Life Cycle Assesment

Life Cycle Assesment - LCA

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Das Life Cycle Assessment (LCA) - auch Ökobilanz genannt - ist ein Werkzeug, das zur Bewertung der möglichen Auswirkungen eines Produktes, eines Verfahrens oder einer Tätigkeit auf die Umwelt im Verlauf seiner gesamten Lebenszeit (Life cycle) verwendet wird.

Die LCA/Ökobilanz orientiert sich an der Normenreihe ÖNORM EN ISO 14040 bis EN ISO 14043 und umfasst Zieldefinition ISO 14040, Sachbilanz ISO 14041, Wirkungsabschätzung ISO 14042 und Bewertung ISO 14043.

Abbildung 1: Ökobilanz LCA-framework

Der Inhalt der Einzelschritte Zieldefinition, Sachbilanz, Wirkungsabschätzung und Bewertung (vgl. Abbildung 1) gemäß den ÖNORMEN umfasst den Umfang wie folgend beschrieben (vgl. KEICHER et al., 2006 und UMWELTVERBAND VORARLBERG,1998).

Zieldefinition

Die Zieldefinition beschreibt den Rahmen, in den eine Produkt-Ökobilanz eingebettet ist; sie grenzt die Studie ein und legt die notwendigen Prämissen fest: Zielgruppen, Verwendungszwecke, Auswahl der Produktgruppe, Festlegung der funktionalen Einheit, Auswahl der Bilanzobjekte, Abgrenzung des sachlichen, räumlichen und zeitlichen Untersuchungsrahmens, Festlegung der Bewertungsmethodik.

In der Definitionsphase werden die untersuchten Gegenstände, funktionelle Äquivalenz, die funktionelle Einheit und die Systemgrenzen festgelegt. Außerdem müssen die zu untersuchenden Sachbilanzgrößen und Wirkungskategorien bestimmt werden. Unter funktioneller Äquivalenz versteht man die funktionelle Gleichartigkeit der untersuchten Bezugsgröße, d. h., dass alle untersuchten Gegenstände genau den selben Nutzen bieten, andernfalls sind die auftretenden Nutzendifferenzen in die Bilanz zu integrieren. Die funktionelle Äquivalenz ist besonders für die Betrachtung der unter-schiedlichen Neben- und Koppelprodukte beim Vergleich verschiedener Technologien von Bedeutung. Die funktionelle Einheit ist die bei allen untersuchten Alternativen gleichermaßen zugrunde gelegte Größe, auf die alle bilanzierten Größen umgelegt werden. Bei der Bilanzierung von Technologien zur Stromereinsparung wird in der Regel 1 kWhel bzw. 1 GWhel als funktionelle Einheit gewählt.

Sachbilanz

In der Sachbilanz erfolgt die Darstellung der Stoff- und Energieflüsse, die mit einem bestimmten Produkt verbunden sind. Die Gewinnung der Rohstoffe, deren Verarbeitung, die Herstellung derHalbmaterialien, die Nutzung und Beseitigung des Produktes sowie damit verbundene Transportvorgänge und sämtliche Energieverbräuche werden berücksichtigt.

In der Sachbilanz werden alle für den Untersuchungsgegenstand relevanten Stoff- und Energieströme zusammengetragen. Dabei wird der gesamte Lebensweg des Untersuchungsgegenstands erfasst. Auf der Inputseite der Sachbilanz werden Rohstoffe, Hilfs- und Betriebsstoffe und Energie betrachtet, die Outputseite erfasst die im Prozess entstehenden Produkte, Neben- bzw. Kuppelprodukte, Abfälle, Emissionen und Reststoffe. Durch die Bestimmung der betrachteten Sachbilanzgrößen und Wirkungskategorien werden die Ergebnisgrößen der LCA definiert.

Wirkungsabschätzung

In dieser Phase einer Ökobilanz erfolgt die Auswahl von Wirkungskategorien, die Zuordnung der Sachbilanzdaten zu den Wirkungskategorien, die Festlegung der Gewichtungsfaktoren und das Erstellen von Maßzahlen für die Wirkungskategorien.

Aufbauend auf der so ermittelten Sachbilanz untersucht die Wirkungs-abschätzung die in der Sachbilanz zunächst wertfrei erfassten Stoff- und Energieströme auf ihre ökologische Relevanz. Hierzu werden den einzelnen Emissionen ökologische Auswirkungen zugeschrieben und in Kategorien zusammengefasst. Auf der Outputseite umfassen diese Auswirkungen bspw. die Bereiche globale Klimabeeinflussung (Treibhauseffekt), lokale Luft-beeinträchtigung (Smog), Gewässerbelastung (Eutrophierung) oder Deponiekapazitätsbedarf. Auf der Inputseite der Wirkungsabschätzung werden Kategorien wie Ressourcenverbrauch oder Landschaftsverbrauch bestimmt. Dabei kann es auch zu Mehrfachzuordnungen einzelner Emissionen kommen.

Wirkungskategorien

In ÖNORM EN ISO 14040 sind lediglich die Nutzung von Ressourcen, die menschliche Gesundheit und ökologische Wirkungen als in Ökobilanzen zu berücksichtigende allgemeine Kategorien aufgeführt. In Deutschland werden diese sehr allgemein gehaltenen Ansprüche vor allem vom „Normenausschuß Grundlagen des Umweltschutzes DIN/NAGUS-AA 3“ und vom „AK Ökobilanzen im Umweltbundesamt“ durch Definition konkreter Wirkungs-kategorien präzisiert. Die aktuelle Liste der von DIN/NAGUS (AA3) und Umweltbundesamt (UBA) anerkannten Wirkungskategorien ist in Tabelle 1 dargestellt.

Bewertung

Die Bilanzbewertung ist der Teil von Ökobilanzen, der bis jetzt am wenigsten konkretisiert wurde, zudem haben Bewertungen stets subjektive Elemente. Die Bewertung soll eine Hierarchisierung der aus der Wirkbilanz erhaltenen Maßzahlen vornehmen, und alle weiteren Daten der Sachbilanz berück-sichtigen, die nicht in Kennzahlen erfasst wurden. Dieser Schritt muss nachvollziehbar begründet werden.

In der Bewertungsphase werden die einzelnen Wirkungskategorien gegeneinander gewichtet. Die quantitative bzw. qualitative Bewertung führt zu einer ökologischen Beurteilung der einzelnen Produkte, aus der Handlungsempfehlungen abgeleitet werden können. Bei der qualitativen Bewertung sind die zugrunde gelegten ökologischen Prioritäten unter den einzelnen Kategorien in der Regel nicht rational begründet (z. B. Treibhauspotenzial contra Ökotoxizität). Ein Ansatzpunkt ist die Monetari-sierung der jeweiligen Wirkungskategorien durch Umrechnung der Schä-digungspotenziale in externe Kosten, d. h., Kosten, die nicht vom Verursacher, sondern langfristig von der Allgemeinheit getragen werden. Ein weiterer Ansatzpunkt der Bewertung ist der kumulierte Energieaufwand, in dem alle in den untersuchten Prozess einfließenden Energieströme erfasst werden. Der Vergleich der KEA-Werte verschiedener Prozesse erlaubt Aussagen zur energetischen Einschätzung der einzelnen Alternativen.

Tabelle 1: Vorläufige gültige Standardliste der Wirkungskategorien (MARHEINEKE, 2002 zit. bei KEICHER et al., 2006)

Festlegung der Bewertungsmethodik

Die Ökobilanz soll die Sicherstellung der Kriterien der Nachhaltigkeit, nämlich ökonomisch, ökologisch und sozial dauerhaft, darlegen. Diesbezüglich wird eine Bewertung der ökologischen, ökonomischen und sozialen Dimension durchgeführt.

Ökologische Bewertung

Die Bestimmung der einzelnen CO2- Äquivalente betrachteter Herstellungs-verfahren erfolgt über die entsprechend zuvor ermittelten spezifischen Energieeinsätze. Unterteilt werden die entstehenden CO2- Emissionen in zum einen prozessbedingte Emissionen und zum anderen energiebedingte Emissionen (vgl. ZUG, 2007 zit. bei NEUMEISTER, 2007).

Prozessbedingte Emissionen sind laut Definition „(...) alle Freisetzungen von Kohlendioxid in die Atmosphäre, bei denen das Kohlendioxid als Produkt einer chemischen Reaktion entsteht, die keine Verbrennung ist“. Energiebedingte Emissionen sind verbrennungsbedingte Emissionen (ZUG 2007, zit. bei NEUMEISTER, 2007).

Kumulierter Energieaufwand (KEA)

Interessiert der reine Energieverbrauch bei der Herstellung eines Produktes, so stellt sich der sog. Kumulierte Energieaufwand (im Folgenden auch als KEA bezeichnet) als entsprechendes Mittel zur Wahl dar (NEUMEISTER, 2007).

Kumulierte Energieaufwand laut der VDI Richtlinie 4600 (VDI 1997, zit. bei KEICHER et al., 2006):

„Der kumulierte Energieaufwand gibt die Gesamtheit des primärenergetisch bewerteten Aufwands an, der im Zusammenhang mit der Herstellung, der Nutzung und Beseitigung eines ökonomischen Gutes (Produkt oder Dienstleistung) entsteht bzw. diesem ursächlich zugewiesen werden kann. Dieser Energieaufwand stellt die Summe der kumulierten Energie-aufwendungen für die Herstellung, die Nutzung und die Entsorgung des ökonomischen Gutes dar.“

Gleichung 1:

mit

KEAH: kumulierter Energieaufwand für die Herstellung des Produkts und die Gewinnung, Verarbeitung, Herstellung und Entsorgung der Fertigungs-, Hilfs- und Betriebsstoffe

KEAB: kumulierter Primärenergieaufwand für den Betrieb oder die Nutzung eines Gegenstandes; zusätzlich zum primärenergetischen Eigenverbrauch sind darin auch der kumulierte Energieaufwand für Ersatzteile, Hilfs- und Betriebsstoffe sowie für Betriebsmittel enthalten

KEAE: kumulierter Primärenergieaufwand für die Entsorgung des Gegen-stands und der dazu nötigen Hilfs- und Betriebsmittel

Die bei der Ermittlung des KEA zu berücksichtigenden Stoff- und Energieströme sind in Abbildung 2 dargestellt.

Abbildung 2: Ermittlung des kumulierten Energieaufwands (KEA) (ZAPP, 1998 zit. bei KEICHER et al., 2006)

Aus dem KEA lassen sich nicht nur die Aufwendungen während der einzelnen Lebensphasen quantifizieren: Mit der energetischen Amortisationszeit lässt sich aus dem KEA auch eine Kenngröße ableiten, mit deren Hilfe komplette Lebenswege verschiedener Energieerzeugungsanlagen miteinander verglichen werden können. Dabei gibt die energetische Amortisationszeit die Betriebsdauer der Anlage an, bis die von der Anlage gelieferte kumulierte Nettoenergie den zum Bau der Anlage erforderlichen Energieaufwand erreicht hat. Je kürzer dieser Zeitraum ausfällt, desto effizienter ist die Technologie. Über die zugrunde gelegte Lebensdauer lässt sich auch bestimmen, ob eine Technologie in der Lage ist, während dieser Zeit die eingesetzte Energie überhaupt wieder zu erzeugen. Sollte die Amortisationszeit einer Anlage über deren Lebensdauer liegen, wäre der Betrieb dieser Anlage aus energetischer und ökologischer Sicht gleichermaßen wenig sinnvoll (KEICHER et al., 2006).

Mit absteigendem Aggregationsgrad unterscheidet man bei der Ermittlung des KEA zwischen einer Makro- und Mikroanalyse. Während die Makroanalyse ganze Anlagengruppen untersucht und daher ein meist unscharfes Bild ergibt, berücksichtigt die Mikroanalyse die einzelnen Prozesse innerhalb des Produktionsflusses. Man spricht daher auch von einer sog. Prozess-kettenanalyse (NEUMEISTER, 2007). Da die Daten für eine Mikroanalyse noch unzureichend sind, kann in dieser Arbeit nur eine Abschätzung der Makroanalyse durchgeführt werden.

Eine durchzuführende Fehlerbetrachtung, welche in der Regel vor der Herleitung des endgültigen KEA durchgeführt wird, ist ebenfalls aufgrund der Datenungenauigkeit in diesem Entwicklungsstadium noch nicht möglich.

Methodik zur Bestimmung der energetischen Amortisationszeit

Unter der energetischen Amortisationszeit versteht man die Zeit, welche die Anlage in Betrieb sein muss, um die Primärenergie einzusparen, die für Herstellung, Wartung und Betrieb der Anlage aufgewendet wurde. Sie ergibt sich durch Ermittlung der eingesetzten Primärenergie, welche anschließend der Energie gegen übergestellt wird, die durch die Anlage eingespart wird (substituierte Primärenergie).

Gleichung 2:

KEAH

t = AZ =

Qconv, tot - Qneu, tot - KEAB

mit

KEAH = kumulierter Energieaufwand zur Herstellung

Q conv, tot – Q neu, tot = Differenz der ermittelten Primärenergie = substituierte Primärenergie

KEAB = kumulierter Energieaufwand für den Betrieb.

In der ökologischen Bewertung wird gemäß Eingrenzung des Umfanges nur auf die Wirkungskategorien Treibhauseffekt (KEA und CO2-Äquivalent) eingegangen.

Ökonomische Bewertung

Die Evaluierung ökonomischer Aspekte steht neben technischen Überlegungen bei jeder Prozessentwicklung immer an zentraler Stelle. Es gibt bereits Bücher besonders aus dem Bereich Chemieingenieurwesen, die sich mit der methodischen Vorgehensweise zur Kosten und Wirtschaftlichkeits-betrachtung bei einer Prozessentwicklung befassen. Hervorzuheben ist hier das Buch von PETERS und TIMMERHAUS (1991, 2003 zit. bei KHOLIQ, 2007). Die ökonomische Evaluierung beinhaltet die Abschätzung von Investition und Betriebskosten sowie Wirtschaftlichkeitsanalyse. Die Abschätzung von Investition basiert normalerweise auf den Apparaten bzw. Teilanlagen. Die Betriebskosten eines Prozesses werden aus verschiedenen Kostenkomponenten wie Material-, Personal-, anlagenabhängige, Verbrauchsmaterial-, Labor und Qualitätskontrolle, Versorgungs- (Energie, Heiz- und Kühlmittel), Entsorgungs-, Transport-, Werbungskosten und Patentgebühr ermittelt. Aus der Investition und den Betriebskosten werden die anderen ökonomischen Größen wie Bruttomarge, Investition, Return on Investment (RoI), Internal Rate of Return (IRR), Net Present Value (NPV), etc. ermittelt, wobei der Erlös aus den Angaben über Produktionsrate und Produktverkaufpreis ermittelt wird (KHOLIQ, 2007).

Investitionskosten

Die Abschätzung der Investitionskosten wird mit fortschreitender Prozessentwicklung immer präziser. Da die Anschaffungskosten von Hauptapparaten als Basis für die Ermittlung der Investition verwendet werden, ist die Ermittlung von realistischen Anschaffungskosten sehr entscheidend für die ökonomische Evaluierung (HEINZLE et al., 2007 zit. bei KHOLIQ, 2007). Zur Ermittlung von Anschaffungskosten bestehen einige Möglichkeiten mit unterschiedlichen Genauigkeiten, wie z.B. durch Preisangabe von Verkäufer bzw. Lieferanten, Preisinformationen für gleiche bzw. ähnliche Apparate aus vorherigen bzw. anderen Projekten, Extrapolation ausgehend von gleichen Apparaten unterschiedlicher Größe, Durchschnittswerte aus der Literatur (z.B. PETERS und TIMMERHAUS, 2003 zit. bei KHOLIQ, 2007) bzw. Defaultwerte in Softwaren zur Prozessmodellierung (z.B. in SuperPro-Designer). Preisangaben von Verkäufer entsprechen zwar den realistischen Kosten, ihre Ermittlung ist aber sehr zeitintensiv, und deshalb für die frühen Entwicklungsphasen nicht geeignet (KHOLIQ, 2007).

Betriebskosten

Zu Betriebskosten gehören Material-, Personal-, Verbrauchsmaterial-, Laboratorium bzw. Qualitätskontrolle, Entsorgungs-, Versorgungs- bzw. Energie-, anlagenabhängige Kosten, etc. Darunter sind Material-, Personal-, Energie- und anlagenabhängige Kosten, sowie evtl. Entsorgung oft sehr bedeutend. Betriebskosten werden oft in Fixkosten und variable Kosten unterschieden. Fixkosten sind Kosten, die nicht abhängig von Produktionsrate sind. Das deutlichste Beispiel von Fixkosten ist die Abschreibung, die ein Teil der anlagenabhängigen Kosten darstellt. Das deutlichste Beispiel von variablen Kosten sind die Materialkosten. Die meisten anderen Kosten beinhalten sowohl Fix- als auch variable Kosten (PETRIDES, 2003 zit. bei KHOLIQ, 2007). Zu Materialien gehören u.a. Substrate bzw. Medien, Katalysator, Lösungsmittel, Zusatzstoffe, etc. Die Materialkosten werden durch Multiplikation der Verbrauchmenge mit dem jeweiligen Preis berechnet. Preisinformationen von Lieferanten sind in der Regel am genauesten. Ersatzweise kann man publizierte Preise, Preisinformationen aus Websites und Katalogen wählen. Die letzte Quelle (Katalog) ist meist für viel kleinere Menge (z.B. für Labor bzw. Forschung) als industrielle Verbrauchsmengen. Eine ganz grobe Abschätzung erhält man durch Dividieren durch 10. Die daraus erhaltene Preisinformation ist aber sehr ungenau. Personalkosten lassen sich sowohl durch Ermittlung der benötigten Mann-Stunden auf der Operationsebene (z.B. Medienzufuhr, Fermentation, etc.) als auch durch Ermittlung der benötigten Arbeitskräfte pro Schicht bezüglich des Gesamtprozesses abschätzen. Bei der Abschätzung von Personalkosten auf der Mann-Stunden-Basis wird für jede Operation die Anzahl der Arbeitskräfte festgelegt. Energiekosten werden aus dem Energiebedarf ermittelt und bestehen im Prozessmodell nur in Form von Strom. Entsorgungskosten sind die Kosten für die Abfall-, Abwasser-, und Abgasbehandlung. Die anlagenabhängigen Kosten bestehen aus Abschreibungen, Reparatur- bzw. Wartungskosten und Versicherung (KHOLIQ, 2007). Eine Wirtschaftlichkeits-betrachtung muss in allen Phasen der Prozessentwicklung erfolgen. Auf jeder Stufe der Douglas– Hierarchie können mit der bis dahin bereits vorliegenden Information Kosten geschätzt werden (KHOLIQ, 2007).

Soziale Bewertung

Die dritte Säule des Nachhaltigkeitskonzepts ist die soziale Dimension. Die sozialen Aspekte der Nachhaltigkeit werden bisher bei einer Prozess-entwicklung nicht berücksichtigt oder nur qualitativ betrachtet. Da die begleitende Evaluierung während einer Prozessentwicklung zu einer Prozessverbesserung durch Schwachstellenerkennung bzw. durch die Wahl besserer Prozessalternative führen soll, sollen diejenigen sozialen Kriterien einbezogen werden, die einen direkten Bezug zu Prozess- bzw. Stoffeigenschaften haben. Als Grundlagen für diese Identifizierung dienen die soziale Bewertungsmethode der Software zur Bioprozessentwicklung Sabento (GEIBLER et al., 2005 zit. bei KHOLIQ, 2007) und die soziale Bewertungs-methode, die Teil der Nachhaltigkeitsbewertungsmethode SEEbalance® von BASF ist (SCHMIDT, 2003; SCHMIDT et al., 2004 zit. bei KHOLIQ, 2007). Die Bewertungsmethode der sozialen Nachhaltigkeit in Sabento wurde vom Wuppertal- Institut entwickelt. Dabei werden die Indikatoren in 8 sozialen Aspekten gruppiert, nämlich Arbeits- und Gesundheitsschutz, Qualität der Arbeitsbedingungen, Beschäftigungseffekt, Aus- und Weiterbildung, Wissensmanagement, Innovationspotenzial, Kundenakzeptanz und gesellschaftlicher Produktnutzen und gesellschaftlicher Dialog (GEIBLER et al., 2005 zit. bei KHOLIQ, 2007). Diese sozialen Aspekte werden auf zwei Evaluierungsebenen unterteilt, nämlich Prozessentwicklung und Prozess-anwendung. Die formulierten Indikatoren der sozialen Bewertung in Sabento haben jedoch mit den Prozess- und Stoffeigenschaften keinen (direkten) Zusammenhang. Bei der von BASF und Partnern entwickelten Bewertungsmethode der Nachhaltigkeit (SEEbalance) werden soziale Bewertungskriterien nach folgenden Stakeholdern gruppiert: Mitarbeiter, Partner, Endkunden & Verbraucher, Gesellschaft, zukünftige Generation, und internationale Gemeinschaft. Bei der Bewertung wird der gesamte Produktlebensweg berücksichtigt, der Vorketten/Einkauf, Produktion, Transport/Logistik, Ge- oder Verbrauch, und Verwertung/Beseitigung umfasst (SCHMIDT, 2003 zit. bei KHOLIQ, 2007). Somit ist die Produktion nur ein Teil des gesamten Produktlebenswegs (KHOLIQ, 2007).

Ein großes Problem bei der Anwendung dieser Methode ist offenbar die Datenverfügbarkeit. Deshalb ist es notwendig, Kriterien bzw. Indikatoren so zu formulieren, dass die dafür notwendigen Daten leicht verfügbar sind. Die Kriterien bzw. Indikatoren sollen mit den Prozess- und Stoffdaten direkt zusammenhängen. Kriterien bzw. Indikatoren ohne direkten Bezug zu Prozess- und Stoffdaten werden hier nicht berücksichtigt, da sie keine Hinweise auf Prozessverbesserung liefern können.

Die Indikatoren Produktnutzen und -akzeptanz sind sowohl aus sozialer als auch aus ökonomischer Sicht gleichermaßen von Interesse. Alle Gesundheitskategorien aus der ökologischen Evaluierung, nämlich Akute Toxizität, Chronische Toxizität, Biologisches Risiko und die dazu benötigten Daten können zur Ermittlung der Kategorie Gesundheits-/Unfallrisiken am Arbeitsplatz bei Mitarbeitern verwendet werden. Das gleiche gilt für die Kategorie Brand- und Explosionsgefahren bzw. Thermal Risk. Daraus können Gesundheits-/Unfallrisiken für Mitarbeiter und auch für die direkte Nachbarschaft bestehen. Die Umweltkategorien der Inputseite wie Landverbrauch, Verfügbarkeit von Rohstoffen, Komplexität der Synthese sind eng mit der Bedarfssicherung für zukünftige Generationen verknüpft, welche in SEEbalance als einer der Stakeholder betrachtet werden. Das Gleiche gilt für einige der Umweltkategorien der Outputseite wie Ökotoxizität, Potential für globale Erwärmung (GWP), Ozon Abbaupotential (ODP), Versauerungs-potential (AP) und Überdüngungspotential. Zusätzlich besteht an den Kategorien GWP und ODP die Interesse von Seiten der internationalen Gemeinschaft, welche auch als Stakeholder in SEEbalance definiert ist. Die beiden Kategorien Ozonbildungspotential (POCP) und Geruch können als Belästigung für die direkte Nachbarschaft gesehen werden (KHOLIQ, 2007).

Literatur

KEICHER, K., KRAMPE, J., ROTT, U., OHL, M., BLESL, M., FAHL, U. (2006): Systemintegration von Brennstoffzellen auf Kläranlagen – Potenzial-abschätzung für Baden-Württemberg, Universität Stuttgart

KHOLIQ, M. A. (2007): Simulationsgestützte, systematische Entwicklung biotechnologischer Prozesse mit begleitender Evaluierung, Universität des Saarlandes, Saarbrücken

NEUMEISTER, J. (2007): CO2- Prozessanalyse von Aluminium Walz-produkten und Ansätze für eine CO2 arme Produktion, Ruhr- Universität Bochum

UMWELTVERBAND VORARLBERG (1998): Ökoleitfaden Vorarlberg, Umweltverband Vorarlberg