sósav, • mészhidrát, • vasszulfát, • mészkıpor, • addipin sav, • vízfelhasználás.


163

Output:

• villamos energia, • hıenergia, • emissziók levegıbe: SO2, NOx, CO, CO2, porok, fluoridok (HF), kloridok (HCl), klór, • gipsz, REA-gipsz, • salak, pernye, • kommunális szennyvíz, • nem veszélyes hulladék.

Adatforrás:

• közvetlenül az erımőtıl kapott (mért) input-output adatok. A nyersanyagok, segédanyagok elıállítási folyamatai a GaBi 4 adatbázisból származnak: • lignit: Lignite mix, DE, Fuel production, Year: 1997, • tüzelıolaj: Fuel oil heavy free refinery, DE, Fuel production, Year: 1997, • nyersolaj: Crude oil mix, DE, Fuel production, Year: 1997, • mészkıpor: Limestone flour (CaCO3; dried), DE, Minerals production, Year: 1994, • nátrium hidroxid: Sodium hydroxide (50%; caustic soda), RER, BUWAL,

Intermediate products production, Year:1996, • sósav: Hydrochloric acid (100%) mix, DE, Intermediate products production,

Year:1996, • mészhidrát: Hydrated lime (Ca(OH)2; dry slaked), DE, Minerals production, Year:

1997, • addipin sav: Adipic acid, DE, Intermediate products production, Year:1997, • biomassza: Timber pine, 40 % water content, DE, Year: 2002

(http://lca.jrc.ec.europa.eu).

55. ábra Lignit tüzeléső erımő GaBi modellje

Forrás: István Zs.- Siposné, 2007

164


6. 3. 3. Földgáztüzeléső erımővek A magyarországi hıerımővek esetében gáz- és gızturbina egyaránt van a rendszerben. Ezek az erımővek mind földgázzal, mind turbinaolajjal üzemeltethetık, tehát mindkét tüzelıanyagot számításba kell vennünk. Ennél az erımőtípusnál is jelentıs a vízhasználat, adagolnak meszet, redukáló gázt, használnak kenıanyagokat, valamint ioncserélı-gyantát, sókat. Tisztán földgáztüzelést hazánkban csak a csúcserımővek esetén alkalmaznak, ezek az erımővek a nagyerımővekhez képest csekély jelentısséggel bírnak, ám mivel ezek is rátáplálnak az elektromos hálózatra, fontos hogy foglalkozzunk velük. A földgáz viszonylag tiszta energiaforrás, kevés káros emisszióval kell számolnunk, pláne mivel ezek az erımővek évente mindössze néhány órát, esetleg napot üzemelnek. Természetesen a létesítmény fenntartása igényel anyag bevitelt és termel outputokat is, melyeknek számbavétele fontos, s bár ezek az áramok a nagy erımővekhez képest csekélyek, de mivel a termelt elektromos energiák közt is nagyságrendi a különbség, mindenképp figyelembe kell venni. Funkcionális egység: 1 MJ termelt villamos energia Vonatkoztatási idıszak: 2004, 2005 Tüzelıanyag: földgáz (főtıolaj) Input:

• földgáz, tüzelıolaj, • jelentıs vízhasználat, • mész, • redukáló gáz, • ammónia, sósav, nátrium-hidroxid.

Output:

• villamos- és hıenergia, • szennyvíz, • pernye, • veszélyes- és nem veszélyes hulladékok, • emissziók levegıbe: CO, CO2, SO2, NOX, por.

Adatforrás:

• erımővektıl kapott (mért) input-output adatok, • kloridok, fluoridok, CO2 számított értékek, • földgáz kitermelési folyamata: natural gas mix, DE, fuel production, year: 1997, GaBi

4 adatbázis, • sósav: hydrochloric acid (100%) mix, DE, intermediate products production, year:

1996, GaBi 4 adatbázis, • nátrium-hidroxid: sodium hydroxide (50%; caustic soda), RER, BUWAL,

intermediate products production, year: 1996, GaBi 4 adatbázis, • mész: lime (cao; quicklime lumpy), DE, minerals production, year: 1994, GaBi 4

adatbázis, • ammónia: ammonia, RER, APME, intermediate products production, year: 1994,

GaBi 4 adatbázis, • főtıolaj: crude oil mix, DE, fuel production, year: 1997, GaBi 4 adatbázis.


165

56. ábra Földgáz tüzeléső erımő GaBi modellje

Forrás: István Zs.- Siposné, 2007 6. 3. 4. Olajtüzeléső erımővek Funkcionális egység: 1 MJ termelt villamos energia Vonatkoztatási idıszak: 2004 Tüzelıanyag: olaj (és gáztüzelés) Input:

• kıolaj, • földgáz, inert gáz, • hidrogén-klorid, • kálium – permanganát, • egyéb vegyszerek.

Output:

• villamos- és hıenergia, • hőtıvíz, • veszélyes- nem veszélyes hulladékok, • salak, • szennyvíziszap, • emissziók levegıbe: CO, CO2, SO2, NOX, por, kloridok, fluoridok, ólom.

Adatforrás:

• erımőtıl közvetlenül kapott (mért) input-output adatok, • légszennyezésnél a fluor, klór és ólomvegyületek: becsült értékek irodalmi adatok

alapján.

166


A nyersanyag kitermelési folyamatok modellezéshez felhasznált adatok német adatok, GaBi 4 adatbázisából:

• főtıolaj: Fuel oil heavy free refinery, DE, Fuel production, Year: 1997, • kıolaj: Crude oil mix, DE, Fuel production, Year: 1997, • Földgáz: Natural gas mix, DE, Fuel production, Year: 1997, • kálium-permanganát, turbina olaj, egyéb vegyszerek elıállítási folyamatai nem

szerepelnek a modellben.

57. ábra Olajtüzeléső erımő GaBi modellje

Forrás: István Zs.- Siposné, 2007 6. 3. 5. Biomassza tüzeléső erımő A biomassza égetı mővek esetén a tüzelıanyag összetételének meghatározása alapvetı. Az égethetı biomasszát az alábbi bontásban csoportosítjuk:

• erdıgazdálkodási és fafeldolgozási hulladék (fa, faapríték, nyesedék, főrészpor, háncs, stb.),

• hagyományos mezıgazdasági termények melléktermékei és hulladékai (szalma, kukoricacsutka, kukoricaszár, stb.),

• energetikai célra termesztett növények (energiafő, energiaerdık, stb.), • másodlagos biomassza (állati vagy emberi trágya), • biogáz.

A biomasszával tüzelı erımővek egyéb inputjai és outputjai alapvetıen megegyeznek a korábban ismertetett fosszilis tüzelıanyagokat használó erımővekkel. Megjegyzés: Az elemzés elvégzésének idıpontjában Magyarországon a biomassza tüzelés alapanyaga a tőzifa, mely különbözı erdıgazdaságokból származik. Funkcionális egység: 1 MJ termelt villamos energia Vonatkoztatási idıszak: 2005 Elemzésbe bevont erımővek száma: 3 db Tüzelıanyag: Gáz+szén+biomassza (1.,2. erımő esetében):


167

Tüzelıanyag szállítási módja: 1.erımő:

• barnaszén: vasúti szállítás, (szállítási távolság: 5000 km), • biomassza: közút és vasút (elektromos):

o faforgács, faapríték esetén: közúti szállítás (szállítási távolság: 150 km), o farönk: mennyiség 2/3-a közúti szállítás (szállítási távolság: 150 km), 1/3-a

vasúton, (szállítási távolság: 260 km). 2.erımő:

• barnaszén: vasút, • biomassza: 80 %-ban közúti szállítás, 20 %-ban pedig vasúti szállítás, (átlagos

szállítási távolság: 150 km).

Biomassza + földgáz (3 .erımő): Tüzelıanyag szállítási módja: Faanyag: 50 %-a vasúton, 50 %-a közúton, (szállítási távolság: 100 km) Input:

• barnaszén, • földgáz, • faforgács, farönk, faapríték • víz felhasználás, • ammónia, • mészkıpor, • hidrogén-klorid, • vasszulfát.

Output:

• villamos- és hıenergia, • salak, pernye, • veszélyes- és nem veszélyes hulladék, • emissziók levegıbe: CO, CO2, SO2, NOX, por, fluoridok, kloridok.

Adatforrás: • közvetlenül az erımővektıl kapott (mért) input-output adatok, • kloridok, fluoridok, CO2: számított értékek.

A nyersanyagok és segédanyagok elıállítási folyamatai a GaBi 4 adatbázisból származnak: • barnaszén: Hard coal mix, DE, Fuel production, Year: 1997, • földgáz: Natural gas mix, DE, Fuel production, Year:1997, • hidrogén-klorid: Hydrochloric acid (100%) mix, DE, Intermediate products

production, Year:1996, • nátrium-hidroxid: Sodium hydroxide (50%; caustic soda), RER, BUWAL,

Intermediate products production, Year: 1996, • mészkıpor: Limestone flour (CaCO3; dried),DE, Minerals production, Year: 1994, • ammónia: Ammonia, RER, APME, Intermediate products production, Year: 1994.

Európai LCA Adatbázisból felhasznált folyamat:

• faforgács, faapríték, farönk: Timber pine, 40 % water content, DE, Year: 2002 (http://lca.jrc.ec.europa.eu).

168


58. ábra Biomassza tüzeléső erımő GaBi modellje


6. 3. 6. Hulladékégetı Funkcionális egység: 1 MJ termelt villamos energia Vonatkoztatási idıszak: 2004 Tüzelıanyag: települési szilárd hulladék Szállítás módja: közút (kb.70 km szállítási távolság) A magyar villamos energiatermelés 0,26%-a származik hulladékból. Egyetlen települési szilárd hulladék égetı mő üzemel az országban, melynek adatai kerültek itt feldolgozásra. A hulladékhasznosító mő éves szinten 420 000 t települési szilárd hulladék feldolgozását teszi lehetıvé, ezáltal a Budapesten keletkezı kommunális hulladék 65-70%-a energetikai hasznosításra kerül. Input:

• települési szilárd hulladék, • karbamid, • lignitkoksz, • hidrogén-klorid, • nátrium-hidroxid, • kálcium-oxid, • kazántápvíz, hőtıvíz.

Output:

• villamos- és hıenergia, • szennyvíz, • emissziók levegıbe: SO2, NOX, por, CO, CO2, Hg, Cd, TI, Sb, As, Pb, Cr, Co, Cu,

Mn, Ni, V, • salak, pernye, zsákos szőrı maradék, • veszélyes-, és nem veszélyes hulladékok.


169

Adatforrás:

• közvetlenül az erımőtıl kapott input-output adatok.

Segédanyagok, szállítási folyamatok modellezése a GaBi 4 adatbázisból: • lignitkoksz: Coke mix, DE, Fuel production, Year: 1994, • hidrogén-klorid: Hydrochloric acid (100%) mix, DE, Intermediate products

production, Year:1996, • nátrium-hidroxid: Sodium hydroxide (50%; caustic soda), RER, BUWAL, Intermediate

products production, Year:1996, • kálcium-oxid: Lime (CaO; quicklime lumpy), DE, Minerals production, Year: 1994, • üzemanyag: Diesel free refinery, DE, Fuel productio, Processes, Year: 1997.

59. ábra Kommunális hulladék hasznosító mő GaBi modellje


6. 3. 7. Vízerımővek

Több különbözı mérető vízerımő található hazánkban. A legnagyobbak a tiszalöki és a kiskörei, ezek mellett kisebb erımő is elıfordul az ország folyóvizein. Különbséget tehetünk tározós és tározó nélküli mővek közt, ez viszont gyakorlatilag csak a területigény szempontjából jelent különbséget, az áramtermelés megvalósítása azonos elven folyik. Itt inputként elsısorban és legnagyobb mennyiségben a vizet kell említeni, melyet energiaforrásként hasznosítanak, egyben ez a legjelentısebb output is, némileg szennyezıdik a turbinán kenıanyagokkal, majd elhagyja a rendszert. Ezeknél az erımőveknél is szükség van olajra a duzzasztó zsilipjeinek és a turbina mozgó alkatrészeinek kenésének biztosításához, tehát keletkeznek hulladékolajok is. Tározós erımővek esetében az elárasztott biomassza bomlásából származó emissziókkal is számolhatunk, mint a metán felszabadulása, illetve az eutrofizáció. Ezen erımőveknél komolyabb környezeti károsító hatással nem kell számolni, illetve a magyarországi villamos energiatermelésnek csupán 0,62%-át adja. A vízerımővek hatásfoka 84%. Mindezek alapján a magyar energiatermelés lemodellezéséhez a GaBi4 adatbázisában megtalálható „hydro power plant” (BUWAL) folyamatot használtuk fel.

170


6. 3. 8. Szélerımővek

Egyelıre a szélerımővek hazánkban még csak elvétve fordulnak elı (a magyar villamos energiatermelésnek mindössze csak 0,01%-átadja), de ezeket is fontos bevonni az elemzésbe. Az áramtermelés a generátor felállítását követıen minimális anyagbevitelt igényel, és kibocsátásokról sem nagyon beszélhetünk. A terület és a gépek karbantartása igényli a legnagyobb mennyiségő anyagot, itt pótalkatrészekre, kenıanyagokra, peszticidekre kell gondolni, amennyiben a terület mezıgazdasági mővelés alatt áll, a növényzet és a terület ápolása nem tartozik az energiaipar életciklusába (ekkor ez már a mezıgazdaságban jelentkezik). Az energiaforrás a szél, mely csak mozgásállapotát, energiáját változtatja meg a propeller megforgatása során, nem szennyezıdik, a mozgásállapot változást azonban környezetileg nehéz akár pozitívként, akár negatívként értékelni. Mivel ebben a kategóriában nem rendelkezünk közvetlenül az erımővektıl kapott adatokkal. A magyar energia-mixben a szélerımővek környezeti terhelését modellezı folyamatot a GaBi4 adatbázisban megtalálható „wind power plant” (BUWAL) folyamattal helyettesítettük 6. 3. 9. Import Az importált villamos energia mennyisége: 8 601 GWh, az exportált mennyiség 1 129 GWh. Az importált mennyiség 53,2 %-a jön Szlovákia irányából, 17,89 %-a Ausztria, 6,13 %-a pedig Románia irányából jön, 22,77%-a pedig Ukrajnából. Az egységes belsı villamos-energiapiac kiszolgálása érdekében az egyes Hálózati Átvétel Irányítók (TSO) együttmőködését az ETSO –melynek tagjai: 39 TSO az EU-ból, Norvégiából és Svájcból- (European Transmission System Operators) koordinálja. Az azonos frekvenciával, szinkron üzemben párhuzamosan járó rendszeregyesülések (VERE) közül a legnagyobb az UCTE, amelynek tagja 33 TSO 23 európai országból. Ennek szinkron része a CENTREL, amelynek tagja az 1995-ben közösen csatlakozott lengyel, cseh, szlovák és magyar rendszer. Az UCTE délkeleti része a SUDEL, amely a balkáni háború következtében 1993-ban kettészakadt, majd a levált rész újraszinkronizációjára 2004. október 10-én került sor. A nyugatukrán rendszer a magyar–ukrán 750 kV-os távvezeték újbóli üzembe helyezésével egyidejőleg, 2002-tôl szinkron üzemel az UCTE-vel. Az Egyesült Királyság VERE Szövetsége (UKTSOA) és a skandináv VERE (NORDEL) egyenáramú, tenger alatti kábelekkel kapcsolódnak az UCTE átviteli hálózatához. A volt szovjet tagállamok villamosenergia-rendszerei (UPS/IPS) külön mőködnek, de keresik az UCTE VERE-vel a szinkron együttmőködés lehetıségét. (Az UCTE szinkron kapcsolatot létesített az észak-afrikai arab országok rendszereivel is, és ezzel kontinensek közötti kapcsolat létesült, amelyet a Földközi-tenger körüli hálózattá terveznek kiépíteni.) Mivel az Ukrajnából származó villamos energia import kivételével nem lehet megmondani, hogy pontosan melyik ország energiáját használjuk fel, így az adatbázisból a következı folyamatot használtuk fel az import tétel modellezésére: Power grid mix UCPTE, BUWAL, Year: 1996 6. 4. A hatásértékelés alapjai A hatásértékelés az életciklus-elemzés azon szakasza, amelynek célja annak kiderítése és étékelése, hogy mekkora a vizsgált rendszer összes környezeti hatásának mértéke és jelentısége. Az életciklus-elemzés hatásbecslése technikai, mennyiségi vagy minıségi folyamat a leltárban meghatározott környezeti terhelések hatásának jellemzésére és becslésére. Az értékelésnél mind az ökológiai, mind az emberi egészséget érı hatásokat figyelembe kell venni, ill. olyan egyéb hatásokat is, mint pl. egy élıhely megváltozása, vagy a zajhatás.


171

52. táblázat Környezeti hatáskategóriák

Magyar elnevezés Rövidítés Angol nyelvő elnevezés Mértékegység Savasodási potenciál AP Acidification Potential [kg SO2-Equiv] Eutrofizációs potenciál EP Eutrification Potential [kg Phosphate-

Equiv] Globális felmelegedés GWP Global Warming Potential [kg CO2-Equiv] Ózonvékonyodás ODP Ozone Deplation Potential [kg R11-Equiv] Fotokémiai potenciál POCP Photochemical Oxidant

Potential [kg Ethene-Equiv]

Karcionogén anyagok - Carcinogenic Substances [kg PAH-Equiv] Nehézfémek - Heavy Metals [kg Pb-Equiv] Peszticidek - Pesticides [kg active ingr.] Téli szmog - Winter Smog [kg SO2-Equiv]


53. táblázat 1 MJ villamos energia környezeti hatásainak összehasonlítása CML 2001 módszer szerint

Bio

mas

sza

Szé

n

Gáz

Lign

it

Hul

ladé

k

Ato

m

Ola

j

AP (kg SO2 ekv)

0,001207809

0,001069 0,000481 0,000130531 0,000434 8,37E-11 0,000487

EP (kg PO4 ekv.)

0,00010799 8,64E-05 4,10E-05 4,71E-05 7,90E-05 1,61E-11 3,68E-05

GWP (kg CO2 ekv)

0,233698315

0,422625 0,323069 0,014132189 0,519137 7,36E-08 0,247284

http (kg DCB ekv)

0,004940011

0,006581 0,00065 0,001717774 0,015766 7,47E-09 0,000912

ODP (kg CFC 11ekv)

1,90E-08 1,05E-09 3,25E-09 1,56E-09 2,34E-09 5,54E-15 2,05E-08

POCP (kg etilén ekv)

0,00012566 8,56E-05 7,49E-05 3,23E-09 2,67E-05 8,02E-12 8,17E-05

RAD (DALY) 4,46 4,93E-11 4,43E-13 1,8E-11 2,6E-13 1,43E-16 2,29E-12


A jellemzés és az értékelés a kapott leltáradatok hatáskategóriához rendelésével és osztályozásával valósítható meg, a legveszélyeztetıbb hatások kiemelésével, valamint a normalizáció és súlyozó faktorok figyelembevételével. A környezeti hatásokat súlyozni kell, át kell alakítani a környezeti képet egy környezeti indexbe. A normalizáció a hatások relatív nagyságának jobb megértését segítı módszer: a termékek életciklusára számított valamennyi hatást viszonyítja az erre az osztályra vonatkozó teljes hatás ismeretéhez. Az ökoindikátor módszer az okozott hatások európai átlagát veszi alapul a normalizációnál. A normalizációs gyakorlatok az életciklus-elemzésre alkalmazott módszerektıl függıen eltérıek.

A következı ábra a magyarországi villamosenergia-termelés környezeti hatásait EI 95 módszer szerint normalizálva.

172


0

0,0002

0,0004

0,0006

0,0008

0,001

0,0012

0,0014

0,0016

0,0018

Bio

mas

sza

Gáz

Hul

ladé

k

Lign

it

Nuk

leár

is

Ola

j

Szé

n

60. ábra A magyar energiaipar környezetterhelése Erımőtípusok hozzájárulása a savasodási potenciálhoz [[[[kg SO2-Equiv.


A teljesség igénye nélkül – szemléltetésképpen – bemutatunk két további diagramot az egyes erımőtípusok környezeti hatásának értékelésére, az EI95 módszer szerint. (Az értékelésnél figyelembe vettük, hogy az egyes erımőtípusok a magyar villamos energiatermelésben milyen arányt képviselnek).

0,00E+00

5,00E-02

1,00E-01

1,50E-01

2,00E-01

2,50E-01

Bio

mas

sza

Gáz

Hul

ladé

k

Lign

it

Nuk

leár

is

Ola

j

Szé

n

61. ábra Erımőtípusok globális felmelegedésre gyakorolt hatása [kg CO2-Equiv.]



173

A különbözı erımővek összehasonlítása azt mutatja, hogy a környezeti hatások között a savasítás, az üvegházhatás (GWG), eutrofizáció és humántoxicitás jelentısebb, de erımővenként nagy különbségek vannak, amit az ábrán még szemléletesebben tükröznek. Azt is láthatjuk, hogy a hulladéktüzeléssel üzemelı erımővek a legszennyezıbbek. Egyedül a gázerımőveknél mutat kiugró értéket a kéndioxid ekvivalensben mérhetı savas esıt kiváltó emissziók nagysága. Érdekes módon sem a szén, sem a lignittüzelés nem rendelkezik ilyen hatással, mivel jelentıs kéntelenítı beruházások is épültek. A tényadatokra épült elemzés mögött számos tényezı módosító hatása is fellelhetı (erımő kora, kapacitás kihasználtsága, technológia hatásfoka, stb.) Az erımővek primer erıforrásainak „tisztán” elıidézett hatása nehezen mérhetı, az alábbiak miatt:

• kapcsolt termelés folyik (hı és villamos energia), • a megújuló erıforrás által elıidézett emisszió allokációt nehéz meghatározni (fa,

forgács, húsliszt, textília, stb.).

Az elemzés kezdeti eredményeinek bemutatásával érzékeltetni kívántuk az LCA nyújtotta lehetıségeket, és azokat a nehézségeket is, amelyek az ilyen vizsgálatok kivitelezésénél felmerülnek. A bemutatott eredmények nem véglegesek, mert input és output mátrix további bıvülése, pontosítása várható, amely az elemzés végeredményét is módosítja. Az is felmerül, hogy a pontosítás helyi emissziós mérések elvégzését is szükségessé teszi, különösen a megújuló erıforrások esetében. 6. 5. Ellenırzı kérdések

1. Mi jellemzi a magyar energiaszektort? 2. Milyen megközelítést alkalmaztunk a magyar energiamix életciklus vizsgálatánál? 3. Milyen hatáskategóriában mutatkozik legnagyobb környezetterhelés? 4. Hogyan jellemezhetık az egyes erımővek környezetterhelései?

174

Ábrajegyzék 1. ábra Az életciklus-elmezés alkalmazásának lehetıségei.................................................. 13 2. ábra Az öko-invent adatbázis szerkezete ......................................................................... 17 3. ábra A dán fogyasztás környezeti hatásai ........................................................................ 20 4. ábra Az életciklus-elemzés az értékelési folyamatban..................................................... 23 5. ábra Az LCA helye a környezettudatos tervezésben (DfE) .............................................25 6. ábra Az életciklus-elemzés szakaszai............................................................................... 32 7. ábra A termékrendszer modellje az LCA-ban................................................................. 36 8. ábra Egy folyamat modelljének példája a termékrendszeren belül.................................. 36 9. ábra Az életciklus hatás értékelés fázisainak elemei........................................................ 38 10. ábra Az életciklus leltáradatok hatáskategóriákhoz rendelése ......................................... 40 11. ábra A leltárkészítés leegyszerősített folyamata .............................................................. 60 12. ábra Gazdasági allokáció modellezése............................................................................. 62 13. ábra A termékrendszerek különbözıségétıl függı allokációs eljárás.............................. 63 14. ábra A globális felmelegedés jele..................................................................................... 66 15. ábra Az üvegházhatású gázok légköri koncentrációjának változása................................ 66 16. ábra A kéndioxid kiülepedés1989ben és 2001-ben.......................................................... 71 17. ábra Savas esı hatására elpusztult fák és károsodott szobrok.......................................... 71 18. ábra A teljes ózon károsítás egysége 2008 január 26-án Az ózon csökkenés százalékban

.......................................................................................................................................... 74 19. ábra A károrientált elemzés folyamata............................................................................. 84 20. ábra A végpont-középpont módszerek között kapcsolat összefüggései........................... 86 21. ábra A súlyozási módszerek rendszerezése...................................................................... 88 22. ábra Az öko-indikátor módszer súlyozási elve ................................................................ 97 23. ábra Az egészségkárosodás modellje az Öko-indikátor 99 módszerben....................... 107 24. ábra A SimaPro Eco-Indikátor 99 módszerben a hatótényezık által kiváltott hatások és

károsodások. ................................................................................................................... 108 25. ábra Súlyozás háromszög diagram segítségével ............................................................ 109 26. ábra Az IMPACT 2002 általános sémája....................................................................... 110 27. ábra Az abiotikus erıforrások kitermelésének, átalakításának sematikus ábrája........... 115 28. ábra Az exergia és az entrópia........................................................................................ 118 29. ábra Az életciklus leltár adatok csoportosítása a köztes kategóriák és a végpontot jelentı

károsítás (veszélyek) között ........................................................................................... 122 30. ábra Az ágazati és környezeti kapcsolatok modellezése a SimaPro szoftverben........... 124 31. ábra Az LCA modellezése regionális vagy nemzeti szintre...........................................126 32. ábra GDP egységre esı környezetterhelés, hatáskategóriakénti megoszlása................. 127 33. ábra A manuális elemzés módszertana........................................................................... 131 34. ábra A SimaPro szoftverben alkalmazott módszerek..................................................... 135 35. ábra Az életciklus-elemzésnél alkalmazott módszer kiválasztásának szempontjai ....... 136 36. ábra A szoftver kezdı oldala .......................................................................................... 137 37. ábra A SimaPro explorer áttekintése.............................................................................. 137 38. ábra A folyamatok bevitele a folyamatfa felépítésének alapja....................................... 138 39. ábra A szoftver által generált fpolyamatfa ..................................................................... 139 40. ábra A hulladék szcenáriók kezelése a szoftverben ....................................................... 140 41. ábra A Monte Carlo elemzés ablaka a SimaPro szoftverben ......................................... 140 42. ábra Az eredmények megjelenítése................................................................................ 141 43. ábra A termékek összehasonlításának grafikája............................................................. 141

Ábra és táblázatok jegyzéke

175

44. ábra A rendszerhatárok meghatározása.......................................................................... 144 45. ábra Saját adatok bevitele - mőanyag-palack elıállítása (nem valós adatok) ................ 145 46. ábra Az életciklus modell példája – mőanyag palack gyártás példáján ........................ 146 47. ábra Hatásvizsgálat – mőanyag palack teljes életciklusa – példa .................................. 146 48. ábra Gyenge pont meghatározása – globális felmelegedési potenciál vizsgálata (GWP) -

példa ............................................................................................................................... 147 49. ábra Mőszaki paraméterek – a mőanyag palack gyártási folyamatában az újrahasznosított

PET felhasználásra, a villanyáram csökkenésére és a palack tömegének csökkenésére vonatkozó paraméterek – példa...................................................................................... 148

50. ábra Életciklus forgatókönyvek vizsgálata (példa) ........................................................ 149 51. ábra A magyar energiamix modellje .............................................................................. 156 52. ábra A magyar energiamix környezetterhelése a SimaPro szoftver alapján .................. 156 53. ábra Atomerımő GaBi modellje .................................................................................... 161 54. ábra Barnaszén tüzeléső erımő GaBi modellje.............................................................. 162 55. ábra Lignit tüzeléső erımő GaBi modellje .................................................................... 163 56. ábra Földgáz tüzeléső erımő GaBi modellje ................................................................. 165 57. ábra Olajtüzeléső erımő GaBi modellje ........................................................................ 166 58. ábra Biomassza tüzeléső erımő GaBi modellje ............................................................. 168 59. ábra Kommunális hulladék hasznosító mő GaBi modellje ............................................ 169 60. ábra A magyar energiaipar környezetterhelése Erımőtípusok hozzájárulása a savasodási

potenciálhoz [kg SO2-Equiv........................................................................................... 172 61. ábra Erımőtípusok globális felmelegedésre gyakorolt hatása [kg CO2-Equiv.] ........... 172

Táblázatok jegyzéke 1. táblázat Az életciklus-elemzések alkalmazásának köre ................................................... 11 2. táblázat A dán fogyasztás környezeti hatásai 1999-ben................................................... 19 3. táblázat Az életciklus eszközök értékelése....................................................................... 22 4. táblázat A szabványban elıforduló fogalmak .................................................................. 28 5. táblázat Példa a hatáskategóriák egy részének köztes értékére és a kategória végpontjára

.......................................................................................................................................... 42 6. táblázat: A kategória indikátor (score) eredménye a végpontban .................................... 45 7. táblázat A végpont pontozása........................................................................................... 45 8. táblázat: A kategória indikátor fontossága ....................................................................... 45 9. táblázat A súlyozó faktor kiszámítása.............................................................................. 45 10. táblázat Az életciklus-szakaszhoz tartozó ÉCLE be- és kimeneteinek rendszerezése..... 49 11. táblázat Az életciklus-szakaszhoz tartozó ÉCLE be- és kimeneteinek százalékos

részesedése ....................................................................................................................... 49 12. táblázat Az életciklus-szakaszokhoz tartozó ÉCLE be- és kimeneteinek rangsorolása... 50 13. táblázat Folyamatcsoportokba sorolt rendszerezı mátrix ................................................ 50 14. táblázat A folyamatcsoportokba sorolt ÉCLE be- és kimeneteinek a behatás szintje

szerinti rangsorolása......................................................................................................... 51 15. táblázat A folyamatcsoportok ÉCLE be- és kimenetei rendellenes és váratlan

eredményeinek jelölése .................................................................................................... 51 16. táblázat Egy kategóriaindikátor-eredmény (GWP) rendszerezése az életciklus-szakaszok

szerint ............................................................................................................................... 52 17. táblázat A kategóriaindikátor-eredmény (GWP) rendszerezése a százalékban kifejezett

életciklus-szakaszok szerint ............................................................................................. 52

176

Ábra és táblázatok jegyzéke

18. táblázat A bizonytalanságok csoportosítása egyes szerzık szerint .................................. 54 19. táblázat Hat fı hatáskategória meghatározása és leírása.................................................. 64 20. táblázat Néhány üvegház hatású gáz légköri koncentrációja (ppm) és a koncentráció

változás aránya ................................................................................................................. 67 21. táblázat A fontosabb üvegházhatású gázok karakterisztikus faktora ............................... 67 22. táblázat: Savasító potenciál értéke a különbözı komponensekre .................................... 70 23. táblázat: Normalizációs referencia értékek és súlyozási faktorok a savasodásra............. 70 24. táblázat Néhány fontosabb ózonkárosító anyag gyártásának és forgalombahozásának

betiltása............................................................................................................................. 74 25. táblázat Példa a karakterisztikus faktorokra..................................................................... 75 26. táblázat Normalizációs értékek ........................................................................................ 76 27. táblázat Környezeti hatáskategóriák és normalizációs adatok ......................................... 77 28. táblázat A terület, kiterjedés kritérium mennyiségi meghatározása.................................78 29. táblázat A különbözı értékelési módszerek és alkalmazott kritérium típusok ................ 78 30. táblázat Hollandiára vonatkozó normalizációs adatok Hollandia területére és

fogyasztására alapulva...................................................................................................... 80 31. táblázat A dán termelés és fogyasztás teljes környezeti hatása, 1999-ben....................... 81 32. táblázat A módszerek közötti eltérések a korrelációs együttható (R2) és szignifikancia

alapján .............................................................................................................................. 82 33. táblázat A súlyozás elvei és jellemzıi.............................................................................. 89 34. táblázat Súlyozó faktorok a környezeti hatásokra............................................................ 98 35. táblázat Savasodási értékek számításának adatai........................................................... 101 36. táblázat Levegıminıségi útmutató................................................................................. 101 37. táblázat A WHO ivóvízre vonatkozó alacsony koncentrációjú, hosszú távú hatása...... 101 38. táblázat Tapasztalati értékek a rák kifejlıdésére (1 millió emberbıl)............................ 102 39. táblázat Az életciklus leltárt lefedı karakterisztikus faktorok, referencia értékek és kár

mértékegységek az IMPACT 2002 + módszerben......................................................... 111 40. táblázat A normalizációs értékek a 4 veszély kategóriára az alábbiak........................... 112 41. táblázat A veszélykategóriák áttekintése, köztes kategóriák és azok kapcsolatai.......... 113 42. táblázat Néhány szélturbina leltáradata.......................................................................... 121 43. táblázat Néhány hatáselelemzı módszer jellemzıje ...................................................... 129 44. táblázat Életciklus elemzı szoftverek ............................................................................ 132 45. táblázat Tájékoztató tábla a költségvetés becsléséhez ................................................... 134 46. táblázat Villamos energiatermelés megoszlása energiahordozók szerint....................... 152 47. táblázat A magyar energiamérleg alakulása................................................................... 153 48. táblázat Megújuló erıforrásokból elıállított villamos energia alakulása Magyarországon

(GWh/év)........................................................................................................................ 154 49. táblázat A leltárelemzéshez szükséges anyaglista (általános érvényő, egyszerősített

változat) .......................................................................................................................... 157 50. táblázat 1 MJ villamos energia elıállításához átlagosan szükséges inputok

Magyarországon ............................................................................................................. 158 51. táblázat 1 MJ villamosenergia elıállításának output adatai ........................................... 158 52. táblázat Környezeti hatáskategóriák............................................................................... 171 53. táblázat 1 MJ villamos energia környezeti hatásainak összehasonlítása CML 2001

módszer szerint............................................................................................................... 171

177

Irodalomjegyzék

1. Adriaanse, A. et al. (1997): Resource Flows: The Material Basis of Industrial Economies (a joint publication of the World Resources Institute (WRI); the Wuppertal Institute; the Netherlands Ministry of Housing, Spatial Planning, and Environment; and the National Institute for Environmental Studies, Washington, DC).

2. Anonymus (2004): Apple juice market strategy Guotai Junan Hong Kong

3. Antal Istvánné (2004): Növényi nyersanahgok (gyümölcs,zöldség) feldolgozási hulladékainak hasznosítása 4/005/2001 NKFP projekt 6/2 részfeladat Zárójelentés

4. B.C. W. van Engelenburg, T.F.M. van Rossum, K. Vringer and K. Blok (1992): Domestic energy requirements A new step-by-step method to calculate cumulative energy requirements, Utrecht.

5. Bauer C (2003): Holzenergie. In: Dones R: Sachbilanzen von Energiesystemen: Grundlagen für den ökologischen Vergleich von Energiesystemen und den Einbezug von Energiesystemen in Ökobilanzen für die Schweiz. Paul Scherrer Institut Villigen, Swiss Centre for Life Cycle Inventories, Dübendorf, CH

6. Baumann H (1996): "LCA use in Swedish industry". International Journal of LCA 3(1) pp 122-126, 1996

7. Bolliger R, Bauer C (2003): Wasserkraft. In: Dones R: Sachbilanzen von Energiesystemen: Grundlagen für den ökologischen Vergleich von Energiesystemen und den Einbezug von Energiesystemen in Ökobilanzen für die Schweiz. Paul Scherrer Institut Villigen, Swiss Centre for Life Cycle Inventories, Dübendorf, CH

8. Bozó L. (2004): Regionális levegıkörnyezeti terhelés: hatások és várható tendenciák Magyarországon, OMSZ

9. Brand, Gabriele; Adrian Scheidegger, Othmar Schwank Arthur Braunschweig (1997): Weighting in Ecobalances with the Ecoscarcity Method Ecofactors Environment Series No 297

10. BRE (2007): Methodology for Environmental profles of Construction Products, Product Category Rules for Type III environmental product declaration of construction products

11. Breedveld, Leo; Marije Lafleur, Hans Blonk (1999): A framework for Actualising Normalisation Data in LCA Experiences in the Netherland, Int. J. LCA 4 (4) 213-220 Ecomed Publishers, D-86899 Landsberg, Germany

12. Bretz R, Frankhauser P (1996): Screening LCA for Large. Numbers of Products: Estimation Tools to Fill Data Gaps. Int J LCA 1, 139–146.

13. Brown, D., J. Dillard and R.S. Marshall (2006): "Triple Bottom Line: A business metaphor for a social construct." Portland State University, School of Business Administration. Retrieved on: 2007-07-18.

14. Bulle, Cécile, Julie Godin, Catherine Reid and Louise Deschênes (2007):LUCAS - A New LCIA Method Used for a Canadian-Specific Context Int. J.LCA May pp 93-102

15. Bunyard P. (1999): How ozone-Depletion Increases Global Warming', The Ecologist, március-április.

16. Burger B, Bauer C (2004): Windkraft. In Dones R: Sachbilanzen von Energiesystemen: Grundlagen für den ökologischen Vergleich von Energiesystemen und den Einbezug von Energiesystemen in Ökobilanzen für die Schweiz. Paul Scherrer Institut Villigen, Swiss Centre for Life Cycle Inventories, Dübendorf, CH

17. Carlson R, Pålsson A-C (2004): Maintaining Data Quality within Industrial Environmental Information Systems. 12th International Symposium 'Computer Science for Environmental Protection'. Bremen 1998, Band 1/Vol 1, pp 252−265

18. Ceuterick, D. (1996): International Conference on Application of life cycle Assessment in Agriculture, Food and Non Food Agro-Industry and Forestry, preprints 4-5 April,1996. Brussels.

19. Ceuterick, D., Cowell, S. J., Dutilh, C., Olsson, P., Weidema, B., & Wrisberg, N. (1999). Definition DocumentPublication for LCANET-Food project, SIK, ...

20. Christiansen (ed.), 1997): Simplifying LCA – just a cut?"SETAC-EUrope 21. Cicas G, Hendrickson CT, Horvath A, Matthews HS (2007): A Regional Version of a US Economic

Input-Output Life Cycle Assessment Model. Int J LCA 12 (6) 367–374

22. Cooper, J.S.: “Life Cycle Assessment and Sustainable Development Indicators,” Journal of Industrial Ecology, 7, 12-15 (2003)

23. Cornelissen, L. G.G. Hirs and T.J. Kotas, (1995): An exergy analysis

178 Irodalomjegyzék

24. Cornelissen, R.L. G.G. Hirs, A.B.K. Lie and P. Steenderen, (1996): Exergy-Economics of a District Heating System, Accepted

25. Cornelissen, R.L., G.G. Hirs, (1996): Exergetic Optimisation of a heat exchange, ECOS'96, 16. Stockholm, June 25-27, 17. ISO(1997d) Environmental management - Life cycle assessment- Life cycle interpretation

26. Cornelisssen, L.; G.G. Hirs and T.J. Kotas (1995): Different Definitions of Exergetic Efficiencies, JETC IV, Nancy,.13.

27. Connaughton, John, Partner, Davis Langdon (2007): Life-cycle costing (LCC) as a contribution to sustainable construction: towards a common methodology, European Forum on Eco-Innovation Market for Sustainable Construction, Brussels, 11 June 2007

28. Curran MA (1997): Life -cycle based government policies. Int.J.LCA 2 (1)39-43

29. Curran, Mary Ann (1999): Editorial: The Status of LCA in the USA Int. J. LCA 4 (3) 123 – 124

30. Dalager S, Drabck I.Ottoscn LM et al.(1995): Miljreconomisk analyse af genanvendelse kontra forbrending af papir og pap. Miljfproject nr. 294.

31. Dalgaard R and Halberg N (2004): An LC inventory based on representative and coherent farm types. Danish institute of agricultural science

32. Dana Ozik (2006): Design for sustainability Introduction to Life Cycle Assessment

33. Danish NAMEA (1999): National accounting matrices including environmental accounts. Statistics Denmark.

34. Davis Langdon Management Consulting (2005): Literature review of life cycle costing (LCC) and life cycle assessment (LCA) Draft Literature Review for LCC Methodology Project

35. de Caluwe Nils (1997): Ecotools manual, design for the environment research group, Manchester

36. Duane A. Tolle (1997): Regional Scaling and Normalization in LCIA, , Int. J. LCA 2 (4) 197-208

37. Ecosite http://ecosite.co.uk/depart/cases.html 38. Edwards, N.J., W.J. Parker (1995): Proceedings of the New Zealand Society of Animal Production. 1995,

55: 67-69 Department of Agricultural & Horticultural Systems Management, Massey University, Palmerston North, New Zealand

39. Eldh, Peter and Jessica Johansson (2006): Weighting in LCA Based on Ecotaxes - Development of a Mid-point Method and Experiences from Case Studies I. J. LCA

40. Elkington, J. (1994):"Towards the sustainable corporation: Win-win-win business strategies for sustainable development." California Management Review 36, no. 2: 90-100

41. Engel, Marieke (1995): A light advantage for the PC milk bottle?

42. Ernst Ulrich von Weizsäcker, Amory und Hunter Lovins (1995): "FACTOR FOUR - Doubling Wealth, Halving Resource Use" Wuppertal Institute

43. Fava, James (2002): Alignment of North American Activities to the UNEP/SETAC Life-Cycle Initiative2001, J. Industrial EcologyVol. 5, No. 4, Pages 3-5

44. Finnveden G., (1999): Weighting in Life Cycle Assessment– Starting points for the task group on normalisation and weighting, Draft 1999-05-09, Fms Stockholm 1999

45. Finnveden, Göran (1999): A Critical Review of Operational Valuation/Weighting Methods for Life Cycle Assessment AFR-REPORT 253 AFN, Naturvårdsverket Swedish Environmental Protection Agency

46. Finnveden, Göran; Peter Eldh; Jessica Johansson (2006): Weighting in LCA Based on Ecotaxes - Development of a Mid-point Method and Experiences from Case Studies I. J. LCA Jun, DOI: http://dx.doi.org/10.1065/lca2006.04.015

47. Fleischer G. Schmidt W-P (1997): Iterative screening LCA in an eco-design tool. Int. J.LCA 2 (1)20:24,

48. Frischknecht R., Althaus H.-J., Doka, G., Dones, R., Heck T., Hellweg, S., Hischier, R., Jungbluth N., Nemecek, T., Rebitzer, G., Spielmann, M. (2007): Overview and Methodology. Final report ecoinvent v2.0 No. 1, Swiss Centre for Life Cycle Inventories, Duebendorf, CH.

49. Frischknecht, Rolf and Gerald Rebitzer (2005): The ecoinvent database system: a comprehensive web-based LCA database, Journal of Cleaner Production Volume 13, Issues 13-14, 1337-1343

50. Frühbrodt E. (:2002): “LCA Software Review – An up-to date. overview of the European market”, available on. http://europe.eu.int/comm/enterprise/electr_equipment/eee/workshop9-10-02/present/lcasoftwarere.pdf

Irodalomjegyzék

179

51. Frühbrodt, An LCA Software review An up-to-date overview of the European market

52. GaBi4 Life Cycle Assessment Software

53. Goedkoep, M,Demmers M, Collgnon M (1996): The eco-indicator 95. Pré. of an oil distillation process, Second Law Analysis of Energy Systems, pp. 417-429, Roma,

54. Goedkoop M.J. (1996): The Eco-indicator 95, Final report

55. Goedkoop, M. and R. Spriensma (1999): Midpoints can be very useful to provide information to the stakeholders that do not want to use the sometimes quite , The Eco-indicator 99. A damage oriented method for life cycle impact assessment. PRé Consultants, Amersfoort

56. Gösslig, Stephan (2001): Entropy production as a measure for resource use Method development and application to metallurgical process Dissertation, Universitet Hamburg

57. Grießhammer, Rainer, Catherine Benoît, Louise Camilla Dreyer, Anna Flysjö, Andreas Manhart, Bernard Mazijn, Andrée-Lise Méthot and Bo Weidema (2006): Feasibility Study: Integration of social aspects into LCA, Eco-Institute, Freiburg, Germany;

58. Grotz Susanne; Scholl Gerd, (1996): Social and Environmental Life Cycle Assessment (SELCA) . 6th SETAC-Europe Meeting: LCA - Selected Papers. 231-237

59. Grower (1992): The green maneger's handbook Kit Sadgrove

60. Guinée et al. (2002): Handbook on Life Cycle Assessment Kluwer Academic Publishers, Dordrecht ISBN 1-4020-0228-9, May 2002 , 704 pp

61. Guinée et al.(2001): An operational guide to the ISO-standards (Guinée et al.) - Part 3: Scientific background (Final report, May 2001).

62. Guinée et al.(2001): LCA - An operational guide to the ISO-standards - Part 2a: Guide (Final report, May 2001)

63. Guinée et al.(2001): LCA - An operational guide to the ISO-standards - Part 2b: Operational annex (Final report, May 2001).

64. Haes H. A.U. (1997): European Network for Strategies Life cycle Assessment

65. Haes H. U, Wrisberg N. (eds.) (1997): Life Cycle Assessment: State-of-the-Art and research Priorities; results of LCANET, a Concerted Action in thePublisher: Kluwer Academic Publishers

66. Haes H.A. U., Jolliet O., Finnveden G., Hauschild M., Krewitt W., Müller-Wenk R. (eds.), (1999): Best available practice regarding impact categories and category indicators in Life Cycle Impact Assessment, Background document for the second working group on Life Cycle Impact Assessment of SETAC-Europe (WIA-2), Int.J.LCA 4 (2) 66-74 (1999)/4 (3) 167-174

67. Hassing, Henriette and Søren Varming (2001): Life cycle assessment for wind Turbines 2001 European Wind Energy Conference and Exhibition EWEA Bella Center, Copenhagen, Denmark, 2-6 July 2001

68. Heck T (2004): Wärmepumpen. In: Dones R: Sachbilanzen von Energiesystemen: Grundlagen für den ökologischen Vergleich von Energiesystemen und den Einbezug von Energiesystemen in Ökobilanzen für die Schweiz. Paul Scherrer Institut Villigen, Swiss Centre for Life Cycle Inventories, Dübendorf, CH

69. Heijungs, R.Guinée, J.B.,Huppes, G.,Lankreijer, R.M.,Udo de Haes, H.A.,Wegener Sleeswijk, A.,Ansems, A.M.M.,Eggels, P.G.,Duin, R. van,Goede, H.P. de (1992): Environmental life cycle assessment of products: guide and backgrounds (Part 1) CML- A.M.M. Ansems - P.G. Eggels- TNO- R. van Duin - H.P. de Goede –B&G http://www.leidenuniv.nl/interfac/cml/ssp/projects/lca2/lca2.html#gb

70. Heijungs et al. (1992): Life cycle assassment in Environmental Policy

71. Heijungs R and Suh S (2002): The computational structure of lifecycle assessment. ISBN 1-4020-0672-1. Kluwer Academic Publishers.

72. Heijungs, R. ; Guinée, J.B.; Huppes, G.; Lankreijer, R.M.; Haes, H.A. U.; Sleeswijk, A. W. (1992): Environmental Life Cycle Assessment of Products - Guide / Centrum voor Milieukunde. Leiden, Niederlande, Oktober (9266). - Forschungsbericht. - ISBN 90-5191-064-9

73. Heijungs, Reinout and Mark A.J. Huijbregts (2004): A Review of Approaches to Treat Uncertainty in LCA Leiden University

74. HirschhornJS(1993): Weaknessess of LCA as a tool for environmental management . Paper presented at UNEP Exprt Seminar 'Life cycle Assessment and its Application.CML, Leiden,

75. Hofstetter P., (1999): Top – Down; Arguments for a Goal-Oriented Assessment Structure, Global LCA Village, http://www.ecomed.de/journals, ETH Zuerich

180

Irodalomjegyzék

76. Hofstetter, Patrick (1999): Starting Point Weighting Methods Hints and Hits for the Development and Harmonisation of Characterisation Models EHS: Global LCA Village, July

77. Howard, N. Edwards, S. Anderson, J. (1999): BRE Methodology for Environmental Profiles of, Construction Materials, Components and Buildings. CRC: London. http://www.bre.co.uk/service.jsp?id=53

78. Howards Thomas Don O'Neal, Rod White, David Hurst John Wiley Sons Hot Chicherte (1994): Building the Strategically Responsive organisation

79. Hunkeler, D., E. Huang,(1999): LCA in Japan: An Overview of Current Practices and Trends ... Tokyo, Japan from June 8 - 10, 1999 www.gdrc.org/uem/lca/lca-japan.html

80. Hunkeler, David, Ryoichi Yamamoto, Itaru Yasui (1999): Life Cycle Assessment: From Adam Smith to Aristotle A Review of the Third International Conference on Ecobalances Tsukuba, Japan, November 25-27, 1998 Int. J. LCA 4 (2) 118-120

81. Hunt, R.G., Franklin, W. (1996): LCA – How It Came About. Int. J. LCA 1 (1): 4-7 82. Jänicke, Martin (2005): Evaluation of Sustainable Development, EASY-ECO 2005Connaughton, John,

Partner, Davis Langdon (2007): Life-cycle costing (LCC) as a contribution to sustainable construction: towards a common methodology, European Forum on Eco-Innovation Market for Sustainable Construction, Brussels, 11 June 2007

83. Janssen, Ron (1992): Multiobjrctive Decision Support for Environmental Management, Dordrecht 84. Jeanelle Boyer and Rui Hai Liu (2004): Apple phytochemicals and their health benefits Nutrition Journal

2004, 3: http://www.nutritionj.com/content/3/1/5 85. Jeanneret P., Baumgartner D., Freiermuth R. & Gaillard G., (2006): Méthode d’évaluation de l’impact des

activités agricoles sur la biodiversité dans les bilans écologiques – SALCA-BD. 86. Jensen A.A., Hoffman L., Møller B.T., Schmidt A., Christiansen K., Elkington J. and van Dijk F., 1997.

Life Cycle Assessment (LCA) - A guide to approaches, www2.mst.dk/Udgiv/publikationer/2007/978-87-7052-642-5/html/helepubl.htm

87. Jensen JD and Andersen M (2003): Marginale producenter af udvalgte landbrugsprodukter. FØI Working paper no. 08/2003 (in Danish). www.foi.dk

88. Jolliot,O., P. Crettaz (1997): Critical surface -time 95 A life cycle assessment methodology including fate and exposure, Swiss Federal Institute of Technology, Institute of Soil and Water Management Lausanne,

89. Jolliet O, Margni M, Charles R, Humbert S, Payet J, Rebitzer G and Rosenbaum R (2003). “IMPACT 2002+: A New Life Cycle Impact Assessment Methodology.” Int J LCA 8 (6) 324-330.

90. Jolliet, O., Müller-Wenk R., Bare J., Brent A., Goedkoop M., Heijungs R., Itsubo N., Peña C., Pennington D., Potting J., Rebitzer G., Stewart M., Helias Udo de Haes and Bo Weidema (2004): The LCIA Midpoint-damage Framework of the UNEP/SETAC Life Cycle Initiative Int J LCA 9 (6) 2004 394-403

91. José Potting & Michael Hauschild (2005): Background for spatial differentiation in LCA impact assessment - The EDIP2003 Methodology, Danish Ministry of Environment pages 293

92. Jungbluth N (2003a): Photovoltaik. In: Dones R: Sachbilanzen von Energiesystemen: Grundlagen für den ökologischen Vergleich von Energiesystemen und den Einbezug von Energiesystemen in Ökobilanzen für die Schweiz. Paul Scherrer Institut Villigen, Swiss Centre for Life Cycle Inventories, Dübendorf, CH

93. Jungbluth N (2003b): Sonnenkollektoranlagen. In: Dones R: Sachbilanzen von Energiesystemen: Grundlagen für den ökologischen Vergleich von Energiesystemen und den Einbezug von Energiesystemen in Ökobilanzen für die Schweiz. Paul Scherrer Institut Villigen, Swiss Centre for Life Cycle Inventories, Dübendorf, CH

94. Jungbluth, Niels, Christian Bauer, Roberto Dones and Rolf Frischknecht (2005): Life Cycle Assessment for Emerging Technologies: Case Studies for Photovoltaic and Wind Power Int J LCA 10 (1) 2005 pp24-34

95. Jungbluth, N., Chudacoff, M., Dauriat, A., Dinkel, F., Doka, G., Faist Emmenegger, M., Gnansounou, E., Kljun, N., Spielmann, M., Stettler, C., Sutter, J. 2007: Life Cycle Inventories of Bioenergy. Final report ecoinvent No. 17, ESU-services, Uster, CH.

96. István Zs., Siposné Molnár T. (2007): Hazai online LCA adatbázis kifejlesztése vállalkozások környezetbarát fejlesztésének támogatására, GVOP 3.1.1-2004-050248/3.0, Kutatási zárójelentés

97. Kennedy et al. (1999): Apple pomace and products derived from apple pomace: Uses, composition and analysis. In: Modern methods of plant analysis, Vol. 20. Analysis of plant waste materials, pp. 76-119.

98. Kerekes Sándor (1998): A környezetgazdaságtan alapjai, Aula, Bp 99. AKosuke (Kos) ISHII (1998): Design for Environment and Recycling: Overview of Research in the

United States CIRP 5th Life-cycle Engineering Seminar,8/4/98, page 1 of 10 100. Laufenberg, Günther; Benno Kunz and Marianne Nystroem (2003): Transformation of vegetable waste

into value added products: Bioresource Technology Volume 87, Issue 2 Pages 167-198

Irodalomjegyzék

181

101. Loerincik. Yves (2006): Environmental impacts and benefits of information and communication

technology infrastructure and services, using process and input-output life cycle assessment THÈSE NO 3540 ÉCOLE POLYTECHNIQUE FÉDÉRALE DE LAUSANNE

102. M Wesnæs, B P Weidema (2007): NAMEA-based normalisation reference for Europe year 2000 (zip-file). Hørsholm: 2.-0 LCA consultants.Miljørigtig Konstruktion),

103. Magyar Energiahivatal statisztikai adatok 104. Magyar Villamos Energia Rendszer 2004.évi statisztikai adatai 105. Mariann A..L. Miller (1995): The Third World in Global Environmental Politics,Open University Press 106. Marieke Engel (1995): A light advantage for the PC milk bottle? 107. Mark J Goedkoop , Dr. Reinout Heijungs, Dr. Jaap Struis, Dr. Gjalt Huppes, Dr. Dik van der Meent

(2002): Combined Midpoint/endpoint impact assessment PRé Consultants, Netherlands 108. Mark W. McElroy (2007a): The Social Footprint Introduction and Proof of Concept, Center for

Sustainable Innovation, http://www.sustainableinnovation.org/Social-Footprint.pdf 109. Mark W. McElroy (2007b): Using the Social Footprint Method to Calculate and Report Global Warming

Footprints Center for Sustainable Innovation, http://www.sustainableinnovation.org/Global-Warming-Footprint.pdf

110. Martinás Katalin (2000): Kelvini termodinamika, Egy érthetı termodinamika http://www.kfki.hu/~elftterm/kelvin.html

111. Masooi FA, Sharma B, Chauhan GS. (2002): Use of apple pomace as a source of dietary fiber in cakes. Plant Foods Hum Nutr. 2002 Spring;57(2):121-8.

112. MSZ EN ISO 14040 113. Menke, D., G. A. Davis, and B. W. Vignon 1996. Evaluation of Life-Cycle Assessment Tools. University

of Tennessee, Knoxville, TN. August 30. 114. Niels Jungbluth1, Christian Bauer, Roberto Dones and Rolf Frischknecht (2005): Life Cycle Assessment

for Emerging Technologies: Case Studies for Photovoltaic and Wind Power Int J LCA 10 (1) 2005 pp24-34

115. Nielsen and Lassen (1999): Life Cycle Assessment - an integrated tool in the development of an environmentally friendly shelf. Proceedings of the international symposium on strengthening eco-environmental planning and management. Hainan, China, October 1999. p. 135-144.

116. Nils de Caluwe(1997): Ecotools manual, design for the environment research group, Manchester 117. Oers Lauran and Gjalt Huppes (2001): LCA Normalisation Factors for the Netherlands, Western Europe

and the World Int J LCA 6 (5) 256 (2001) 118. Olesen J., Wenzel H., Hein L., Andreasen M.M.,(1996), Environmental Design (in Danish; orig. title: 119. Pålsson Ann-Christin, Raul Carlson (2006): Adaptations of the Swedish national LCA database system

The Sixth International Conference on EcoBalance, Oct. 25th - 27th, 2004, Tsukuba, Japan 120. Paruccini(1993): Applying multiple Criteria aid for decision to Environmental Management. 121. Penington (1999): Prioritisation within The Integrated Product Policy. 3 Danish LCA normalisation data

for year http://www.sciencedirect.com/scidirimg/entities/REcor.gif" 122. Potting José & Michael Hauschild (2005): Background for spatial differentiation in LCA impact

assessment - The EDIP2003 Methodology, Danish Ministry of Environment pages 293 123. Prasuhn V., (2006): Erfassung der PO4-Austräge für die Ökobilanzierung - SALCA-Phosphor. 124. Pre Consultants: LCA methodology 125. Pre Consultants (1997): Database manual, , Simpro 3, Amersfoort 126. Qiang Xu (2005): Extended Input-Output Analysis for System Sustainability Assessment and Prediction

Topical E - Sustainable Engineering, http://aiche.confex.com/aiche/2005/techprogram/S1389.HTM 127. Ralph K. Rosenbaum, Michael Hauschild, Till Bachmann, Mark Huijbregts, Olivier Jolliet, Henrik F.

Larsen, Manuele Margni1, Tom McKone, Dik van de Meent, Marta, Schuhmacher; Ronnie Juraske; Jerome Payet; Annette, Köhler; Matt MacLeod (2000): Towards a consensusmodel in chemical characterizationmodelling for LCA: comparison and harmonisation ofmodels for human exposure and toxicity UNEP/SETAC, R. K. Rosenbaum, SETAC Porto 21/05/07,

128. Richard Wolford (1995): Environmental Strategy and sustainable development. The corporate challenge for the 21st century in Green marketing and eco-labelling

129. Richner W., Oberholzer H.-R., Freiermuth R., Huguenin O. & Walther U., (2006): Modell zur Beurteilung des Nitratauswaschungspotenzials in Ökobilanzen - SALCA-Nitrat

130. Ron Janssen (1992): Multiobjrctive Decision Support for Environmental Management, Dordrecht 131. S Suh (2004) · Functions, commodities and environmental impacts in an ecological economic model.

Ecological Economics 48(4):451-467. 132. Sangwon Suh and Shinichiro Nakamura (2007): Five Years in the Area of Input-Output and Hybrid LCA

Int J LCA 12 (6) 351 – 352 (2007)

182

Irodalomjegyzék

133. Sára Balázs (2007). :Egy társ az életciklus-elemzéshez: a GaBi szoftver termékcsalád Öco-mátrix 1. szám,

Miskolc 134. Schmidt-Bleek (1999): Factor 10: Making Sustainability Accountable, Putting Resource Productivity Into

Praxis" Factor 10 Club Report, 199/2), Factor 10 Institute, F 83 660 Carnoules, 135. Schenk, R. (2007): Minutes of the Certification Criteria Committee - 7 November 2007, www.alca.org 136. Schumpeter JA (1911/1987): Theorie der wirtschaftlichen Entwicklung: Eine Untersuchung über

Unternehmergewinn, Kapital, Kredit, Zins und den Konjunkturzyklus. Duncker & Humblot, Berlin, 7th edition, published first in 1911, unchanged reprint of the 4th edition published in 193

137. Sleeswijk, Anneke Wegener, Lauran F.C.M. van Oers, Jeroen B. Guinée, Jaap Struijs and Mark A.J. Huijbregts (2008): Normalisation in product life cycle assessment: An LCA of the global and European economic systems in the year 2000 Science of The Total Environment , Volume 390, Issue 1, 1 February 2008, Pages 227-240

138. Sembries S, Dongowski G, Mehrlander K, Will F, Dietrich H. (2004): Dietary fiber-rich colloids from apple pomace extraction juices do not affect food intake and blood serum lipid levels, but enhance fecal excretion of steroids in rats. J Nutr Biochem. 2004 May;15(5):296-302.

139. Seppälä, Jyri; Hämäläinen, Raimo P. (2001): On the Meaning of the Distance-to Target Weighting Method and Normalisation in Life Cycle Impact Assessment. Int J LCA Vol. 6, No. 4 , p. 211–218

140. Sherwood, F. Rowland (2007): Ozon deplation and atmosperic science, http://www.eoearth.org/article/Stratospheric_Ozone_Depletion_by_Chlorofluorocarbons_(Nobel_Lecture)

141. Siposné Molnár Tímea, István Zsolt Tóthné Szita Klára (2007): Hazai on-line LCA adatrendszer kialakítása a vállalkozások környezetbarát fejlesztésének támogatására GVOP-3.1.1-2004-05-0248/3.0, Záró beszámoló

142. Sørensen BH, Nielsen SN and Jensen J (2002). Environmental assessment of veterinary medicinal products in Denmark. Environmental Project No. 659. Danish Environmental Protection Agency.

143. Spirinckx Carolin; Ceuterick Dirk (1996): Biodiesel and Fossil Diesel Fuel: Comparative Life Cycle Assessment **I.J.of LCA (3) 127-132

144. Steen, Bengt (2001): Identification of significant environmental aspects and their indicators Study on the Economic Valuation of Environmental Externalities from Landfill Disposal and Inceneration of Waste

145. Strandorff, H., Hoffmann, L., Schmidt, A. (2004): Normalisation and weighting – Updating of selected impact categories (Draft version, DKTeknik, endnu ikke udgivet).

146. Szalay, Zsuzsa (2007): Life cycle environmental impacts of residential buildings, PhD dissertation Busapest University of Technology and Economics, Bp.

147. Szlávik J. (2006): A nem fenntartható növekedés és a fenntartható fejlıdés jellemzıi. Fenntartható fejlıdés Magyarországon. Jövıképek és forgatókönyvek. Stratégiai kutatások – Magyarország 2015. (Szerk.: Bulla Miklós – Tamás Pál) Új Mandátum Könyvkiadó, Budapest, 212 -234.o.

148. Tamaska László, Mérey (2001): Az életciklus-elemzés módszertana? Tisztább Termelés Kis Könyvtár TTMK, Budapest

149. Tamaska László, Mérey (2006): Az adatgyőjtés módszertana és a normalizált adatok elkészítésének megalapozása az energia és hulladékgazdálkodási szektorra vonatkozóan, Szakmai tanulmány, GVOP 3.1.1-2004-05-0248/3.0

150. Thrane M. (2004). Environmental impacts from Danish fish products. Ph.D. dissertation, Aalborg University (Denmark). Department of Development and Planning. In preparation.

151. Tolle, Duane A (1999): Regional Scaling and Normalization in LCIA,., Int. J. LCA 2 (4) 197-208 (1997) 152. Torma András (2007): A környezeti teljesítményértékelés aggregáló módszerei és az anyagáramelemzés

kapcsolatrendszere, doktori értekezés, Bp. 153. Tóthné Szita Klára (2002): Az életciklus-elemzés kialakulása és fejlıdése COWI részére készített

tanulmány 154. Tóthné Szita Klára (2005): Az életciklus-elemzés fejlesztésének trendjei I. LCA Konferencia, Szeged 155. Tóthné Szita K., Buday-Malik A. (2006): BAZ megye: úton a fenntarthatóság felé? Észak-Magyarországi

Regionális Stratégiai Füzetek, 1. 24-44. 156. Tóthné Szita Klára (2007): Fenntartható fejlıdés és életciklus-elemzés 157. U.S. EPA, ORD, NRMRL LCA 101 – Introduction to Life Cycle Assessment Intergovernmental Panel on

Climate Change (IPCC) Model 158. Vergragt, Ph., L. Jansen (1993): Sustainable Technological Development: the making of a long-term

oriented technology programme, Project Appraisal 1993; 8 (3):134-140 159. Walz R.et al.: Ecotoxicological Impact Assessment and the Valuation. Step within LCA - Pragmatic

Approaches, Int. J. Life Cycle Assess-. ment 1 (4), 1996

Irodalomjegyzék

183

160. Weidema B (2001). Avoiding co-product allocation in life-cycle assessment. Journal of Industrial

Ecology, 4(3), 11-33. 161. Weidema B (2003). Market information in life cycle assessments. Technical report, Danish

Environmental Protection Agency (Environmental Project no. 863). 162. Weidema B P (2005): ISO 14044 also applies to social LCA. Letter to the editor. International Journal of

Life Cycle Assessment 10(6):381. 163. Weidema B P et. al. (2007): Allocation in Recycling. Excerts from an Online LCA Forum discussion. 164. Weidema B P, M Wesnæs, K Christiansen, K Koneczny (2006) Life-cycle based cost-benefit assessment

of waste management options. Presentation for ISWA Annual Congress 2006, Copenhagen, 2006.10.1-5. 165. Weidema B.P. (ed.) M.J.G. Meeusen (ed.) (2000): Agricultural data for Life Cycle Assessments

Financially supported by: LCA Net Food Concerted Action PL-97-3079 of the EU Food and Agricultural programme (FAIR)

166. Wenzel H, Hauschild M and Alting L (1997): Environmental assessment of products. Volume 1. Methodology, tools and case studies in product development. Chapman and Hall

167. Wenzel, H., Hauschild, M. and Alting, L. (1997): Environmental Assessment of Products. Vol. 1: Methodology, Tools and Case Studies in Product Development. Chapman & Hall, London

168. Wolford, Richard (1995): Environmental Strategy and sustainable development. The corporate challenge for the 21st century in Green marketing and eco-labelling

169. Young, Steven B. (2003): Life Cycle Assessment in Canada Int J LCA 8 (6) 321 – 322

mamidra.uni-miskolc.hu/document/28098/23760.pdf · 5 bevezetés az életciklus fogalma a...

Documents