För sammanslagen miljöpåverkan från samtliga system, se Figur 17. SK:Enz beräknas ha lägst miljöpåverkan följt av SK:Ace, SV:Ace och SV:Enz, i den ordningen.
Figur 17. Normaliserad jämförelse av miljöpåverkan mellan referenssystem undersökta s
För jämförelse med andra studier specificeras CC och CED i Tabell X. Tabellen visar polymerproduktionsfasen för undersökt scenario med olika produktionsmetoder där lägsta påverkan fetmarkeras.
Tabell X. CC och CED för polymerproduktionsfas.
7 Diskussion
En miljöpåverkansbedömning är baserad på en relativ strategi där val av metod, antaganden samt inkludering och exkludering kan påverka resultat anmärkningsvärt.
Produkter och ämnens samspel och slutliga miljöpåverkan är komplex och av den anledningen understryks att resultaten i studien inte bör användas för att för att hävda storlek av miljöpåverkan, påverkan på tröskelpunkter eller hälsorisker förknippat med material. Faktorer som påverkar resultatens osäkerhet är exempelvis att inga specifika värden för PHA hittats inom SimaPro samt att beräkningar som utförts för PHA-produktion är baserad på en teoretisk beräkningsmodell.
Miljöpåverkan från de system som använder cyklohexanon beräknas öka med 30 % jämfört med referenssystemet. Det gör att systemen ur ett effektiviseringsperspektiv
FAKTOR ENHET REF. SV:ACE SV:CYC SV:ENZ SK:ACE SK:CYC SK:ENZ
CC kg CO2 ekv 1980 3590 65300 104 2600 63400 -1800
CED GJ 74,6 125 1770 -12,9 114 1750 -36,6
32
inte är lika intressanta som övriga system. Det största problemet med produktionsmetoderna identifieras som mängd cyklohexanon som krävs i extraktionsprocessen. Beräkningsresultaten för övriga undersökta system indikerar att miljöpåverkan från sugrör av PHA ligger någonstans mellan -2 % och 2 % av miljöpåverkan från PP-sugrör samt att effektivisering av den ursprungliga produktionsmetoden är möjlig. En lägre fermenteringstemperatur beräknas ge en lägre total miljöpåverkan med konsekvensen att vätgasproduktionen sjunker.
Extraktion med enzymer och homogenisering beräknas ge en sänkning av CED till en lägre nivå än för referenssystemet. Även om den totala miljöpåverkan inte förändras med mer än med 3 % jämfört med PP är valet av extraktionsmetod avgörande för om PHA-sugröret ska påverka utarmning av fossila resurser mer eller mindre än vad referenssystemet gör. Den största påverkande faktorn gällande CED beräknas vara kemikalieframställning som motsvarar cirka 90 till 97 % av den totala energiåtgången för systemen som extraherar med aceton och metanol. På grund av det rekommenderas att kemikalieanvändning och dess miljöpåverkan undersöks noggrant vid undersökning av PHA-produktionsanläggningar i framtida studier.
Resultaten i denna studie är platsspecifika för Gruvöns bruk och de parametrar som bidrar med en miljölättnad beror delvis på att befintlig slamavvattning effektiviseras vid implementering av PHA-produktionsanläggningen samt att förbränningen av slammet producerar värme- och elenergi som sedan återanvänds i processen.
Anledningen till att produktion inom Central- och Västeuropa beräknas vara mer fördelaktigt ur ett miljöperspektiv, gällande undersökt scenario SV:Ace, är för att systemet producerar energi. Då europeisk elmix har högre miljöbelastning än svensk elmix, leder det till en högre undviken miljöbelastning. På grund av det rekommenderas placering av PHA-anläggningar i länder med låg miljöbelastning för energiproduktion om anläggningen beräknas kräva energi. I annat fall, där en PHA-produktionsanläggning istället beräknas generera energi, kan placering inom länder med hög miljöpåverkan från energiproduktion med fördel undersökas. Transporter påverkar slutresultatet till viss del även om fördelningsanalysen visar att fasen är liten i förhållande till övriga faser i livscykeln. Om transport i framtida studier planeras med båt, flyg eller lastbil bör dess effekt på miljöbedömningen undersökas.
Resultaten i studien skulle se annorlunda ut för andra produkter. Möjligtvis kan likheter dras till andra formsprutade engångsprodukter men inte i övriga fall, där produkter exempelvis återanvänds eller materialåtervinns, rekommenderas en ny livscykelanalys.
Fördelningsanalyserna visar att de avgörande faktorerna i sugrörets livscykel är produktion och sluthantering. För PP-produktionen är den styrande miljöfaktorn MET som representerar cirka 90 % av den totala miljöpåverkan för materialet. På grund av det rekommenderas att faktorn tas i beaktan vid jämförande livscykelanalyser. Den största förändringen av miljöfaktor vid den relativa jämförelsen var ME som minskade med cirka 1200 %. Anledningen till minskningen är att PP-sugrören beräknar öka marin övergödning med ungefär 0,5 kg N-ekv/ton
33
medan PHA-sugrören beräknar minska marin övergödning med cirka 6 kg N-ekv/ton. Faktorerna påverkar dock inte det slutliga resultatet märkvärt.
För jämförelse med andra studier återfinns ingen livscykelanalys över sugrör från PHA. Det närmaste som hittats är en studie av Boonniteewanich m.fl. (2014) som utfört en livscykelanalys över klimatpåverkan från sugrör där en blandning av PBS/PLA jämförts med PP. Studien undersöker hela produktens livscykel och har liknande antaganden och avgränsningar som denna studie. Slutresultatet var en klimatpåverkan på cirka 3000 till 4500 kg CO2-ekv per ton PBS/PLA-sugrör samt 6500 till 7700 kg CO2-ekv per ton PP-sugrör. I den här studien erhölls ett resultat för systemen SV:Ace, SK:Ace, SV:Enz och SK:Enz på ungefär -200 till 5100 kg CO2-ekv per ton PHA-sugrör samt 5700 kg CO2-ekv per ton PP-sugrör. Skillnader mellan studierna är att Boonniteewanich m.fl. (2014) inte undersökt restprodukter, att PBS/PLA är ett annat material än PHA samt att metoden business to consumer model (B2C) använts istället för Recipe Midpoint (h). På grund av dessa skillnader är det svårt att göra en jämförelse för påverkan från produktens livscykel mer än båda studierna tyder på potential till att sugrör från biologiskt nedbrytbar bioplast kan ha en lägre klimatpåverkan än sugrör från PP.
För jämförelse mellan miljöpåverkan från produktion av material, se Tabell XI. De ursprungliga scenarierna i den här studien är fetmarkerade. Resultaten visar att de flesta fall av PHA-produktion har högre klimatpåverkan och energiåtgång för själva produktionsfasen av polymer. Tabellen visar också att materialets påverkan sjunker med föreslagna effektiviseringsåtgärder som representeras av system SK:Ace, SV:Enz och SK:Enz. Variationerna SV:Cyc och SK:Cyc utesluts ur jämförelsen då produktionsmetoden inte anses vara en potentiell effektivisering av PHA-produktionen.
Tabell XI. Jämförelse av klimatpåverkan och energianvändning vid polymerproduktion.
Då systemgränsen förlängdes till att omfatta hela livscykeln beräknades klimatpåverkan till mellan – 0,2 och 5,1 kg CO2-ekv/kg samt CED till mellan -7,2 och 152 MJ/kg för PHA-sugrör beroende på val av produktionsmetod. För PP-sugröret beräknades klimatpåverkan till 5,7 kg CO2-ekv/kg och CED till 99,4 MJ/kg.
Efter inkludering och normalisering av samtliga undersökta miljöfaktorer utökades miljöbelastningen anmärkningsvärt för PP-produkten.
PHA (Fernandez Dacosta 2018) 4,5-6,2 120-190
PHA (Harding m.fl. 2007) 2,6 44,7
PP (Boonniteewanich m.fl. 2014) 1,439
PP (PlasticsEurope 2019) 1,63 77,1
PP (Referenssystem)* 1,98 74,6
*: System undersökta i denna studie.
34
8 Slutsats
I de fall där enbart klimatförändring och energianvändning från materialproduktion undersöks ser det ut som att bioplasten har liknande eller högre miljöpåverkan än den fossilbaserade plasten. Vid expansion av systemgränser och miljöfaktorer tyder dock resultaten på att PP har en markant högre påverkan än PHA. De största påverkande faktorerna beräknas vara marin ekotoxicitet och sötvattenekotoxicitet från produktion av PP vilket står för cirka 85 % av den totala miljöpåverkan för produkten. Värt att poängtera är också att resultaten är platsberoende och produktspecifika. Viss likhet uppskattas kunna dras till liknande engångsprodukter från samma bruk medan en ny studie rekommenderas i övriga fall. Osäkerheten i att använda LCA som verktyg för miljöbedömning är stor och med ytterligare faktorer så som brist på liknande studier, teoribaserade beräkningar samt brist på data gällande miljöpåverkan och PHA-produktion är det också viktigt att poängtera att resultaten i studien bör ses som en indikation på potential snarare än resultat för total miljöpåverkan för respektive ämne.
Slutsatsen som dras av arbetet är att PHA från varma restströmmar har potential till att ersätta engångsprodukter av PP på ett miljöhållbart sätt. Det kan vara en möjlig lösning till att fortsätta producera engångsprodukter som berörs av plastförbudet samt att lätta på en del av problematiken med utarmning av fossila resurser beroende på val av extraktionsmetod. Mer studier gällande möjliga användningsområden samt en småskalig pilotanläggning på Gruvöns bruk rekommenderas som vidare steg i att utforska potentialen av PHA från restströmmar.
9 Framtida studier
För framtida studier rekommenderas följande:
• Livscykelanalys med samma mål och omfattning men med annan LCA-programvara. Dels för att undersöka om det finns bättre rådata för PHA samt att se om liknande slutsatser kan dras med ett annat program.
• Att undersöka andra produkter än sugrör. Om fler engångsprodukter undersöks så kan resultaten med fördel jämföras med resultaten i denna studie för att skapa en mer komplett bild av materialets miljöpåverkan.
• Att analysera effekterna från annan avfallshantering av slam inom PHA-produktion samt hur resultaten varierar om befintlig slamavvattning sker till en annan torrhalt.
• En pilotanläggning på plats för att få mer tillförlitliga data gällande energi- och massflöden från produktion. Beräkningsmodellen som byggts i detta examensarbete kan med fördel valideras med verkliga data och återanvändas.
35
10 Referensförteckning
Bengtsson, S., Werker, A., Christensson, M. & Welander, T. (2008). Production of polyhydroxyalkanoates by activated sludge treating a paper mill wastewater.
Bioresource Technology, 99(3), 509–516.
doi:10.1016/j.biortech.2007.01.020.
Bhuwal, A. K., Singh, G., Aggarwal, N. K., Goyal, V. & Yadav, A. (2013). Isolation and Screening of Polyhydroxyalkanoates Producing Bacteria from Pulp, Paper, and Cardboard Industry Wastes. International Journal of Biomaterials, 2013 1–10. doi:10.1155/2013/752821.
Boonniteewanich, J., Pitivut, S., Tongjoy, S., Lapnonkawow, S. & Suttiruengwong, S. (2014). Evaluation of Carbon Footprint of Bioplastic Straw Compared to Petroleum based Straw Products. Energy Procedia, 56 518–524.
doi:10.1016/j.egypro.2014.07.187.
Braunegg, G. & Koller, M. (2014). Production and Use of Polyhydroxyalkanoates.
Presenterad vid Bioplastics Opportunities for the Future, Gradec, Slovenia, ss.45.
Cengel, Y. A. & Boles, M. A. (2015). Thermodynamics - An Engineering Approach.
Eight Edition in SI-units. New York: McGraw-Hill Education.
Chen, G.-Q. (2009). A microbial polyhydroxyalkanoates (PHA) based bio- and materials industry. Chemical Society Reviews, 38(8), 2434.
doi:10.1039/b812677c.
Chen, G.-Q. & Wu, Q. (2005). The application of polyhydroxyalkanoates as tissue engineering materials. Biomaterials, 26(33), 6565–6578.
doi:10.1016/j.biomaterials.2005.04.036.
Dietrich, K., Dumont, M.-J., Del Rio, L. F. & Orsat, V. (2017). Producing PHAs in the bioeconomy — Towards a sustainable bioplastic. Sustainable Production and Consumption, 9 58–70. doi:10.1016/j.spc.2016.09.001.
Engineering ToolBox (2001). Engineering ToolBox.
https://www.engineeringtoolbox.com/ [2020-05-1].
Europeiska kommissionen (2019). Circular Economy: new rules on single-use plastics. European Commission - European Commission.
https://ec.europa.eu/commission/presscorner/detail/en/IP_19_2631 [2020-05-14].
Eurostat (2020). Municipal waste statistics - Statistics Explained.
https://ec.europa.eu/eurostat/statistics-explained/index.php?title=Municipal_waste_statistics [2020-04-23].
Fernandez Dacosta, C. (2018). Alternative sources of fossil carbon: Ex-ante assessment of novel technologies using waste as a source. Utrecht University.
GaBi (2020). Life Cycle Assessment LCA Software. http://www.gabi-software.com/sweden/index/ [2020-05-24].
Goedkoop, M., Heijungs, R. & Huijbregts, M. (2009). Report I: Characterisation, 132.
Guo-Qiang Chen (2010). Industrial production of PHA. In Plastics from Bacteria:
Natural Functions and Applications, 121–132.
Hagelqvist, A., Karlstads universitet & Avdelningen för energi- miljö- och byggteknik (2009). Forest industry sludge as a resource for energy recovery.
36
Faculty of technology and Science, Environmental and energy systems, Karlstads universitet Universitetstryckeriet), Karlstad.
Harding, K., Dennis, J., Vonblottnitz, H. & Harrison, S. (2007). Environmental analysis of plastic production processes: Comparing petroleum-based polypropylene and polyethylene with biologically-based poly-β-hydroxybutyric acid using life cycle analysis. Journal of Biotechnology, 130(1), 57–66. doi:10.1016/j.jbiotec.2007.02.012.
Hedin, A. (2020). Bioplastproduktion från skogsindustriellt avloppsvatten: En energiteknisk och ekonomisk utvärdering för att producera polyhydroxyalkanoater på Gruvöns Bruk. Examensarbete. Karlstads Universitet, Karlstad. Non-Chlorinated Solvents for Biocompatibility Improvement of Polyhydroxyalkanoates. POLYMERS, 10(7), doi:10.3390/polym10070731.
Jiang, X., Ramsay, J. A. & Ramsay, B. A. (2006). Acetone extraction of mcl-PHA from Pseudomonas putida KT2440. Journal of Microbiological Methods, 67(2), 212–219. doi:10.1016/j.mimet.2006.03.015.
Koller, M., Sandholzer, D., Salerno, A., Braunegg, G. & Narodoslawsky, M. (2013).
Biopolymer from industrial residues: Life cycle assessment of poly(hydroxyalkanoates) from whey. Resources, Conservation and Recycling, 73 64–71. doi:10.1016/j.resconrec.2013.01.017.
Kourmentza, C., Plácido, J., Venetsaneas, N., Burniol-Figols, A., Varrone, C., Gavala, H. N. & Reis, M. A. M. (2017). Recent Advances and Challenges towards Sustainable Polyhydroxyalkanoate (PHA) Production.
Bioengineering, 4(2), 55. doi:10.3390/bioengineering4020055.
Krueger, C. L., Radetski, C. M., Bendia, A. G., Oliveira, I. M., Castro-Silva, M. A., Rambo, C. R., Antonio, R. V. & Lima, A. O. S. (2012). Bioconversion of cassava starch by-product into Bacillus and related bacteria polyhydroxyalkanoates. Electronic Journal of Biotechnology, 15(3), doi:10.2225/vol15-issue3-fulltext-6.
Maratek Environmental Inc (2020). Solvent Recycling & Recovery | Solvent Saver Continuous Equipment. https://www.maratek.com/batch-solvent-recycling-units-continuous [2020-05-17].
Milne, C. (2019). How many plastic straws do we use? Full Fact.
https://fullfact.org/environment/how-many-plastic-straws/ [2020-04-24].
Molina-Sánchez, E., Leyva-Díaz, J. C., Cortés-García, F. J. & Molina-Moreno, V.
(2018). Proposal of Sustainability Indicators for the Waste Management from the Paper Industry within the Circular Economy Model. Water, 10(8), 1014.
doi:10.3390/w10081014.
Moran, M. An environmental and cost comparison between polypropylene plastic drinking straws and a “greener” alternative, 37.
Naturvårdsverket & Naturvårdsverket (2005). Förbränningsanläggningar för energiproduktion inklusive rökgaskondensering (utom avfallsförbränning).
2.uppl. Stockholm: Naturvårdsverket.
37
Persson, P. O. (2005). Kompendium i miljöskydd, Del 2. Miljöskyddsteknik : Strategier och teknik för ett hållbart miljöskydd. KTH Royal Institute of Technology.
Pittmann, T. & Steinmetz, H. (2017). Polyhydroxyalkanoate Production on Waste Water Treatment Plants: Process Scheme, Operating Conditions and Potential Analysis for German and European Municipal Waste Water
Treatment Plants. Bioengineering, 4(2), 54.
doi:10.3390/bioengineering4020054.
PlasticsEurope (2020). Who we are :: PlasticsEurope.
https://www.plasticseurope.org/en/about-us/who-we-are [2020-05-13].
Recycleforgreatermanchester (2020). Straws. Recycle for Greater Manchester.
https://recycleforgreatermanchester.com/what-do-i-do-with/straws/ [2020-04-23].
Reddy, C. S. K., Ghai, R., Rashmi & Kalia, V. C. (2003). Polyhydroxyalkanoates:
an overview. Bioresource Technology, 87(2), 137–146. doi:10.1016/S0960-8524(02)00212-2.
Sandberg, M. (2017). Ämnesöverskridande samverkansprojekt för nya biomaterial ur skogsindustriella restprodukter med biotekniska system i kaskad. Karlstad:
Karlstad Universitet. Slutrapport No. 44205–1.
Sandberg, M. (2019). Beräkningskompendium för reningsteknik. Karlstad: Karlstads Universitet. Opublicerat manuskript.
Schueller, R. (2019). How drinking straw is made - material, manufacture, making, used, processing, components, dimensions, steps.
http://www.madehow.com/Volume-4/Drinking-Straw.html [2020-05-14]. efficient thermal drying. https://www.suezwaterhandbook.com/degremont- R-technologies/sludge-treatment/drying/the-lowest-energy-sludge-drying-system-Evaporis-LE [2020-04-30].
Sulzer Pumps Sweden AB (2015). Driver utvecklingen inom avloppsrening.
www.sulzer.com [2020-03-29].
Tchobanoglous, G., L Burton, F., Stensel, H. D. & Stensel, H. D. (2003). Wastewater engineering : treatment and reuse. Fourth Edition. New York: McGraw-Hill.
Villarrubia-Gómez, P., Cornell, S. E. & Fabres, J. (2018). Marine plastic pollution as a planetary boundary threat – The drifting piece in the sustainability
puzzle. Marine Policy, 96 213–220.
doi:https://doi.org/10.1016/j.marpol.2017.11.035.
Wolfram Alpha (2020). Wolfram Alpha - computational intelligence. Wolfram Alpha. https://www.wolframalpha.com [2020-05-2].