POROVNÁNÍ ENVIRONMENTÁLNÍCII DOPADŮ NÁPOJOVÝCH OBALŮ V ČR METODOU LCA

Transkript

1 POROVNÁNÍ ENVIRONMENTÁLNÍCII DOPADŮ NÁPOJOVÝCH OBALŮ V ČR METODOU LCA Marie Tichá, Bohumil Černík Ing. Marie Tichá - MT Konzult, Červený vrch 264/18, Děčín 4, marie.ticha@iol.cz ENZO, Ing.Bohumil Černík, Rezlerova 310, 109 OO Praha 10 Ministerstvo životního prostředí ČR zadalo v roce 2006 na základě výběrového řízení firmě MT Konzult Děčín vypracování nezávislé studie LCA nápojových obalů v ČR (více na Účelem studie bylo: 1) Posoudit environmentální dopady životních cyklů nejvýznamnějších obalových systémů v ČR (nealkoholické nápoje, džusy, limonády, pivo) ve všech fázích životního cyklu, od těžby surovin, po odstraňování obalů. 2) Posoudit potenciální environmentální dopady zálohového systému nápojových obalů v kategorii plastových obalů (PET) a hliníkových plechovek. Výstupy projektu A) Studie LCA nápojových obalů B) Výsledky modelování zálohového subsystému C) Celkové závěry studie D) Publikace LCA nápojových obalů Použité metody a postupy Metoda LCA rámcové zakotvená v ČSN EN ISO a v rozsahu fází: stanovení cílů a rozsahu inventarizační analýza posuzování dopadů interpretace Počítačový model pro kvantifikaci environmentálních dopadů zálohového systému. A) Studie LCA nápojových obalů I) Cíl a rozsah V rámci studie byly posuzovány environmentální dopady systémů nealkoholických nápojů a piva, které byly plněny, distribuovány a prodány na území České republiky v roce Jako funkční jednotka bylo zvoleno obaleného nápoje. Obrázek 1 Obecné schéma vymezení hranic systému nápojových obalů

2 Hranice systému byly stanoveny tak, aby zahrnovaly veškeré procesy spojené s obalem od těžby surovin po uložení odpadu do země. Fáze užití do procesu posuzování zařazena nebyla. II) Inventarizační analýza Klíčovým předpokladem zpracování studie byly údaje o těžbě surovin, výrobě, přepravě a plnění obalů, distribuci nápojů, přepravě vratných obalů a nakládání s obalovými odpady. Kombinací informací z výrobní a prodejní oblastí byl získán velice přesný obraz o trhu nealkoholických nápojů v ČR v roce 2007, a to v kategoriích: vody, slazené nápoje (limo), džusy/nektary, sirupy, čaje, ledová káva, sportovní nápoje, energetické nápoje. Informace zahrnovaly jak každého konkrétního výrobce nápojů (včetně lokalizace produkce, včetně výrobců private labels), tak i jeho distribuční model ČR včlenění: benzínové pumpy, hotely-restaurace-catering, stánky, obchodní řetězce, ostatní maloobchod, a to podle krajů ČR. U výrobců piva byl vyhodnocen výstav a použité obaly u 43 největších pivovarů v ČR za rok Tímto postupem bylo v 8 kategoriích nápojů definováno celkem 17 druhů obalů, pokrývajících v případě nealkoholických nápojů 95 % a v případě piva trhu ČR v roce 2007 skleněné obaly nevratné sklo 0,2/0,25 1, sldo 0,33 1 (pivo), skleněné obaly vratné sklo 0,33 1 (vody, limo), sklo 0,5 1, sklo 0,7 1, PET lahve PET 0,33 1, PET 0,5 1, PET 0,7/0,75 1, PET 11, PET 1,5 1, PET 2 1, hliníkové plechovky Al plech 0,25/0,275 1, Al plech 0,33 1, Al plech 0,5 1, kompozitní obaly karton 0,2/0,25 1, karton 11 a karton 2 1. U uvedených druhů obalů byla detailně popsána fáze distribuce nápoje od výrobce do obchodu, a to u všech nejvýznamnějších výrobců daného nápoje a daného obalu. Vlastní inventarizace vstupů a výstupů materiálů a energií v celém životním cyklu obalů byla zpracována na základě technologických údajů získaných během konzultací s výrobci nápojů. K výpočtu výsledků inventarizační analýzy byl použit software a databáze firmy Boustead Consulting Ltd., tzv. Boustead Model v Z výsledků inventarizační analýzy nápojových obalů spotřebovaných v ČR v roce 2007 vyplynulo (graf I), že největší spotřeba energie je spojena s životním cyklem hliníkových plechovek. Graf 1 Spotřeba energie v životním cyklu obalů podle zdrojů

3 Tabulka 1 Spotřeba vybraných surovin v % Druh suroviny Sklo Sklo vratné nevratné PET obaly malé PET obaly velké Hliníkové plechovky Kompozitní obaly (%) (%) (%) (%) (%) (%) Bauxit 0,03 0,21 0,01 96,56 3,19 NaC1 87,18 6,77 0,45 0,28 4,83 0,50 Jíl 7,88 3,23 10,43 4,06 16,26 58,15 4,64 Fe 54,89 30,46 4,48 1,83 3,71 Pb 44,93 21,50 11,41 3,71 10,44 8,02 Vápenec (CaCO3) Mg 83,4 6,26 0,70 0,42 8,67 0, ,0 Mn ,0 Písek (S102) 93,94 5,96 0,01 0,02 0,07 Znělec 81,63 18,37 Legenda > 50% 15% - 50% < 15% Nevyšší spotřebu surovin vykazují v rámci posuzovaných životních cyklů obalů především skleněné nevratné obaly a hliníkové plechovky. Zatímco v případě skleněných obalů se vysoká spotřeba týká především, písku, vápence, železa, znělce a chloridu sodného, v případě plechovek se jedná o vysokou spotřebu především bauxitu.

4 Graf 2 Spotřeba vody v rámci životních cyklů obalů Spotřeba vody je nejvýraznější u nevratných skleněných obalů a hliníkových plechovek. Vyšší spotřebu vody vykazují rovněž kompozitní obaly. Graf 3 Produkce odpadů v rámci životních cyklů nápojových obalů Životní cyklus hliníkových plechovek a nevratných skleněných obalů je ve srovnání s ostatními skupinami obalů spojen s největší produkcí odpadů; rovněž v případě nebezpečných odpadů je největší produkce zaznamenána u životního cyklu hliníkových plechovek. PET obaly velké produkují ve srovnání s ostatními obaly nejnižší množství odpadů. III) Posuzování dopadů V rámci posuzování dopadů byly výsledky inventarizační analýzy převedeny na kategorie dopadu: Globální oteplování Poškození ozonové vrstvy Acidifikace Tvorba fotooxidantů Eutrofizace

5 Tabulka 2 Kategorie dopadu životních cyklů obalů celkem Kategorie dopadu Ekvivalent Sklo Sklo vratné PET obaly PET obaly Hliníkové Kompozit kategorie nevratné malé velké plechovky ní obaly (kg) (kg) (kg) (kg) (kg) (kg) Globální oteplování CO2ekv. 8,28E+02 2,22E+02 4,49E+02 2,57E+02 5,68E+02 7,5 1E+01 Poškození ozonové CFC 1 I vrstvy ekv. Acidifikace SO2 ekv. 2,95E-05 7,87E-06 1,27E-04 4,31E-05 5,19E-06 8,20E-06 5,47E+00 1,45E+00 2,99E+00 1,76E+00 3,90E+00 1,05E+00 Tvorba fotooxidantů C2H2 ekv. 7,27E-01 3,02E-01 4,18E-01 2,40E-01 5,86E-01 2,02E-0 1 Eutrofizace 1,64E-01 2,07E-01 1,15E-01 2,33E-01 8,92E-02 PO43- ekv. 4,70E-01 Z porovnání výsledků kategorií dopadů vyplývá, že kromě kategorie dopadu poškození ozonové vrstvy, kde má nejvyšší potenciální dopad životní cyklus malých PET obalů, je ve všech ostatních kategoriích dopadů pořadí skupin obalů od nejnižšího dopadu k nejvyššímu stejné: 1. kompozitní obaly 2. vratné sklo 3. PET velké 4. PET malé 5. hliníkové plechovky 6. nevratné sklo Graf 4 Analýza příspěvku jednotlivých kategorií dopadu životního cyklu obalů Z výsledků kategorií dopadů vyplývá, že kromě kategorie dopadu poškození ozonové vrstvy, kde má nejvyšší potenciální dopad životní cyklus malých PET obalů, je ve všech ostatních kategoriích dopadů pořadí skupin obalů od nejnižšího dopadu k nejvyššímu: 1. kompozitní obaly 2. vratné skleněné obaly 3. PET velké

6 4. PET malé 5. hliníkové plechovky 6. nevratné skleněné obaly IV) Interpretace Porovnáním výsledků bylo zjištěno, že přes drobné výjimky z tohoto pravidla mají kompozitní obaly, spolu s vratnými skleněnými obaly nejmenší dopad na životní prostředí ze všech posuzovaných nápojových obalů. Kompozitní obaly mají nízkou spotřebu neobnovitelných surovin (ropa, bauxit), relativně nižší energetickou náročnost při výrobě obalu, nízkou měrnou spotřebou materiálu obalu (39,6 kg/ obaleného nápoje u obalu 0,225 1 ve srovnání například se 777,9 kg/ obaleného nápoje u nevratného skleněného obalu 0,221 1), dokonalé využití prostoru při distribuci. Umožňují recyklaci podstatné části hmotnosti obalu. B) Modelování zálohového subsystému Za účelem stanovení výše potenciálního environmentálního dopadu zálohového subsystému byl vytvořen počítačový model, který umožnil porovnání zálohového subsystému pro malé a velké plastové obaly (PET) a hliníkové obaly ve dvou variantách. Výpočty byly provedeny na stav v roce Varianta I varianta zálohového systému ekonomiky optimální - 9% obchodních jednotek zapojeno do systému; výkupní automaty: hypermarket 4x, supermarket a diskont 2x, stavební úpravy při instalaci automatů; 84 meziskladů - (Jílková, 2008) Varianta II varianta zálohového systému navržená MŽP - 50% obchodních jednotek zapojeno do systému; výkupní automaty: hypermarket 3x, supermarket 2x, diskont lx; bez stavebních úprav; 50 meziskladů - (Jílková, 2008) Obrázek 2 Schéma fáze odpad životního cyklu PET obalů Základní materiálové toky hliníkových plechovek ve fázi odpad jsou znázorněny na obrázku 3.

7 Obrázek 3 Schéma fáze odpad životního cyklu hliníkových plechovek Na základě výsledků modelování zálohového subsystému bylo zjištěno, že v případě substituce materiálů vyrobených z primárních surovin (high-recycling), znamená materiálové využití druhotných surovin vyrobených z odpadních plastových (PET) a hliníkových obalů jednoznačně snížení environmentálního dopadu životního cyklu obalu. Tabulka 3 Vývoj celkové spotřeby energie životního cyklu plastových obalů (PET) v závislosti na výtěžnosti subsystémů separace a záloh Druh obalu Jednotky Celková spotřeba energie Separace 0% Zálohy varianta I 70% Zálohy varianta II 70% Separace - 20% Separace - 20% 60% 90% (stav 2007) PET malé MJ/FJ PET velké MJ/FJ Tabulka 4 Vývoj celkové spotřeby energie životního cyklu hliníkových plechovek v závislosti na výtěžnosti subsystémů separace a záloh var. I nápojových obalů Druh obalu Jedn. Separace 0% (stav 2007) Zálohy I 50% Zálohy I 90% Zálohy II 50% Zálohy II 90% Hliníkové plechovky MJ/FJ Vyhodnocení

8 Na základě výsledků modelování zálohového subsystému bylo zjištěno, že v případě substituce materiálů vyrobených z primárních surovin znamená materiálové využití druhotných surovin vyrobených z odpadních plastových (PET) a hliníkových obalů jednoznačně snížení environmentálního dopadu životního cyklu obalu. Platí dokonce přímá úměrnost mezi podílem materiálového využití a mírou snížení environmentálního dopadu. C) Celkové závěry studie Ze studie LCA nápojových obalů a modelování zálohového systému vyplynuly následující závěry: - obaly větších objemů mají u daného materiálu obalu nižší environmentální dopady ve srovnání s menšími objemy, - výsledky posuzovaných kategorií dopadů, především kategorie dopadu globální oteplování a acidifikace jsou přímo závislé na druhu spotřebované energie, - vratné skleněné obaly jsou z environmentálního hlediska příznivější než nevratné skleněné obaly, přičemž se zde v případě vratných obalů zároveň projevuje efekt vyššího objemu obalu, - obaly kompozitní a vratné skleněné obaly dosahují ve většině posuzovaných parametrů příznivějších výsledků než skleněné obaly nevratné, plastové obaly (PET) a hliníkové plechovky, - v případě, že dojde k substituci materiálů vyrobených z primárních surovin (high-recycling), znamená materiálové využití druhotných surovin vyrobených z odpadů obalů (PET, hliníkové plechovky) jednoznačně snížení environmentálního dopadu životního cyklu obalu; platí dokonce přímá úměra mezi podílem materiálového využití a mírou snížení environmentálního dopadu, - environmentální zdůvodnění pro zavedení subsystému záloh v ČR by existovalo pouze v tom případě, že by došlo k podstatnému zvýšení současné míry materiálového využití; to lze předpokládat u hliníkových plechovek, avšak efekt na míru materiálového využití v případě koexistence subsystému separovaného sběru a subsystému záloh nelze odpovědně dopředu určit, - vysoká míra materiálového využití plastových obalů (PET) a hliníkových plechovek na úrovni 90 % hmotnosti, při zachování spotřeby obalů stejné jako v roce 2007, nezmění pozice těchto skupin obalů ve srovnání se skleněnými obaly (vratnými, nevratnými) a kompozitními obaly, - stejného snížení environmentálních dopadů (v kategoriích celková spotřeba energie a globální oteplování) spojených se zvýšením materiálového využití plastových obalů (PET) ze 60 % hmotnosti (stav 2007) na 90 % hmotnosti a hliníkových plechovek z O % hmotnosti (stav 2007) na 90 % hmotnosti by bylo možno dosáhnout omezením spotřeby balených nealkoholických nápojů v ČR v roce 2007 o 10%. Závěry platí za předpokladů a omezení zde uvedených a je nutné je používat přesně tak, jak byly formulovány. Rovněž je nutné zdůraznit, že jsou zde popsány pouze environmentální souvislosti spojené s trhem nápojových obalů. HODNOCENÍ ENVIRONMENTÁLNÍCH DOPADU SANACÍ POMOCÍ METODIKY POSUZOVÁNÍ ŽIVOTNÍHO CYKLU Helena Burešová, Vladimír Kočí, Hana Motejlová VŠCHT Praha, Ústav chemie ochrany prostředí, Technická 5, Praha 6, helen.bures@seznam.cz Abstrakt Metoda LCA (Life cycle assessment - hodnocení životního cyklu) by mohla sloužit jako vhodný nástroj při porovnávání jednotlivých alternativních scénářů sanací kontaminovaných lokalit z hlediska jejich dopadů na životní prostředí. Pomocí této metody lze zjistit celkové environmentální vlivy sanace a posoudit veškeré materiálové a energetické vstupy, procesy a následné výstupy emisí, odpadů a kontaminantů životního prostředí. Metody hodnocení sanací založené na LCA jsou společně s ekonomickými a technickými daty využitelné při rozhodování, jak lokalitu sanovat, nebo při zjišťování, jak vylepšit environmentální efektivitu použité technologie. Práce si klade za cíl zvážit možností, výhody a nevýhody hodnocení sanačních zásahů pomocí metody LCA

9 Úvod Problematika sanací kontaminovaných lokalit nemá v české legislativě nástroj, pomocí kterého by bylo možné organizovat proces odstraňování znečištění. Řešení této problematiky je uskutečňováno pomocí metodických pokynů MŽP, zejména Metodického pokynu MŽP pro průzkum kontaminovaného území [1] a Metodického pokynu MŽP pro analýzu rizik [2], dle kterého jsou nyní stanovovány cílové parametry sanačních prací. V metodickém pokynu je uvedeno, že je vždy nutné stanovit cíle nápravných opatření a navrhnout reálné způsoby dosažení těchto cílů, tj. doporučit i vhodné technické či administrativní postupy a zohlednit finanční a časovou náročnost. Cílové parametry sanace by měly odpovídat požadovanému jakostnímu stavu sledovaného média v konkrétně definovaném místě a ve specifickém čase a musí být zdůvodněny mj. jejich reálnou dosažitelností. U kontaminovaných území, kde nelze navrhnout jednoznačné nápravné opatření, se navrhuji alternativní postupy. Navržené varianty musí být zhodnoceny ze všech relevantních hledisek, jako je účinnost, kontrolovatelnost, ekonomická a časová náročnost, rizika vyvolaná během sanace, sekundární vlivy na životní prostředí atd. Při konečném návrhu sanačních limitů je nutné kromě prostorové diverzifíkace uvažovat závažnost jednotlivých expozičních scénářů, časová hlediska a jednotlivé varianty alternativních sanačních postupů. [2] Před vydáním správního rozhodnutí, které rozhodne o konečném výběru nápravného opatření, by měla být v případě několika alternativních řešení zpracována tzv. studie proveditelnosti (dle metodického pokynu Zásady zpracování studie proveditelnosti opatření pro nápravu závadného stavu kontaminovaných lokalit [3]). Tento dokument si klade za cíl eliminovat rizika a nejistoty sanace ještě v předprojektové fázi. Měl by identifikovat a porovnat způsoby nápravného opatření, které přicházejí pro danou lokalitu v úvahu pro zajištění požadované úrovně redukce rizik z kontaminace horninového prostředí. Různé varianty nápravných opatření jsou hodnoceny každá samostatně podle mnoha kritérií, mezi nimiž se vyskytuje i kritérium C - celkový konečný efekt řešení z dlouhodobé perspektivy na lidské zdraví a složky životního prostředí na lokalitě a potenciálně dotčeném okolí [3]. Tato kategorie je ale velmi obtížně uchopitelná, protože pojem důsledky na zdraví a složky životního prostředí na lokalitě lze jen velice obtížně definovat. Hodnocení ovlivnění životního prostředí se odvíjí pouze od počátečního a konečného stavu lokality bez zohlednění průběhu sanačních prací, který může životní prostředí také ve velké míře ovlivnit. Není ustanoven jednotný nástroj, jak vlivy na životní prostředí jednotlivých alternativních scénářů sanačních prací porovnávat. Jako vhodné řešení by mohla sloužit metoda LCA (Life cycle assessment hodnocení životního cyklu). LCA je analytický nástroj, který umožňuje přehled a kvantifikaci environmentální zátěže a s ní spojené dopady během celého životního cyklu produktu, výrobku nebo služby, tzv. od kolébky do hrobu" (viz obr.1). Obr. 1 Fáze životního cyklu [4]

10 Stejným způsobem mohou být hodnoceny i sanace kontaminovaných lokalit. LCA může sloužit společně s ekonomickými a technickými daty jako pomocný nástroj při výběru nejvhodnější sanační technologie z několika alternativních scénářů. [5] Další možné využití je identifikace fází konkrétního sanačního postupu, které nejvíce zatěžují životní prostředí za účelem optimalizace procesu. Obr. 2 Schéma porovnávání primárních a sekundárních dopadů při hodnocení sanací [6, 7] Každý sanační proces sám o sobě nějakým způsobem ovlivňuje životní prostředí, způsobuje tzv. sekundární dopady. Tyto dopady mohou být na lokální i globální úrovni (lokální dopad mají například emise z použitých strojů na lokalitě, globální dopady může mít vypouštění skleníkových plynů při výrobě elektrické energie potřebné na provoz potřebných zařízení). Operace prováděné na lokalitě mohou vést k přenosu kontaminace do jiných složek prostředí, a to hlavně kvůli využívání přírodních zdrojů, materiálů a energie. Primární dopady jsou ty, které způsobuje kontaminace na lokalitě sama o sobě, a které jsou většinou lokálního charakteru (např. ekotoxicita, humánní toxicita). [7] Při reálných sanačních pracích se často stává, že předem stanovené konečné limity jsou sice splněny, ale na úkor faktu, že původně velké koncentrace škodlivých látek v relativně malém objemu jsou při sanaci zředěny do mnohem větších objemů všech složek životního prostředí. Do ovzduší se dostávají nejen emise z výroby elektrické energie a spalování nafty použitých při pracích, ale i samotné původní kontaminanty lokality, např. ve formě úniků látek do ovzduší z čištěného vzduchu při provádění ventingu. Podobné příklady lze nalézt i pro vodní (např. acidifikace a eutrofizace nepřímo způsobená výrobou energie z fosilních zdrojů, ale i vypouštění neúplně vyčištěné podzemní vody z lokality do recipientu) a půdní prostředí (chemikálie použité při oxidačněredukčních metodách nebo odvoz nejrůznějších odpadů z prací na skládky). Na obr. 2 je zobrazeno schéma porovnávání primárních a sekundárních dopadů při hodnocení sanačních projektů. Primární dopady vyjadřují samotnou kontaminaci dané lokality a její vlivy na ŽP. Sekundární dopady pokrývají negativní vlivy způsobené prováděním sanačních prací, jako jsou např. emise vzniklé dopravou, spotřebou energie nebo skládkováním, spotřeba surovin, vznik nebezpečných odpadů atd. Pokud je součet těchto dopadů a dopadů zbytkové kontaminace po ukončení sanace menší než dopady původní kontaminace, je zvolená sanační metoda z environmentálního hlediska přínosná. Většinou platí, že sanační postupy s nízkými dopady na životní prostředí (např. biologické in-situ technologie) jsou mnohem časově náročnější než rychlé postupy, které způsobují velké dopady na ŽP (např. chemická oxidace). [8] Metodika hodnocení sanací pomocí LCA

11 Metodika LCA dle standardní procedury popsaná v normách ISO [9] a ISO [10] sestává ze čtyř základních částí (viz obr. 3): Obr. 3 Rámec posuzování životního cyklu [10] 1) Definice cílů a rozsahu (Goal and scope definition) V této fázi se definuje a popisuje hodnocený produkt, proces nebo aktivita. Je stanoven kontext, ve kterém je hodnocení prováděno, určeny hranice systému a environmentální efekty, které budou použity pro hodnocení. Hranice systému jsou tam, kde životní cyklus produktu začíná a kde končí. Kde je kolébka" a kde hrob" produktu? [11] Při určování hranic systému se určují procesy, které budou ještě součástí systému. Ideálně by měla být zahrnuta všechna stadia a všechny procesy od získávání primárních surovin včetně potřebných materiálů přes samotný průběh sanace až po konečné odstranění použitého vybavení. [12] Pro sestavení studie LCA sanačního procesu lze použít následující předpoklady: a) Funkce - Jakou funkci má produkt spotřebiteli zajistit? V případě sanace je funkcí vyčištění kontaminované lokality nebo snížení rizik plynoucích ze šíření kontaminace. b) Funkční jednotka (Functional unit) - Pro potřeby studie je nutné vyjádřit funkci kvantitativně, jako tzv. funkční jednotku. Funkční jednotka je měřitelné množství funkce, kterou nám má produkt zajistit, například při posuzování nápojových obalů je jako funkční jednotka bráno určité množství nápoje, které je pro jednotlivé druhy obalů stále stejné a na které jsou jednotlivé druhy obalů vztažené (např.1,5 1 nápoje). V případě sanací může být určení funkční jednotky mírně problematické a u různých autorů se lze setkat s různými definicemi podle potřeb konkrétní studie. Funkční jednotka může být stanovena např. jako sanace určitého množství kontaminované zeminy na požadované limity [8]. c) Referenční tok (Reference flow) - Tento pojem lze vysvětlit jako množství produktu potřebného k naplnění funkce v rozsahu definovaném funkční jednotkou (např. při hodnocení obalů je pro 1,5 1nápoje referenční tok tři skleněné lahve nebo jedna plastová láhev). Definice referenčního toku u sanace může být také problematická, nejlépe jej lze ve většině případů vyjádřit jako množství kontaminované zeminy na lokalitě. 2) Inventarizační analýza (Inventory analvsis) - V rámci této fáze studie je v souladu se všemi požadavky z předchozí fáze sestaven model systému, který zahrnuje veškeré toky, a který je omezen zvolenými hranicemi. [11] Po sesbírání dat pro všechny zúčastněné procesy je vytvořeno schéma Mapující materiálové a energetické vstupy, produkty a následné výstupy emisí, odpadů a kontaminantů. Poté jsou vypočtena množství spotřeby surovin a emisí polutantů systému vztažené k funkční jednotce. Souhrnně se jedná se o informace, jaká množství jakých látek se dostávají během celého životního cyklu produktu do prostředí a jaká množství přírodních surovin byla spotřebována. Příklad schématu znázorňujícího toky a procesy sanačního čerpání je uveden na obr. 4.

12 Obr. 4 Schéma znázorňující toky a procesy sanačního čerpání 3) Hodnocení dopadů (Life cycle impact assessment) - Vlivy na životní prostředí a lidské zdraví všech toků identifikovaných v inventarizační analýze jsou v této fázi zhodnoceny a poté vhodně interpretovány. Cílem fáze hodnocení dopadů je porovnat jednotlivé toky v systému a určit, který je z hlediska dopadů na životní prostředí významnější. Výsledné environmentální dopady, jejichž součet získáme pomocí studie LCA, jsou zapříčiněny tokem látek, energií či jinými zásahy do prostředí, které vznikly při životním cyklu sledovaného produktu nebo služby, v našem případě sanace kontaminované v lokality. [9,11,12] Hodnocení dopadů se skládá z několika částí: a) Klasifikace přiřazení údajů z inventarizační analýzy k jednotlivým kategoriím dopadů. Katego dopadu lze definovat jako specifický problém v životním prostředí, jenž je způsobován lidskou činností. Každá emise látky do prostředí je dle svých účinků, které způsobuje, přiřazena konkrétní kategorii dopadu. Např. produkce NO způsobuje acidifikaci, eutrofizaci i tvorbu fotooxidantů, proto je tento parametr přiřazen těmto třem kategoriím dopadu. [9,11,12] b) Charakterizace Na základě přiřazení emisních toků jednotlivým kategoriím dopadu proveden při klasifikaci se ve fázi charakterizace provádí vyčíslení potenciálních dopadů na jednotlivé dopadové kategorie. V této fázi je schopnost látek podílet se na určité dopadové kategorii vyjádřena pomocí tzv. ekvivalentu indikátoru, tj. kolikrát více ve srovnání se zvolenou indikátorovou látkou se sledovaná látka na dopadové kategorii podílí. Emise uvedené v jednotkách objemu či hmotnosti jsou tedy převedeny na jednotlivé kategorie dopadu za použití určitých ekvivalentů indikátoru, které se nazývají charakterizační faktory. Jako příklad charakterizačního faktoru si uveďme vyjádření příspěvků skleníkových plynů ke globálnímu oteplování pomocí ekvivalentů CO2, kdy je schopnost každé lát podílet se na rozvoji klimatických změn vyjádřena pomocí množství CO2, které by způsobilo stejný dopad. Potenciál globálního oteplování CO, je roven 1 Výsledek indikátoru je číselné vyjádření dopadu hodnoceného procesu nebo produktu na zvolenou kategorii dopadu. Je to součet potenciálů dopadu všech emisí všech látek přispívajících ke konkrétní

13 kategorii dopadu. [9,11,12] Jako případ charakterizačního modelu lze uvést metodiku CML (Centrum voor Milieuwetenschapp Leiden), která je založena na midpointových indikátorech kategorií dopadu, kdy je míra poškození každé kategorie dopadu vyjadřována v ekvivalentech referenční látky vyvolávající stejnou m' poškození (viz tab.1). c) Normalizace Tato fáze studie LCA je prováděna za účelem vzájemné porovnávatelnosti výsledků. Porovnávat jednotlivé číselné rozdíly mezi různými kategoriemi dopadů není možné, neboť čísla souvisí s jinými účinky a jsou v různých jednotkách. Při normalizaci se provede vyčíslení, jak moc je celkový lidský vliv na danou dopadovou kategorii zhoršen po zavedení posuzované technologie či produktu. Referenční hodnotou výsledku indikátoru mohou být například celkové dopady způsobené v daném roce v daném regionu lidskou společností vztažené na jednoho obyvatele oblasti. Například když jsou sečteny všechny emise vzniklé při životním cyklu určitého produktu (například při provádění určitého sanačního projektu), které způsobují acidifikaci, a poté jsou vyděleny veškerými emisemi acidifikačních látek v daném regionu za sledovanou dobu (např. za jeden rok a popř. ještě vztažené na jednoho obyvatele), je získáno bezrozměrné číslo, které vyjadřuje, jak velkým podílem přispívá sledovaný produkt k veškeré acidifikaci v regionu, a jak je tedy z hlediska kategorie dopadu acidifikace náš produkt významný. 4) Interpretace životního cyklu (Life cvcle interpretation) - V této části studie je provedeno setřídění dat z předchozích fází a jejich vhodná interpretace. Součástí interpretace je zhodnocení nejistot studie, analýza citlivosti (posouzení spolehlivosti výsledků a závěrů - do jaké míry pozměnění vstupních dat nebo předpokladů pozmění konečné výsledky). Společně s výsledky by měly být prezentovány předpoklady, zjednodušení a aproximace použité ve studii LCA. Na základě výsledků by mělo být možně vybrat produkt, proces nebo službu preferované z hlediska dopadů na životní prostředí Nebezpečí použití LCA při hodnocení sanací Při použití LCA musíme mít neustále na paměti, že jde pouze o analytický nástroj sloužící k výběru produktů a služeb, které v celém životním cyklu způsobují nejmenší dopady na životní prostředí. Použití výsledků z LCA analýzy bez znalostí specifik konkrétní lokality a mnoha dalších parametrů technických, ekonomických i sociálních je stejně nevhodné jako řízení sanační činnosti pouze ohledem na ekonomickou či politickou stránku věci, anebo čistě pouze podle výsledků chemických analýz hlavních kontaminantů před a po sanaci. Aplikace metody Studie LCA jsou v našich podmínkách komplikovány také kvalitou monitoringu znečištění. Každá analýza může být přesná jen natolik, nakolik jsou přesná průzkumná data před a po provedení sanace. Tato vstupní data jsou často podhodnocována za účelem nižší nabízené ceny sanačních prací a teprve v jejich průběhu jsou čísla postupně zvyšována, aby byla následně zvýšena i cena. Pro kvalitní LCA studii je také nutné získávat data v požadovaném formátu. Zatímco v naší sanační praxi, legislativě a metodických pokynech se většinou pracuje s koncentracemi, pro studii LCA je třeba znát množství (hmotnosti nebo objemy) vstupujících a vystupujících látek. Závěr Metoda LCA by mohla sloužit jako vhodný nástroj při hodnocení environmentálních dopadů sanací a při výběru vhodné technologie z více alternativních scénářů. Lze pomocí ní identifikovat případy, kdy jsou problémy jako emise, odpady a znečištění pouze přenášeny z místa na místo". Metoda má samozřejmě jako každý analytický nástroj řadu omezení a je potřeba s ní zacházet obezřetně a získané výsledky interpretovat na základě širokých odborných znalostí. Poděkování Práce vznikla s finanční podporou Ministerstva školství, mládeže a tělovýchovy v rámci grantu MSM Použitá literatura [1] MŽP, 2005: Metodický pokyn pro průzkum kontaminovaného území. Věstník MŽP, č. 9, září 2005, [on-line: ogicke_zateze/sfile/met%20pokyn

14 %2 013.pdf] [2] MŽP, 2005: Metodický pokyn pro analýzu rizik kontaminovaného území. Věstník MŽP, č. 9, září 2005, [on- line: I F0DC7/cz/metodiky_ekologickezateze/SFILE/Met.pokyn.12.pdf] [3] MŽP, 2007: Zásady zpracování studie proveditelnosti opatření pro nápravu závadného stavu kontaminovaných lokalit. MŽP červen 2007 [4] EPA, 1993 U.S. Environmental Protection Agency. Office of Research and Development Life Cycle Assessment: Inventory Guidelines and Principals. EPA/600/R-92/245 [5] SUÉR, P., NILSSON-PALEDAL, S., NORRMAN, J., 2004: LCA for Site Remedation: A literature Rewiew. Soil&Sediment Contamination 13, [6] VOLKWEIN, S., HURTIG, H.W., KLOPFFER, W., 1999: Life cycle assessment of contaminated sites remediation. The International Journal of Life Cycle Assessment 5, [7] TOFFOLETFO, L., DESCHĚNES, L., SAMSON, R., 2005: LCA of ex-situ bioremediation of dieselcontaminated soil. The International Journal of Life Cycle Assessment, [8] CADOTTE, M., DESCHÉNES, L., SAMSON, R., 2007: Selection of a Remediation Scenario for a Dies< Contaminated Site Using LCA. The International Journal of Life Cycle Assessment [9] ISO Environmental management-life cycle assessment-principles and framework. Internationí standard ISO 14040, 2006 [1011SO Environmental management-life cycle assessment-requirements and guidelines. Internatiom standard ISO 14044, 2006 [111I3AumANN, H., TILLMAN, A.-M., 2004: The Hitch Hiker's Guide to LCA. Studentlitteratur. Lund, Sweden. [121Kočí, V., 2009: Posuzování životního cyklu. Vodní zdroje Ekomonitor spol. s.r.o., Chrudim. CHARAKTERIZACE TOXICITY ODPADŮ V METODICE POSUZOVÁNÍ ŽIVOTNÍHO CYKLU Hana Motellová, Vladimír Kočí, Tereza Sovová Vysoká škola chemicko-technologická v Praze, Ústav chemie ochrany prostředí, Laboratoř ekotoxikologie a LCA, Technická 5, Praha 6, hana.motejlova@vscht.cz Antropogenní činnost se významně podílí na zvyšování množství znečišťujících látek v životním prostředí. Mezi nejčastější kontaminanty patří kovy. Organismus je ve většině případů exponován směsím několika různých látek. Výsledné účinky směsí mohou být různorodé. Tato práce se zabývá charakterizací toxicity směsí kovů, přítomných v půdním prostředí. Účinky reálných vzorků jsou porovnávány s uměle kontaminovanými vzorky. Hodnoty získané experimentálně pomocí ekotoxikologických testů na baterii standardních organismů jsou využívány v analytické metodě Posuzování životního cyklu (L(e Cycle Assessment LCA). Tato metoda sestává ze čtyř základních fází. V této práci se soustředíme na poslední fázi, kterou je hodnocení dopadů životního cyklu výrobku (služby). Snahou je vytvoření vhodného charakterizačního profilu pro směs toxických kovů. Úvod Jedním z problémů dnešní doby je kontaminace základních složek životního prostředí. Mezi rizikové kontaminanty patří kovy. Kovy jsou ve stopových množstvích pro biotu a člověka nezbytné. Část je však od určitých koncentrací hygienicky závadná a některé i vysoce toxické. V popředí našeho zájmu je kontaminace půdního ekosystému. K tomuto znečištění přispívá nejen atmosférická depozice tuhých látek, produkovaných převážně antropogenní činností, ale i používání agrochemikálií a další vlivy současného průmyslu. Instrumentální analytické metody nám umožňují sledování série prvků až na ultrastopových hladinách ve vzorcích z životního prostředí. Neposkytnou nám však informace ohledně účinků polutantů na růst, vývoj a reprodukci organismů, které jsou nedílnou součástí našeho životního prostředí. K odhadu možného toxického působení na biocenózu půd a vodních toků slouží testy ekotoxicity. Jedná se o nespecifické metody, zahrnující celkové toxické účinky všech přítomných látek ve vzorku. Hlavní předností těchto testů je rychlé, dostatečně informativní a ekonomické zhodnocení vzorků. Výsledky testů ekotoxicity jsou využitelné v analytické metodě posuzování životního cyklu (Life Cycle

15 Assessment LCA). LCA hodnotí environmentální dopady lidských produktů s ohledem na jejich celoživotní cyklus. Množství emisí uvolněných během životního cyklu lidských produktů je promítnuto do možných vlivů na přírodní ekosystémy. Právě toto převedení na možné dopady V životním prostředí je hlavní myšlenkou analýzy LCA. Cílem této studie je propojení experimentálních metod ekotoxikologických testů s analytickou metodou hodnocení environmentálních dopadů. Metodika hodnocení dopadů životního cyklu Analytická metoda LCA popsaná blíže v normách ISO [1] a ISO [2] sestává ze čtyř základních fází: definice cílů a rozsahu, inventarizace, hodnocení dopadů a interpretace. V popředí našeho zájmu je předposlední fáze hodnocení dopadů životního cyklu (Life Cycle Impact Assessment - LCIA). Tato část zpracovává soubor výsledků z inventarizační analýzy a probíhá ve třech krocích. Výstup z inventarizace tvoří ekovektor produktu, což je soubor dat shrnující vyčíslení materiálových a energetických toků přestupující hranice produktového systému. Ekovektory jsou převedeny na hodnoty vystihující rozsah zasažení konkrétních problémů životního prostředí. Za tímto účelem byl definován seznam kategorií dopadu. Kategorie dopadu reprezentují odpovídající dopady na životní prostředí. Mezi základní kategorie dopadu patří úbytek neobnovitelných zdrojů, globální oteplování, úbytek stratosférického ozónu, humánní toxicita, acidifikace, vznik fotooxidantů, ekotoxicita a eutrofizace. Výsledky z inventarizační analýzy jsou přiřazeny vybraným kategoriím dopadu. Tento krok se označuje jako klasifikace. Další částí LCIA je charakterizace, zde dochází k modelování jednotlivých dopadů emisí elementárních toků, které mají podíl na rozvoji vybrané kategorie dopadu. Výstupem z charakterizace je soubor výsledků indikátorů kategorií dopadu označovaný jako charakterizační profil. Indikátor kategorie je měřitelná veličina s definovanými jednotkami. Ukazuje nám, jak velkou měrou se posuzovaný systém podílí na rozvoji kategorie dopadu. Součástí tohoto kroku je výběr vhodného charakterizačního modelu. Charakterizační modely jsou dvojího druhu, a to na midpointové úrovni a endpointové úrovni. Zaměříme se na endpointové charakterizační modely, které jsou založené na měřitelných vlastnostech látek. Vztahy mezi elementárními toky a indikátory kategorií jsou odvozovány z přírodních zákonitostí. K tomu, abychom byli schopni vyčíslit míru působení jednotlivých elementárních toků na kategorie dopadu, je třeba určit charakterizační faktor Y (CF). To je tabelovaná hodnota pro jednotlivé látky. Výpočet výsledku indikátoru kategorie dopadů lze poté vyjádřit následujícím vztahem: Vi, XY= CFi, XY * mi V i, XY CFi, XY mi je výsledek indikátoru kategorie por elementární tok i a kategorii dopadu XY je charakterizační faktor pro látku i a kategorii dopadu XY je množství elementárního toku látky i (obvykle hmotnost) Pokud je látka vypouštěna do prostředí v několika emisních tocích pak se rovnice vyčíslí následujícím způsobem: Vi, XY= CFi, XY *Ʃ mi Pokud se na vzniku kategorie dopadu podílí více látek současně, pak výsledek indikátoru kategorie odpovídá součtu výsledků indikátorů kategorií všech zúčastněných látek. Posledním krokem fáze hodnocení dopadů je normalizace. V této etapě jsou převedeny výsledky indikátorů kategorií na bezrozměrné hodnoty, vztažením výsledku indikátoru kategorie k referenční hodnotě výsledku indikátoru kategorie, který má stejnou jednotku. Výsledkem je bezrozměrna hodnota, vyjadřující velikost podílu na referenčním výsledku indikátoru kategorie, který vyjadřuje náš výsledek indikátoru kategorie. [3] [4] Určení charakterizačních faktorů Spojení experimentálních metod ekotoxikologických testů s metodikou LCA je možno realizovat právě ve výše popsané části hodnocení dopadů životního cyklu. Zaměříme se na kontaminaci půdního ekosystému. Jako hlavní kontaminanty v našich směsných vzorcích jsou kovy. Vzorky zeminy pocházejí z průmyslové a zemědělské oblasti ve středních Čechách na Příbramsku, kde v půdě nalezneme rozmanitou řadu kovů v

16 nemalých koncentracích obzvláště v průmyslové zemině. Budeme se zabývat kategorií dopadu Ekotoxicita. Našimi elementárními toky jsou jednotlivé kovy. Jako charakterizační model jsme zvolili CML2001. Míra poškození kategorie ekotoxicita je v metodice CML2001 vyjadřována v ekvivalentech referenční látky vyjadřující stejnou míru poškození [1]. Touto referenční látkou pro kategorii dopadu ekotoxicita byl zvolen 1,4 dichlorbenzen. Tato metodika rozlišuje charakterizační faktory pro různé ekosystémy z důvodů odlišnosti mechanismů transportu, biodegradace i účinku. Pro terestrický ekosystém je charakterizační faktor označen TETP a je rozdělen pro průmyslové' využívanou půdu a zemědělskou půdu. Charakterizační faktory jsou vypočítány pomocí součinu faktoru přenosu a degradace látek v prostředí (FF), který představuje podíl látky přenesené od emisního zdroje do složky prostředí, kde působí toxicky, a faktoru účinku (EF), který prezentuje účinek látky na organismy, za koncentrací, kterým jsou vystaveny [5]. Určení faktorů transportu a degradace elementárních toků je v CML2001 realizováno na základě modelu USESLCA [3]. Charakterizační faktory si v naší studii rozdělíme na tabelovaný charakterizační faktor a na vypočítaný charakterizační faktor. Tabelovaný charakterizační faktor můžeme odvozovat dvěma způsoby. První způsob využívá pro získání elementárních toků kovů celkového rozkladu vzorku půdy. Jedná se o rozklad pomocí anorganických kyselin. Mineralizací tak zahrneme do finálních účinků i účinky kovů které jsou pro organismy nedostupné a nepodílejí se pak na toxickém působení. Druhý způsob využívá standardizované metodiky sekvenční extrakce BCR. Jedná se o extrakci, která probíhá ve třech krocích různě silnými extrakčními činidly. Pomocí této metody jsme schopni odhadnout podíly kovů, které jsou dostupné pro organismy [6]. Jednotlivé extrakty jsou analyzovány instrumentální metodou ICP-AES. Tabelovaný charakterizační faktor jsme schopni zjistit z tabulek přístupných na internetových stránkách Centra životního prostředí univerzity v Leidenu, kde vznikla metodika CLM 2001, nebo pomocí softwarové databáze GaBi 4 (PE INTERNATIONAL, Německo). Počáteční emisní jednotka je pro nás vzduch, jelikož vzorky půdy jsou odebírány z hloubky 10 cm, jedná se tedy o kontaminaci způsobenou převážně spadem prachových částic. Charakterizační faktory si vyhledáme pro všechny kovy, které se podílejí na vzniku kategorie dopadu ekotoxicita. Jejich hmotnostní toky odvodíme pomocí výše popsaných postupů mineralizace nebo sekvenční extrakce BCR. Zjištěná množství kovů (elementární toky) a charakterizační faktory použijeme pro výpočet výsledku indikatoru kategorie dopadu ekotoxicíta. Jelikož vzorek půdy obsahuje více kovů, které se podílejí na kategorii dopadu ekotoxicita, je nutné provést výpočet pro každý kov. Vyhodnotíme výsledek indikátoru kategorie dopadu součtem dílčích výsledků indikátoru kategorie. V tomto případě nezahrnujeme do výpočtu možné interakce jednotlivých elementárních toků. Pouze provádíme sumu příspěvků jednotlivých kovů. Obr.1 Schéma získání tabelovaného charakterizačního faktoru Vypočítaný charakterizační faktor získáme pomocí sady ekotoxikologických testů. Ekotoxikologickým testem jsme schopni zahrnout účinky všech znečišťujících látek ve zkoumaném vzorku. Využijeme dva druhy testů ekotoxicity. První jsou určeny pro aquatické prostředí (vodný výluh pevného odpadu) v souladu s vyhláškou č. 294/2005 Sb. [7] a Metodickým pokynem odboru odpadů ke stanovení ekotoxicity odpadů [8]. Odpadový materiál je na základě vsádkových loužicích testů zařazen do jednotlivých tříd vyluhovatelnosti. Druhé testy, provedené přímo na pevném vzorku, jsou určeny pro terestrické prostředí. Použitím kontaktních terestrických testů odstraníme nedostatky aquatických testů s vodným výluhem, které jsou zakotveny v české legislativě. Jedná se o nevystihnutí účinků kontaminantů, které mohou být ve vodném výluhu nerozpustné, nebo nasorbované na pevných čisticích, a tím se stávají pro organismy

17 nedostupnými. Testy na vodném výluhu budou prováděny se standardními organismy, jako jsou perloočky (Daphnia magna) a hořčice bílá (Sinapis alba), a testy na pevném vzorku na salátu setém (Lactuca sativa), chvostoskocích (Folsomia candida) a roupicích (Enchytraeus crypticus). Nejprve budou provedeny testy toxícity s referenční látkou 1,4-dichlorbenzenem. Výstupem z výše zmíněných testů pro nás bude toxikologický index vypočítaný nebo určený pro referenční látku. K němu přiřadíme tabelovanou hodnotu charakterizačního faktoru pro 1,4- dichlorbenzen, která se rovná jedné. V další části výzkumu budou provedeny testy se vzorkem půdy a jejím vodným výluhem. Zvolíme si vhodnou koncentrační řadu pro zjištění například efektivní koncentrace. Výstupem z každého provedeného testu bude jeden toxikologický index. Tuto hodnotu vztáhneme k experimentálně zjištěné hodnotě 1,4 dichlorbenzenu pro daný organismus. Získáme tak charakterizační faktor pro náš vzorek zeminy odvozený od charakterizačního faktoru referenční látky. Díky němu jsme schopni dopočítat výsledek indikátoru kategorie dopadu. Tímto způsobem získaný charakterizační faktor můžeme porovnat s charakterizačními faktory získanými pomocí tabelovaných hodnot. Zároveň můžeme porovnat i výsledky indikátorů kategorie dopadu. Obr. 2 Schéma získání vypočítaného charakterizačního faktoru Závěr Jak již bylo zmíněno, cílem této studie je snaha propojit analytické nástroje metodiky LCA s experimentální ekotoxikologií a pomocí tohoto propojení usnadnit charakterizaci odpadů v metodice LCA s použitím nového přístupu k odvozování charakterizačních faktorů. Prostřednictvím těch nových charakterizačních faktorů vystihnout vzorek odpadu jako celek. Účelem je vyjádřit účinky všech kontaminantů obsažených v daném vzorku odpadu, nikoli separovat jednotlivé příspěvky elementárních toků a na závěr sumarizovat výsledky indikátorů kategorie dopadu ekotoxicita. Vypočítané charakterizační faktory postihují interakce mezi kontaminanty, v našem případě možné synergické a antagonistické vlivy jednotlivých kovů obsažených ve zkoumaném vzorku zeminy. Zároveň bude možné porovnat hodnoty charakterizačních faktorů, které byly odvozeny rozdílnými způsoby. Výsledky indikátorů kategorie dopadu ekotoxicita, které k výpočtu využívají tabelované hodnoty charakterizačních faktorů, a elementární toky získané celkovým rozkladem zeminy budou odlišné od hodnot získaných z prvního kroku sekvenční extrakce BCR. V první fázi extrakce BCR dochází vlivem mírného snížení ph na hodnotu 5 k rozpuštění karbonátové frakce a tedy uvolnění stopových množství kovů vázaných v krystalových strukturách karbonátů [9]. Kovy jsou považovány za biodostupné. Zatímco u rozkladu vzorku zeminy anorganickými kyselinami získáme celkovou koncentrací stopových prvků, která neposkytuje žádné informace o jejich boidostupnosti. Dále bychom rádi upozornili na nedostatky v české legislativě, která hodnotí nebezpečnou vlastnost Ekotoxicitu H 14 pouze pomocí vodného výluhu. Tyto nedostatky lze odstranit upřednostněním kontaktních terestrických testů, kdy organismus přichází do styku přímo se vzorkem odpadu. Postupem času je snahou aplikovat tuto metodiku i na další druhy odpadu kontaminované nejen kovy. Poděkování Práce vznikla s laskavou finanční podporou Ministerstva školství, mládeže a tělovýchovy grantem MSM Použita literatura

18 [1] ČSN EN ISO Environmentální management Posuzování životního cyklu Zásady a osnova, ČNI 2006 [2] ČSN EN ISO Environmentální management Posuzování životního cyklu Požadavky a směrnice, ČNI 2006 [3] Kočí, V.: Posuzování životního cyklu Life Cycle Assessment LCA. Vodní zdroje Ekomonitor spol. s.r.o., Chrudim, 2009 [4] GUINÉE, J.B. (ED.), GORRÉE, M., HEUUNGS, R., HUPPES, G., KLELIN, R., DE KONING, A., VAN OERS, L., WEGENER-SLEESWIJK, A., SUH, S., UDO DE HAES, HA., DE BRULIN, J.A., VAN DUIN, R., HUUBREGTS, M.A.J.: Handbook on Life Cycle Assessment: Operational Guide to the ISO Standards. Kluwer Academie Publishers, 2002 [5] HAYE, S., SLAVEYKOVA, PAYET, J.: Terrestrial ecotoxicity and effect factors of metals in life cycle assessment (LCA), Chemosphere, 68, 2007, [6] FILGUEIRAS, A.V., LAVILLA, I., BENDICHO, C.: Chemical sequential extraction for metal partitioning in environmental solid samples. Journal of Environmental Monitoring, 4, [7] MŽP č. 294/2005 Sb.: Vyhláška o podmínkách ukládání odpadů na skládky a jejich využívání na povrchu terénu a změně vyhlášky č. 383/2001 Sb., o podrobnostech nakládání s odpady, v platném znění [8] MŽP (2007): Metodický pokyn odporu odpadů ke stanovení ekotoxicity odpadů [9] EULER, V.: Aplikace loužicích metod a jejich interpretace, Moderní analytické metody v geologii, VŠCHT Praha, 2008 APLIKACE COST-BENEFIT ANALÝZY V OBLASTI VÝROBY ELEKTRICKÉ ENERG Jan Melichar Centrum pro otázky životního prostředí Univerzity Karlovy v Praze, José Martího 407/2, 162 OO Praha 6, jan.melichar@czp.cuni.cz 1. Úvod Analýza nákladů a užitků (Cost-Benefit Analysis, CBA) je důležitý ekonomický nástroj, který sleduje ekonomickou efektivnost možných alternativ posuzovaného projektu, ať už v soukromém nebo veřejném sektoru. CBA je důležitá zvláště při posuzování projektů, které mají vysoké náklady, a těch, které působí významné environmentální škody a také škody na lidském zdraví. V ekonomické terminologii mluvíme o externích nákladech. V tomto ohledu není sektor energetiky výjimkou. Energetika patří mezi hlavní uživatele přírodních zdrojů, které jsou omezené a vzácné. Ekonomická vzácnost implikuje to, že realizace jednoho projektu vylučuje realizaci projektu jiného. Z toho důvodu by mělo být zajištěno, že projekty v energetice poskytují ekonomice a společnosti významné přínosy s minimem škodlivých dopadů na životní prostředí. CBA je nástroj, který právě umožňuje srovnání společenských nákladů a přínosů, a podle této analýzy lze určit, která alternativa projektu je z hlediska ekonomické efektivnosti nejvýhodnější [1], [2]. V tomto příspěvku byla využita CBA s korekcí externích nákladů pro ekonomické vyhodnocení obnovy tepelné uhelné elektrárny modernějšími technologiemi na výrobu elektrické energie v ČR. Oproti stávající technologii využívající granulační kotle, byly hodnoceny 4 varianty retrofitu: fluidní spalování, kombinovaný cyklus integrovaného zplynění, fluidní systém spoluspalování hnědého uhlí a biomasy a kombinovaná výroby elektřiny a tepla. Nejvyšší čisté společenské přínosy jsou spoj s variantou kombinované výroby elektrické energie a tepla. 2. Vymezení scénářů projektu Předmětem CBA bylo posouzení ekonomické efektivnosti obnovy bloků tepelné uhelné elektrárny na konci její životnosti v prostředí České republiky. Cílem této modernizace je zvýšení energetické účinnosti výroby elektrické energie a snížení emisí oxidu uhličitého. Jako referenční scénář (REF) zvolen stávající hnědouhelný blok s granulačním kotlem. Jako další projektové alternativy byly vybrány čtyři technicky a ekonomicky realizovatelné varianty:

19 (i) Projektová alternativa 1: fluidní kotel spalující hnědé uhlí (FBC brown), (ii) Projektová alternativa 2: kombinovaný cyklus integrovaného zplynění spalující černé uhlí (IGCC), (iii)projektová alternativa 3: fluidní systém spoluspalování hnědého uhlí a biomasy (FBC biomass), (iv) Projektová alternativa 4: kombinovaný systém výroby elektřiny a tepla využívající hnědé uhlí(chp). Další technické požadavky nejsou nutné, všechny projektové alternativy budou využívat existující technickou infrastrukturu a připojení k elektrické síti. Také není vyžadován další zábor pozemků. Aby jednotlivé varianty byly srovnatelné, je předpokládán stejný časový horizont, a to 40 let. Je předpokládané také konstantní plné zatížení hodin za rok. Technické parametry referenční a projektových alternativ jsou přiblíženy v tabulce 1. Porovnání projektových alternativ s referenčním scénářem bylo realizováno přírůstkovým způsobem. Prvně byly změřeny celkové dopady (přínosy a náklady) pro všechny projektové alternativy (včetně referenčního scénáře). Zadruhé byl vypočítán rozdíl mezi každou projektovou alternativou a referenčním scénářem, tím byly zjištěny dodatečné dopady projektu. Tabulka 1 Technická specifikace referenční a projektových alternativ Alternativa Akronym Technologie Palivo Čištění spalin Čistá kapacita (MWe) Referenční REF Alternativa 1 FBC brown IGCC Alternativa 2 Alternativa 3 Alternativa 4 FBC biomass CHP granulační kotel hnědé uhlí (práškové) fluidní spalování hnědé uhlí FGD, de NOx, prach de SOx 1x300 Čistá tepelná učinnost (%) 37 2x kombinovaný cyklus integrovaného zplynění práškový kotel černé uhlí de SOx, de NOx 1x hnědé uhlí, biomasa hnědé uhlí de SOx 2x FGD, de NOx, elelctrostat. odlučovač 300 (MWe) (MWth) 0.77 uhelný kotel+parní turbína Emise CO2 (t/mwh) Dotčené subjekty Co se týče geografického měřítka, CBA byla uvažována na globální úrovni. Důvodem volby globální perspektivy bylo zahrnutí dopadů souvisejících se změnou klimatu v důsledku emisí skleníkových plynů. Dále byly identifikovány dvě hlavní skupiny, které budou pravděpodobně dotčeny každou projektovou alternativou. Jako první skupina byl uvažován soukromý sektor, tzn. energetická společnost, která je zodpovědná za modernizaci existující elektrárny. Energetická společnost je jednak příjemcem přínosů prodejů elektrické energie) a také je subjektem, který nese náklady (investiční, fixní a variabilní). Další dotčenou skupinu představuje životní prostředí. V tomto případě se jedná o přínosy, dopady na lidské zdraví a ekosystémy, kterým je možné se vyhnout, protože projektová alternativa má lepší emisní profil v porovnání s referenčním scénářem. Na druhou stranu, je nutné započítávat externí náklady projektové alternativy, která má škodlivější dopady na lidské zdraví a životní prostředí, než je tomu u referenčního scénáře. 4. Kategorizace dopadů a výběr měřitelných indikátorů Pro každou projektovou alternativu, včetně té referenční, byly zvoleny odpovídající indikátory, které Měří změnu dopadů. V tomto smyslu byly uvažovány tři hlavní kategorie dopadů:

20 - ekonomické dopady, dopady na lidské zdraví, environmentální dopady. V případě přínosů byly uvažovány jak monetární (v penězích vyjádřené) dopady, tak i nemonetární dopady. Souhrn uvažovaných přínosů je prezentován v boxu 1. Box 1 Kategorie dopadů na straně přínosů Přínos Typ Popis Dotčená skupina/geografické hledisko Peněžní Příjmy Příjmy z prodeje elektrické energie a tepla Energetické společnost/národní úroveň Nepeněžní Kvantitativní Kvantifikovatelné a peněžně ocenitelné přínosy vztažené k lidskému zdraví a životnímu prostředí (zamezené externí náklady) Životní prostředí /národní, evropská a globální úroveň Strana nákladů byla vymezena podobným způsobem jako strana přínosů. Opět byly rozlišeny j dopady monetární, tak i nemonetární. Opět box 2 popisuje kategorie dopadů na straně nákladů. Box 2 Kategorie dopadů na straně nákladů Přínos Typ Popis Peněžní Investiční náklady Náklady na projekci, instalaci, výstavbu zařízení, konzultace Fixní náklady Náklady na údržbu a administrativní náklady Variabilní náklady Palivové náklady Kvantitativní Externí náklady vztažené ke škodlivým efektům na lidské zdraví a životní prostředí Nepeněžní Dotčená skupina/geografické hledisko Energetické společnost/národní úroveň Životní prostředí /národní, evropská a globální úroveň 5. Predikce dopadů po celou dobu životnosti zařízení Časový horizont projektu byl stanoven na 40 let, rok 2005 byl definován jako počáteční rok výroby. Ekonomické údaje o příjmech, investičních, fixních a variabilních nákladech pocházely z projekce OECD [3]. Příjmy a náklady byly přímo pořízeny v peněžním vyjádření. Dopady na lidské zdraví a životní prostředí byly odhadnuty modelem EcoSenseWeb V Monetarizace dopadů (nákladů a přínosů) Všechny definované dopady byly následně vyjádřeny v peněžních jednotkách. Jak přínosy tak náklady byly vyjádřeny v EUR roku 2005 v reálných hodnotách. Jako deflátor byl použit index spotřebních z databáze OECD ( V případě, že byly hodnoty vyjádřeny v US $, jejich konverze na EUR byla provedena pomocí tržního směnného kurzu, který byl také dostupný z databáze OECD. Tabulka 2 představuje soukromé náklady a příjmy pro každou uvažovanou projektovou alternativu včetně referenčního scénáře. Investiční náklady jsou vyjádřeny jako základní investiční náklady (overnight construction costs). Další hodnoty jsou určeny jako roční náklady nebo příjmy.