Miljöpåverkan av bioplast från skogsindustriellt avloppsvatten: En jämförande livscykelanalys av polypropen (PP) och polyhydroxyalkanoater (PHA) från Gruvöns massa- och pappersbruk

Karlstads universitet 651 88 Karlstad Tfn 054-700 10 00 Fax 054-700 14 60 Information@kau.se www.kau.se Fakulteten för hälsa, natur- och teknikvetenskap

Miljö- och energisystem

Joakim Eriksson

Miljöpåverkan av bioplast från skogsindustriellt avloppsvatten

En jämförande livscykelanalys av polypropen (PP) och polyhydroxyalkanoater (PHA) från Gruvöns massa- och

pappersbruk

Environmental impact of bioplastic from forest industrial wastewater

A comparative life cycle assessment of polypropylene (PP) and polyhydroxyalkanoates (PHA) from Gruvöns pulp- and paper mill

Examensarbete 22,5 hp

Högskoleingenjörsprogrammet i energi- och miljöteknik

Juni 2020

Handledare: Tim Andersson

Examinator: Lena Brunzell

Sammanfattning

I den här studien har en beräkningsmodell byggts för hur PHA skulle kunna produceras av substrat i avloppsvatten från Gruvöns bruk. Därefter har en jämförande livscykelanalys utförts där PP-sugrör inom Europa ersätts med PHA- sugrör från bruket. Målet med studien är att utvärdera och jämföra miljöpåverkan för en engångsprodukt av PHA med en engångsprodukt av PP. Syftet är att undersöka ett alternativt material till PP på grund av att fossila resurser är ändliga samt att alternativa material kommer krävas i och med europeiska kommissionens förbud mot engångsplast som träder i kraft 2022. Arbetet utförs också för att bidra med mer forskningsunderlag gällande PHA från restströmmar.

Livscykelanalysen utfördes med ISO-standard: 14040 och 14044 som riktlinje för utförande. 1 ton sugrör valdes som funktionell enhet och hela produktens livscykel undersöktes med undantag för användningsfasen. PHA-produktion på bruket beräknades teoretiskt där mass- och energiflöden från modellen sedan användes för miljöbedömning. SimaPro valdes som programvara för LCA-beräkning, miljödata hämtades från databasen Ecoinvent 3 och ELCD där 10 av 18 miljöfaktorer inom metoden ReCiPe midpoint (h) undersöktes kompletterat med kumulativt energibehov (CED).

Resultaten i studien visar en minskning av miljöpåverkan med 99 % om sugrör av PP skulle ersättas med sugrör av PHA från Gruvöns bruk. Samtidigt beräknades CED öka med cirka 50 %.

Analyser av resultatet visar att giftighet för ekosystem i sjöar och hav vid materialframställning för PP är de största faktorerna för PP-sugrörets påverkan, motsvarande cirka 85 % av den totala miljöpåverkan. Inkludering av fler produktionsvariationer indikerar också att det finns potential att ytterligare sänka miljöpåverkan från PHA-sugrör samt att få en lägre energianvändning än för PP- sugrör genom att ändra metod för extraktion samt temperatur i fermenteringsprocessen.

Resultaten är osäkra på grund av LCA-verktygets osäkerheter, brist på miljödata samt brist på studier. Resultaten kan dock användas för att se trender och potential.

Ett exempel är att ingen större skillnad ses mellan engångsprodukter av PP och PHA när enbart klimatpåverkan och energi för produktion undersöks men när hela livscykeln undersöks med fler miljöfaktorer så verkar PP ha klart högre miljöpåverkan än PHA.

Slutsatsen som dras är att engångsprodukter av PHA från varma restströmmar har

potential att ersätta engångsprodukter av PP på ett för miljön hållbart sätt. Det kan

vara en möjlig lösning till att fortsätta producera engångsprodukter som berörs av

plastförbudet samt att lätta på en del av problematiken kring utarmning av fossila

resurser. Mer studier gällande möjliga användningsområden samt en småskalig

pilotanläggning på Gruvöns bruk rekommenderas som vidare steg för att utforska

potentialen av PHA från restströmmar.

Abstract

In this study, a calculation model has been built on how PHA could be produced from forest industrial wastewater at Gruvöns pulp- and paper mill. Subsequently, a comparative life-cycle analysis has been carried out where production of PP-drinking straws in Europe is replaced with PHA-straws from the mill. The objective of the study is to assess and compare the environmental impact of a disposable PHA product with a disposable PP product. The purpose of the study is to examine an alternative material for PP due to the finite nature of fossil resources and the fact that alternative materials will be required when the plastic ban from the European Commission on disposable products comes into force 2022. An additional purpose is to provide more research data on PHA from residual streams.

The lifecycle analysis was performed with ISO standard: 14040 and 14044 as a guideline and 1 ton of straw was selected as the functional unit. The entire life cycle was examined with an exception of the usage phase. PHA production at the mill was theoretically calculated and mass and energy flows from the model was then used in the environmental assessment. SimaPro was selected as the software for LCA calculation, environmental data was retrieved from the Ecoinvent 3 database and ELCD database. 10 out of 18 environmental factors within the ReCiPe midpoint (h) method were investigated complemented with cumulative energy demand (CED).

The results of the study show a 99 % reduction in environmental impact if drinking straws of PP would be replaced with straws from PHA from Gruvön's mill. At the same time, CED was estimated to increase by about 50 %.

Analyses of the results show that the toxicity of material production to marine and freshwater ecosystems is the most influential factor in the impact of PP straws, representing around 85 % of the total environmental impact. Expansion of the calculation model showed that there is potential to further reduce the environmental impact of PHA straws as well as the energy requirements to a level that is lower than that of PP straws by changing method of extraction and fermentation.

The results are uncertain due to the uncertainties of the LCA tool, lack of environmental data and lack of studies. However, the results can be used to see trends and potential. One example is that no major difference is seen between disposable PP and PHA products when only climate impact and energy for production are examined, but when the entire life cycle is examined with more environmental factors, PP appears to have a significantly higher environmental impact than PHA.

The conclusion drawn in the study is that disposable PHA products from hot residual

streams have potential to replace disposable PP products in an environmentally

sustainable manner. This may be a possible solution to continue producing

disposable products that are affected by the plastic ban and to alleviate some of the

problems surrounding depletion of fossil resources. Further studies on possible uses

and a small-scale pilot plant at Gruvön's mill are recommended as further steps to

explore the potential of PHA from residual streams.

Förord

Det här arbetet utfördes som avslutande moment för en kandidatexamen inom energi- och miljöteknik på Karlstad Universitet. Examensarbetet har redovisats muntligt för en i ämnet insatt publik. Arbetet har därefter diskuterats vid ett särskilt seminarium. Författaren av detta arbete har vid seminariet deltagit aktivt som opponent till ett annat examensarbete.

Det är många som stöttat och hjälpt till under arbetets gång och jag vill börja med att vända mig till lärare och forskare vid Karlstads Universitet. Ett stort tack till Maria Sandberg för introduktion till området och för all stöttning under arbetets gång. Jag vill även tacka examinator Lena Brunzell för visat intresse och för hjälp med uppstartsprocessen av arbetet. Stort tack till Ali Mohammadi för visat intresse och handledning gällande livscykelanalysen. Jag vill också tacka till handledare Tim Andersson för guidning genom arbetet och för all hjälp med rapportskrivandet.

Stort tack till Fredrik Nilsson på Citec AB för engagemang, möjlighet att använda arbetsplatsen under examensarbetets gång och sist men inte minst för all kunskap om Excel.

Jag vill även tacka Therese Olsson, Anders von Dolwitz och Ann-Kristin Magnusson på BillerudKorsnäs för ett trevligt bemötande och för hjälp under arbetets gång.

Slutligen vill jag också tacka min kurskamrat Andreas Hedin för diskussioner, samarbete och motivation under examensarbetets gång.

Initiering, uppbyggnad av beräkningsmodell för PHA-produktion samt muntlig

redovisning av detta examensarbete har utförts tillsammans med Andreas Hedin som

valt att undersöka olika PHA-produktionsmetoder med fokus på energi- och

kostnadskalkyler. Tillsammans bildar våra examensarbeten en bredare

hållbarhetsstudie där energi, miljö och kostnader behandlas. Delar av den generella

inledningen samt metod för uppbyggnad av den gemensamma beräkningsmodellen

har samskrivits och därefter formulerats om för att passa det egna arbetet. Detta har

utförts medvetet med godkännande från examinator Lena Brunzell.

Nomenklatur

Vokabulär Betydelse Enhet

AOTR/R

Verklig syreöverföringshastighet g/dag

CC Klimatförändring kg CO

-ekv

CED Kumulativt energibehov MJ

COD Kemisk syreförbrukning g/m

FD Utarmning av fossila resurser kg olje-ekv

FET Sötvattenekotoxicitet kg 1,4DB-ekv

HHV Kalorimetriskt värmevärde MJ/kg

HRT Uppehållstid h

HT Mänsklig giftighet kg 1,4DB-ekv

ISO International Organization for Standardization

LCA Livscykelanalys

LCI Livscykelinventering LCIA Miljöpåverkansbedömning MBBR Moving Bed Bio Reactor

ME Marin övergödning kg N-ekv

MET Marin ekotoxicitet kg 1,4DB-ekv

PBS Polybutylen succinat PHA Polyhydroxyalkanoater

PLA Polyactic acid

PMF Luftburna partiklar kg PM

-ekv

POF Bildning av fotokemisk oxidant kg NMVOC

PP Polypropen

S Substrat g/m³

SOTR Syreöverföringshastighet g/dag

SRT Slamålder dag

SV:Ace System Varm: Aceton SV:Cyc System Varm: Cyklohexanon SV:Enz System Varm: Enzym SK:Ace System Kall: Aceton SK:Cyc System Kall: Cyklohexanon SK:Enz System Kall: Enzym

SÄ/SS Suspenderande ämnen g/m

TA Markförsurning kg SO

-ekv

TOC Totalt organiskt kol g/m

TS Torrhalt %

V Volym m

VFA Flyktiga fettsyror

VVX Värmeväxlare

Symboler Betydelse Enhet

𝐸 ^{Energi kWh/dag}

𝑚̇ ^{Massflöde g/dag}

𝑊 ^{Energi kWh/kg}

𝑔 Tyngdacceleration m/s²

𝜌 ^{Densitet kg/m³}

Cp Specifik värmekapacitet J/(kg×K)

h

Förångningsentalpi J/kg

P

Slamproduktion g/dag

𝑀 ^{Molmassa g/mol}

Y ^{Utbyte g/g}

Q Volymflöde m³/dag

Innehållsförteckning

1 Inledning ... 1

1.1 Bakgrund ... 1

1.1.1 Plastproduktion med alternativa material ... 2

1.1.2 Gruvöns bruk ... 3

1.2 Livscykelanalys som verktyg för miljöbedömning ... 5

1.2.1 Miljöfaktorer ... 5

2 Definition av mål och omfattning ... 7

2.1 Mål och tänkt användningsområde ... 7

2.2 Syfte och problemformulering ... 7

2.3 Produkt och systembeskrivning ... 8

2.3.1 Funktion och funktionell enhet ... 8

2.3.2 Referenssystem och undersökt scenario ... 8

3 Livscykelsinventering (LCI) ... 9

3.1 Datainsamling ... 9

3.2 Beräkningsmodell för produktion av PHA-polymerer ... 9

3.3 Omvandling av data till funktionell enhet ... 18

3.4 Allokering av flöden och utsläpp ... 19

4 Miljöpåverkansbedömning (LCIA) ... 19

4.1 Val av metod för miljöpåverkansbedömning ... 19

4.2 Antaganden och val för produktens livscykel ... 19

4.3 LCIA-beräkning ... 20

5 Livscykeltolkning ... 22

5.1 Resultat ... 22

5.2 Fördelningsanalyser och beskrivning av datakvalité ... 22

5.2.1 Avgörande faser för undersökt livscykel ... 22

5.2.2 Styrande miljöfaktorer ... 24

5.3 Känslighetsanalyser... 25

5.3.1 Återvinningsgrad för lösningsmedel vid PHA-produktion ... 25

5.3.2 Miljöpåverkan från avfallshantering ... 26

5.3.3 Produktion av PHA i Central- och Västeuropa ... 27

6 Effektivisering av PHA-produktion ... 28

6.1 Kompletterande omfattning ... 28

6.2 LCI ... 29

6.3 LCIA ... 30

6.4 Resultat och tolkning ... 31

7 Diskussion ... 31

8 Slutsats ... 34

9 Framtida studier ... 34

10 Referensförteckning ... 35

1

1 Inledning

1.1 Bakgrund

Plast är på grund av dess hållbarhet, nedbrytningsmotstånd samt breda användningsområde ett viktigt material för samhället och den årliga produktionen har ökat exponentiellt sedan 1950-talet från 1,5 miljoner ton till 322 miljoner ton år 2015 (Villarrubia-Gómez m.fl. 2018). I dagsläget produceras plast främst av fossila råvaror som inte är biologiskt nedbrytbara och på grund av det uppstår problem så som utarmning av ändliga fossila resurser, global uppvärmning samt långtgående negativ påverkan på djur och växtliv i de fall där plast hamnar i naturen (Koller m.fl.

2013; Pittmann & Steinmetz 2017). Europeiska kommissionen har på grund av miljöproblemen röstat igenom ett förbud mot engångsprodukter av bland annat polyeten (PE), PP samt polystyren (PS) (Europeiska kommissionen 2019).

Kommissionen ger medlemsländerna två år att anpassa sig och att införa förbudet i nationell lag vilken innebär att alternativa lösningar behöver tas fram för att fylla de nuvarande produkternas funktion. Mängden plast som spridits till hav år 2010 beräknas som exempel till mellan 4,8 och 12,7 miljoner ton (Villarrubia-Gómez m.fl. 2018). Av dom produkterna uppskattas cirka 70 % vara engångsplastartiklar som till exempel bestick, muggar, dryckesbehållare eller sugrör (Europeiska kommissionen 2019).

För att minska användande av icke förnybara ändliga resurser samt minska tillskott av koldioxid till den naturliga koldioxidcykeln finns flera möjliga lösningar. Ett alternativ är att följa avfallshierarkin, där principen är effektivisering av materialanvändning, se Figur 1. (Bhuwal m.fl. 2013)

Figur 1. Avfallshierarki över hållbar materialanvändning. Ursprungsbild: The waste hierarchy av Drstuey. (CC BY-SA 3.0) https://en.wikipedia.org/wiki/Waste_hierarchy#/media/File:Waste_hierarchy.svg

2

1.1.1 Plastproduktion med alternativa material

Utöver effektivisering av materialanvändning kan alternativa material behövas där bionedbrytbar plast från förnyelsebara resurser är ett lovande alternativ till fossilbaserad plast (Reddy m.fl. 2003; Chen & Wu 2005; Chen 2009). PHA tillhör en sådan grupp av plast som är förnyelsebar, biologiskt nedbrytbar och biobaserad och Kourmentza m.fl. (2017) beskriver PHA, tillsammans med polylactic acid (PLA) samt polybutylen succinate (PBS) som framtidens polymerer. Det är alternativ, som på grund av dess materialegenskaper, kan komma att byta ut konventionell plast som PP och polyetylen (LDPE). Biologisk nedbrytbarhet är en egenskap som kan ses både som en fördel och en nackdel. Om PHA till exempel hamnar i havet sjunker det till botten och bryts ned, vilket kan minska de problem som uppstår för ekosystem när fossilplast hamnar i haven. Däremot så uppstår problem vid materialåtervinning just på grund av att PHA är lättnedbrytbart samt att materialet inte har samma hållbarhet och livslängd som konventionell oljebaserad plast. (Staff 2019)

Historiska försök till att producera PHA på kommersiell nivå har utförts sedan 1950- talet, där det nordamerikanska företaget W.R. Grace co. var först (Bhuwal m.fl.

2013). Patentet för deras produkt har sedan dess blivit känd som Biopol och har sålts vidare till Metabolix, Inc. Produkten produceras fortfarande, men på grund av problem så som hög produktionskostnad sker i dagsläget ingen storskalig produktion. Chen (2009) och Dietrich m.fl. (2017) uttrycker liknande problem vid PHA-produktion där det största hindret är faktorer som lägre oljepriser än förväntat, hög energianvändning för produktion samt höga kostnader för substrat vid materialframställning. Enligt Bhuwal m.fl. (2013) är kostnaden för att producera PHA från grund cirka 12 gånger högre än för konventionell plast, varav substratkostnaden står för cirka 50 %. Något som uttrycks som en möjlig lösning till dyr framställningskostnad är att använda stärkelserika restströmmar från industrier med exempel som majsproduktion, jordbruk och skogsindustrier (Krueger m.fl.

2012; Fernandez Dacosta 2018; Molina-Sánchez m.fl. 2018).

Gällande miljöpåverkan från PHA, jämfört med PP, är det inte självklart vilket

alternativ som är mest fördelaktigt ur ett miljö- och hållbarhetsperspektiv. PHA som

material är inte giftigt, vilket kan vara en fördel ur en miljösynpunkt, men om

produktionen till exempel kräver mycket energi kan det indirekt bidra till en hög

miljöbelastning beroende på hur energin produceras. Tabell I visar en

sammanställning över klimatpåverkan och energiåtgång som krävs vid produktion

av PHA samt PP. Studierna i tabellen redovisar samma slutprodukt, men med olika

substrat och metoder. För klimatpåverkan mätt i koldioxidekvivalenter (kg CO2-ekv)

verkar inledningsvis PHA ha en högre påverkan än PP. Däremot så poängterar

samtliga studier att jämförelsen mellan PHA och PP skulle se annorlunda ut om fler

stadier än produktion togs i beräkning vid jämförelse av miljöbelastning.

3

Tabell I. Sammanställning av klimatpåverkan och energiåtgång vid polymerproduktion

Sandberg (2017) beskriver en metod för PHA-produktion av restströmmar från skogsindustriellt avloppsvatten där principen är att fermentera en del av avloppsflödet till flyktiga fettsyror och sedan ackumulera polymerer inom bakterieceller. Gällande extraktionsmetod beskrivs extraktion med aceton och metanol som ett effektivt och lovande alternativ (Jiang X. m.fl. 2006; Guo-Qiang Chen 2010). Bengtsson m.fl. (2008) bekräftar att PHA kan produceras från skogsindustriellt avloppsvatten och Sandberg (2017) uttrycker inom slutsatsen att PHA-produktion skulle kunna minska belastningen på ett reningsverk inom pappers- och massabruk. Exempel på minskad belastning som uttrycks är minskad bioslamproduktion, behov av närsalter och elanvändning vid luftning. Även ett potentiellt värmetillskott benämns i samband med förbränning av bioslam.

1.1.2 Gruvöns bruk

Gruvöns bruk är en del av koncernen BillerudKorsnäs och ligger utanför Grums i Värmland, Sverige. Bruket är ett pappers- och massabruk där det produceras 710 000 ton produkter per år varav bland annat fluting, kraftpapper, säckpapper samt vätskekartong. Brukets reningsverk renar cirka 15 miljoner ton avloppsvatten per år.

På bruket finns två reningsverk som renar avloppsvatten innan det tillåts släppas ut i Vänern. Reningsverk 1 består av en så kallad Multibio, där både anaerob och aerob biologisk rening sker

. Multibion är en femstegsprocess som består av två Moving Bed Bio reaktorer - MBBR, en selektor samt två aktivslamprocesser. I en MBBR renas vatten både anaerobt och aerobt genom att bakterier växer på plastbärare där den yttersta zonen kommer i kontakt med syre medan den innersta zonen är syrefri (Persson 2005). Eftersom avloppsvattnet är näringsfattigt så tillsätts kväve och fosfor i MBBR 1 för att den biologiska reningsprocessen ska fungera effektivt. I selektorn blandas returslam med huvudflödet för att gynna utvecklingen av vissa typer av mikroorganismer som trivs i den biologiska reningsprocessen i nästkommande reningssteg (Tchobanoglous m.fl. 2003). För principschema, se Figur 2.

1 Therese Olsson processingenjör Gruvöns Bruk, presentation den 9e mars 2020

POLYMER CO2 EKVIVALENTER

[KG CO2-EKV/KG POLYMER]

ENERGIÅTGÅNG

[MJ/KG POLYMER]

PHA (Harding Kevin 2008) 5,74 79,4

PHA (Fernandez Dacosta 2018) 4,5-6,2 120-190

PHA (Harding m.fl. 2007) 2,6 44,7

PP (Harding m.fl. 2007) 3,4 85,9

PP (Boonniteewanich m.fl. 2014) 1,439

PP (PlasticsEurope 2019) 1,63 77,1

4 Figur 2. Uppbyggnad av Reningsverk 1 på Gruvöns bruk.

I aktivslambassängerna reduceras substratet i vattnet till tillåtna värden innan det via en eftersedimentering släpps ut i recipienten Vänern. Bioslammet som sedimenteras skickas vidare till slamavvattning medan en del av slamflödet cirkuleras tillbaka till selektor samt ibland MBBR 2. Bakterierna som lever i bassängerna kräver luft och systemet som uppfyller behovet består av ett bottenluftare som betjänar MBBR 2 samt Okiluftare som underhåller resterande luftningssteg. Systemet hämtar luft från fyra kompressorer och en femte kompressor planeras att installeras under 2020

. Okiluftare är en fristående dränkbar luftare som befinner sig på botten av bassängen (Sulzer Pumps Sweden AB 2015).

Slamavvattningen består i dagsläget av en gravimetrisk förtjockare som höjer torrhalten på slammet till ungefär 5 - 8 %. Innan förtjockaren tillsätts polymerer till slammet för att hållbarheten ska bli bättre. Därefter skickas slammet vidare till hydrolys och blandas med mellantjocklut för att sedan skickas till indunstning. Efter indunstningen eldas massan upp i sodapannan där man sedan utvinner el och värme, som i första hand används inom bruket.

Det andra reningsverket underhåller kartongmaskin KM7 samt norra och södra pappersbruket. Reningsverk 2 består av två MBBR samt en flotation där slammet avvattnas i en centrifug innan det går vidare till deponi

.

2 Therese Olsson processingenjör Gruvöns bruk, mailkontakt den 17e mars 2020

3 Therese Olsson processingenjör Gruvöns bruk, möte den 9e mars 2020

5

1.2 Livscykelanalys som verktyg för miljöbedömning

En livscykelanalys (LCA) är ett verktyg som används för att förstå och utvärdera miljöpåverkan av produkter eller processer. ISO-standarder: 14040 och 14044 beskriver hur ett arbete bör struktureras samt hur verktyget rekommenderas att användas. Livscykelanalyser undersöker miljöpåverkan från insamling av råvaror till sluthantering av avfall. Arbetet utförs iterativt och innefattar fyra huvudfaser, se Figur 3.

Figur 3. Arbetsmetodik för livscykelanalys.

Det finns olika program för miljöbedömning där två av dom största är SimaPro och GaBi. Inom programmen samlas information angående miljöpåverkan från olika databaser som exempelvis Ecoinvent och ELCD, som sedan kan användas för beräkning (GaBi 2020; SimaPro 2020).

1.2.1 Miljöfaktorer

Beräkning av miljöpåverkan från produkter och processer är komplext då påverkan sker både direkt och indirekt, från insamling av råvaror, genom produktion, bearbetning av material, användning till slutlig hantering av använd produkt.

Tillvägagångssättet för att kvantifiera miljöpåverkan utförs genom användning av miljöfaktorer där fokus ligger på olika delar av miljön. Miljöfaktorerna som presenteras i studien har valts ut inom metoden ReCiPe midpoint (h) baserat på samtal med forskare

samt från litteraturstudier kring påverkan från PHA och PP.

4 Ali Mohammadi, Karlstad Universitet, samtal 15de april 2020

6

1.2.1.1 Klimatförändring (CC)

Utsläpp av växthusgaser leder till en ökad koncentration i atmosfären vilket i sin tur ökar retentionstiden för infraröd strålning från jordens yta. Det ökar i förlängningen energiinnehållet och därmed också jordens medeltemperatur. Följder av det är exempelvis skada på mänsklig hälsa samt på land- och vattenbaserade ekosystem (Huijbregts m.fl. 2016). Klimatförändring från olika växthusgaser räknas om till kilogram koldioxidekvivalenter (kg CO

-ekv) och adderas sedan för att ge en helhetsbild av dess miljöpåverkan.

1.2.1.2 Utarmning av fossila resurser (FD)

Miljöpåverkan från utarmning av fossila resurser beräknas i kilogram oljeekvivalenter (kg olje-ekv) och tar hänsyn till utvinning av råolja, naturgas, kol och torv.

1.2.1.3 Marin ekotoxicitet (MET)

Marin ekotoxicitet mäts i kilogram 1,4-dichlorobenzeneekvivalenter (kg 1,4DB-ekv) och tar hänsyn till giftiga ämnens påverkan på ekosystem i hav. Ekosystemen påverkas framför allt av att halten metaller ökar i havet. Exempel på metaller som påverkar ekosystemen är kobolt, koppar, magnesium, molybden och zink (Huijbregts m.fl. 2016).

1.2.1.4 Bildning av fotokemisk oxidant (POF)

Fotokemiska oxidanter mäts i kilogram non methane volatile organic carbon compound (kg NMVOC) och är indirekta luftföroreningar som bildas vid närvaro av solljus tillsammans med NOx-gaser eller lättflyktiga organiska föreningar. Ett exempel på en fotokemisk oxidant är marknära ozon. Ozonet är farligt för människor då det inflammerar luftvägar och kan skada lungor (Goedkoop m.fl. 2009).

1.2.1.5 Mänsklig giftighet (HT)

Utsläpp av kemikalier bidrar till en ökad koncentration av ämnen i miljön. Mänsklig giftighet undersöker dels kemikaliers direkta påverkan på människor samt hur länge de kan påverka indirekt genom exempelvis bioackumulering från längre ner i näringskedjan. Mänsklig giftighet mäts i kilogram 1,4-dichlorobenzeneekvivalenter (kg 1,4DB-ekv).

1.2.1.6 Luftburna partiklar (PMF)

Luftburna partiklar beräknas för vald metod i kilogram PM

- ekvivalenter (kg PM

- ekv). Partiklarna som mäts är mindre än 10 mikrometer och bildas från exempelvis förbränning av fossila bränslen. Hos människor kan partiklarna bland annat orsaka luftvägssjukdomar, cancer och hjärtsjukdomar (Huijbregts m.fl. 2016).

1.2.1.7 Markförsurning (TA)

Oorganiska ämnen så som sulfater, nitrater och fosfater i atmosfären bidrar via

nederbörd till en förändring av markens pH-nivå. Det leder i sin tur till att

förutsättningar för växter och ekosystem förändras. Utsläpp som leder till försurning

är exempelvis NO

, NH

samt SO

. Markförsurning mäts i kilogram

svaveldioxidekvivalenter (kg SO

- ekv).

7

1.2.1.8 Sötvattenekotoxicitet (FET)

Ecotoxicitet i sötvatten mäts i kilogram 1,4-dichlorobenzeneekvivalenter (kg 1,4DB- ekv) och tar hänsyn till hur ekosystem i sötvatten påverkas av en ökad koncentration av giftiga ämnen.

1.2.1.9 Markekotoxicitet (TET)

Giftighet för marklevande ekosystem mäts i kilogram 1,4- dichlorobenzeneekvivalenter (kg 1,4DB-ekv) och beräknar giftighet för marklevande ekosystem.

1.2.1.10 Marin övergödning (ME)

Haven kring Europa är kvävebegränsade. Om kväve tillkommer via exempelvis reningsverk, jordbruk eller luftföroreningar finns risk för algtillväxt som kan leda till problem för de havslevande ekosystemen. Marin övergödning mäts i kilogram kväveekvivalenter (kg N-ekv).

1.2.1.11 Kumulativt energibehov (CED)

CED är en separat indikator som används vid miljöberäkningar, där användning av fossil energi sammanställs för produkter och processer. Metoden används bland annat för att sammanställa total mängd fossil energi som använts under en produkts livstid och mäts i megajoule (MJ).

2 Definition av mål och omfattning

2.1 Mål och tänkt användningsområde

Målet med studien är att med en livscykelanalys utvärdera och jämföra miljöpåverkan från PP-engångsprodukter jämfört med engångsprodukter från PHA framställt av skogsindustriellt avloppsvatten på Gruvöns bruk. Förhoppningen med arbetet är att bidra med mer data kring PHA-produktion från varma restströmmar samt att utvärdera miljökonsekvenser som uppstår av att ersätta PP med PHA.

2.2 Syfte och problemformulering

➢

Att undersöka ett alternativt material till fossilbaserad plast på grund av att fossila resurser som används idag är ändliga och förväntas ta slut samt att nya material kommer behövas när förbudet mot engångsprodukter av plast träder i kraft.

➢

Att ur ett hållbarhetsperspektiv, med fokus på miljö, jämföra PHA med PP.

➢

Att bidra med mer forskningsunderlag om konsekvenser från att producera

bioplast från restprodukter.

8

2.3 Produkt och systembeskrivning

Produkten som valdes för undersökning i studien är sugrör till en juiceförpackning.

Sugrör produceras idag främst av PP. I Storbritannien (med 66 miljoner invånare), slängs som exempel cirka 5 miljoner sugrör årligen (Milne 2019; Schueller 2019).

För avfallshantering av sugrör rekommenderas i Sverige och England att produkten sorteras som vanligt hushållsavfall och i de flesta fall klarar maskinerna i återvinningsstationer inte av att sortera ut sugrör på grund av dess storlek (Moran;

Recycleforgreatermanchester 2020). Den osorterade produkten förs därför vidare till förbränning eller till deponering.

2.3.1 Funktion och funktionell enhet

Produktens funktion är till exempel att förändra en drickupplevelse eller att underlätta för barn, rörelsehindrade och människor i rörelse. Funktionell enhet för studien valdes till 1 ton sugrör.

2.3.2 Referenssystem och undersökt scenario

Referenssystemet i studien är sugrör som produceras av PP inom bruk i Central- och Västeuropa. För jämförelse har ett teoretiskt scenario skapats där PHA-sugrör produceras av skogsindustriellt avloppsvatten inom reningsverk 1 på Gruvöns bruk.

Sugrören fraktas därefter till andra länder i Europa för att ersätta sugrören i referenssystemet.

2.3.2.1 Systemgräns

Systemgränsen för livscykelanalysen är satt från vagga till grav och inkluderar processerna från samling av restströmmar till sluthantering av använd produkt, se Figur 4. Köp och användningsfas har exkluderats under arbetets gång då ingen data hittats kring fasens miljöpåverkan.

Figur 4. Systemgräns för livscykelanalys.

9

3 Livscykelsinventering (LCI)

3.1 Datainsamling

Data för påverkan av PP hämtades från Simapro och är baserad på PlasticsEuropes eco-profile databas som hanterar över 90 % av de plastproducerande bruken i Europa. Databasen inkluderar även allokering mellan berörda produkter (PlasticsEurope 2020). Gällande Gruvöns bruks reningsverk användes data för multibioanläggningen från 2019

. För PHA-produktion har information samlats från flertalet källor (Jiang X. m.fl. 2006; Bengtsson m.fl. 2008; Guo-Qiang Chen 2010;

Sandberg 2017). För övriga miljöberäkningar har data hämtats från Simapro.

3.2 Beräkningsmodell för produktion av PHA-polymerer

Då ingen information hittats angående storskalig PHA-produktion från skogsindustriellt avloppsvatten byggdes en dynamisk beräkningsmodell upp i SimuLink. För principschema över reningsverkets befintliga processer samt hur PHA-produktionsanläggningen integrerats i modellen, se Figur 5.

Produktionssystemet är skapat tillsammans med Hedin (2020) och benämns i studien som SV:Ace (system varm: aceton). Det för att fermenteringssteget är uppvärmt och att extraktion sker med aceton. Schemat visar hur stegen i reningsverket hänger ihop samt hur energi och massa flödar genom processerna. Polymermixeri och hydrolys antogs inte vara nödvändig efter inkoppling av systemet och utelämnades därför.

Indata för beräkning erhölls från Gruvöns bruk

.

Figur 5. Principskiss över PHA-produktion inom SV:Ace.

10

För att utvärdera hur det befintliga reningsverket skulle påverkas av PHA-produktion beräknades mängden slam som produceras per dag i det ursprungliga biofilm- och aktivslamprocesserna enligt (1) respektive (2) (Tchobanoglous m.fl. 2003).

Mängden suspenderande ämnen som avskiljs i eftersedimenteringen beräknades enligt (3). I MBBR 1 och MBBR2 antogs reduktionsgraden för COD vara samma som TOC på cirka 42,5 %

. För att beräkna hur mycket TOC som reduceras i aktivslamsteg 1 & 2 användes indata för utgående halt TOC från Bioreningen och framräknad halt TOC till ingående aktivslamsteg 1. Slamåldern för reningsstegen sattes till 9 dagar

.

𝑃

= 𝑄𝑌

(𝑆

− 𝑆) (1)

𝑃

= 𝑄𝑌

(𝑆

− 𝑆)

1 + (𝑘

)𝑆𝑅𝑇 + 𝑓

(𝑘𝑑)𝑄𝑌

(𝑆

− 𝑆)𝑆𝑅𝑇

1 + (𝑘

)𝑆𝑅𝑇 (2)

𝑃

= 𝑆𝑆

− 𝑆𝑆

(3)

➢

P

= Slamproduktion [g/dag]

➢

Q = Flöde avloppsvatten genom processen [m³/dag]

➢

S

= Substrat in till reningssteg [g/m³]

➢

S = Substrat ut från reningssteg [g/m³]

➢

Y

= Slamutbyte för aktivslamsteget [g,biomassa/g,substrat]

➢

𝑌

= Slamutbyte för MBBR [g,biomassa/g,substrat]

➢

f

= Fraktion av biomassa som blir kvar när cellen bryts ned [g

/g

]

➢

SRT = Slamålder [dygn]

➢

k

= Nedbrytningskoefficient [g,biomassa/g,biomassa]

➢

SS

= Suspenderande ämnen in till biorening [g/dag]

➢

SS

= Suspenderande ämnen ut till recipient [g/dag]

Nedbrytningskoefficienten k

beräknades med hjälp av ekvation (4) där T står för temperaturen i °C för vattnet inom aktuellt reningssteg. Mätdata för temperaturer på avloppsflödet in till bioreningen erhölls från Gruvön

.

𝑘

= 0,12 × 1,04

(4)

Modellen verifierades genom att variera Y, f

, k

samt utgående torrhalt på slam från eftersedimenteringen tills att producerad mängd slam och reducerad mängd suspenderade ämnen per år överensstämde med indata från bruket till cirka 99 %.

Utifrån massbalansen för näring i avloppsvattnet så kunde behoven av tillsatt kväve och fosfor bestämmas genom (5) och (6). Enligt Sandberg (2019) assimilerar bioslam cirka 9 % kväve och 1 % fosfor vilket representerar den minsta mängden kväve och fosfor som behövs för att bioreningen ska fungera. Ingående halter av kväve och

5 Maria Sandberg, forskare Karlstad Universitet, föreläsning den 18:e september 2019

11

fosfor till bioreningen är i snitt 2,8 mg/l respektive 0,8 mg/l och kravet på utgående halt till recipient ligger på 2,0 mg/l filtrerat för kväve och 0,2 mg/l filtrerat för fosfor

𝑁

= Q

× 𝑁

+ 𝑁

− 𝑄

× 𝑁

(5)

𝑃𝑟

= Q

× 𝑃𝑟

+ 𝑃𝑟

− 𝑄

× 𝑃𝑟

(6)

➢

Q

= Flöde utgående recipient [m³/dag]

➢

Q

= Flöde ingående biorening [m³/dag]

➢

N

= Högsta halt kväve utgående recipient [g/m³]

➢

N

= Assimilerat kväve i biomassa (9 %) [g/dag]

➢

N

= Halt kväve ingående biorening [g/m³]

➢

Pr

= Högsta halt fosfor utgående recipient [g/m³]

➢

Pr

= Assimilerat fosfor i biomassa (1 %) [g/dag]

➢

Pr

= Halt fosfor ingående biorening [g/m³]

Kväve- och fosforbehoven räknades om till mängd ammoniumhydroxid och fosforsyra med hjälp av (7) och (8). Koncentrationer för inköpt ammoniumhydroxid och fosforsyra var 24,9 respektive 75 %

. Molmassan för respektive ämne hämtades från Wolfram Alpha (2020).

𝑁𝐻

𝑂𝐻

= 𝑁

𝑀𝑁𝐻4𝑂𝐻

(7)

𝐻

𝑃𝑂

= 𝑃𝑟

𝑀𝐻3𝑃𝑂4

(8)

➢

𝑀

= Molmassa för kväve [g/mol]

➢

𝑀

= Molmassa för fosfor [g/mol]

➢

𝑀

= Molmassa för ammoniumhydroxid [g/mol]

➢

𝑀

= Molmassa för fosforsyra [g/mol]

➢

𝐶

= Koncentrationen ammoniumhydroxid

➢

𝐶

= Koncentrationen fosforsyra

Tillförsel av luft till bassängen beräknades i två steg där syrebehovet för hur mycket substrat som oxideras (9) påverkade hur mycket lufttillförsel som krävs till bassängen (10). Mängden reducerat substrat beräknades separat för MBBR 1 & 2 samt Aktivslam 1 & 2

Medelmättnadskoncentrationen beräknades (11) med hjälp av atmosfärstrycket och medeltrycket i bassängen. Medeltrycket beräknades enligt (12) med en vattendensiteten 998 kg/m³ (Cengel & Boles 2015), tyngdacceleration och

6 Therese Olsson, processingenjör, mailkontakt den 1a april 2020

12

Multibions höjd på 12 meter

. Elbehovet för luftarna beräknades med hjälp av (13) där elanvändningen för bottenluftarsystemet och Okiluftarna är 2,4 (Tchobanoglous m.fl. 2003) respektive 11 kg,O

/kWh (Sulzer Pumps Sweden AB 2015). Övriga indata för beräkningar redovisas i Tabell II.

Tabell II. Indata för beräkningar

𝑅

= 𝑄(𝑆

− 𝑆) − 1,42 × 𝑃𝑥 (9)

➢

R

= Cellernas syrebehov [g/dag]

➢

Q = Flödet genom reningsprocess [m³/dag]

➢

S

= Substrat in till reningssteg [g/m³]

➢

S = Substrat ut från reningssteg [g/m³]

➢

P

= Slamproduktion [g/dag]

𝑆𝑂𝑇𝑅 = 𝐴𝑂𝑇𝑅

( 𝛽𝐶

− 𝐶

𝐶

) (1,024

)(𝛼)(𝐹) (10)

➢

SOTR = Standard oxygen transfer rate [g/dag]

➢

AOTR = Actual oxygen transfer rate = R

[g/dag]

➢

𝛼 = Korrektionsfaktor m.a.p. vattnets karaktär [-]

➢

𝛽 = Korrektionsfaktor för vattnets karaktär m.a.p löslighetsegenskaper [-]

➢

C

= Koncentration av löst syre under drift [g/m³]

➢

F = Foulingfaktor [-]

➢

C

= Mättnadskoncentrationen av löst syre i rent vatten [g/m³]

➢

𝐶

= Medelmättnadskoncentrationen av syre i rent vatten [g/m³]

𝐶

̅

𝐶

( 𝑃𝑠

+ 𝑃𝑠

𝑃𝑠

) (11)

7 Therese Olsson, processingenjör Gruvöns bruk, mailkontakt den 25e mars 2020

Konstant Värde Enhet

𝛼 0,4 -

𝛽 ^{0,9 -}

Cl

F

Cs20

Csth

13

➢

C

= Mättnadskoncentration vid aktuell bassängtemperatur [g/m³]

➢

Ps

= Lufttryck vid ytan på bassängen [Pa]

➢

Ps

= Medeltrycket i bassängen [Pa]

𝑃𝑠

= 𝜌

× 𝑔 × ℎ

2 (12)

➢

𝜌

= Densiteten för vatten [kg/m³]

➢

𝑔 = Tyngdaccelerationen [m/s²]

➢

ℎ = Höjden på bassängen [m]

𝐸

= 𝑆𝑂𝑇𝑅

𝑊

(13)

➢ SOTR

= Luftbehovet för respektive bassäng [kgO

/dag]

➢

W

= Energianvändning luftare [kgO

/kWh]

SV:Ace byggdes parallellt med befintligt reningsverk i SimuLink och vid beräkning antogs allt producerat bioslam användas till att ackumulera polymerer. PHA- produktion beräknades via (14), och därefter kunde behovet av flyktiga fettsyror (VFA) bestämmas enligt (15). Indata på R och Y

är 0,32 (Bengtsson m.fl.

2008) respektive 0,6

𝜑

= 𝑅 × 𝑃

1 − 𝑅 (14)

∅

= 𝜑

𝑌

(15)

➢

𝜑

= Producerad PHA [g/dag]

➢

R = Viktandel PHA av bakteriecell

➢

P

= Ingående flöde bioslam till bassäng [g/dag]

➢

∅

= Behovet av flyktiga fettsyror för att producera PHA [g/dag]

➢

Y

= Utbytet mellan PHA och VFA [kg

/kg

]

Produktionen av VFA i fermenteringen beräknades separat med (16) och jämfördes mot behovet av VFA. Utbytet TOC: VFA bestämdes till 1:2,5 med hjälp av molbalans enligt (17)

. För vidare beräkningar bestämdes ett förhållande mellan TOC och socker till 0,4 g TOC / g socker med hjälp av molbalans (18).

Produktionen av vätgas beräknades enligt (19) med ett utbyte på cirka 40 gram vätgas

per kg socker

. Andelen avlett flöde till fermenteringen itererades tills balans

uppnåtts mellan producerat och efterfrågat VFA.

14

∅

= 𝑚̇

× 𝑌

(16)

2 C + 2 H

𝑂 → C

O

H

(17)

6 𝐶 + 6 𝐻

𝑂 → 𝐶

𝑂

𝐻

(18)

𝐻

= 𝑚̇

× 𝑌

(19)

➢

∅

= Produktion av VFA [g/dag]

➢

ṁ

Massflöde av socker in till fermentering [g/dag]

➢

Y

= Utbytet mellan VFA och TOC

➢

H

= Produktion av vätgas i fermenteringen [g/dag]

➢

Y

= Utbytet mellan vätgas och socker

Storlekar på reaktorerna för fermentering och ackumulering bedömdes utifrån vilken volym som krävts vid ackumulering (20) och fermentering (21). För beräkning av volym i fermenteringsreaktorn antogs en möjlig omvandling på 40 kg socker per dag och kubikmeter (Sandberg 2017). I ackumuleringssteget användes en uppehållstid på 10 timmar (Bengtsson m.fl. 2008). För SV:Ace beräknades uppvärmningen av flödet till 70 °C i VFA-tanken enligt (22) där den specifika värmekapaciteten för vatten: 4,19 kJ/kgK hämtats från Cengel & Boles (2015). Innan ackumuleringen behövdes flödet kylas från 70 till 35 °C och beräknades enligt (22). Verkningsgraden för all värmeöverföring antogs till 50 % i enlighet med Sandberg (2017).

𝑉

= 𝑄

× 𝐻𝑅𝑇

(20)

𝑉

= 𝑚̇

40 (21)

➢

V

= Volymen i PHA tanken [m³]

➢

V

= Volymen i VFA tanken [m³]

➢

ṁ

Massflöde av socker in till fermentering [kg/dag]

➢

HRT

= Uppehållstiden i PHA tanken [h]

➢

Q

= Totalt ingående flöde till ackumulering [m³/h]

𝐸

= 𝑚̇ × 𝐶

× (T

− T

)

𝜂

× 3600 (22)

➢

𝐸

= Värmeenergi [kWh/dag]

➢

ṁ = Massflöde [kg/dag]

➢

C

= Specifik värmekapacitet [kJ/(kg×K)]

➢

T = Temperatur in/ut från VVX [°C]

➢

η

= Verkningsgraden för VVX

15

Syrebehovet i PHA tanken beräknades enligt (9) och eftersom inget biologiskt material bildas i tanken förenklades termen P

till 0 i ekvationen. 100 % av substratet, beräknat som VFA då viktförhållandet till COD är 1:1, antogs reduceras i processen.

Lufttillförsel till tanken antogs ske med ett bottenluftarsystem och beräknades som tidigare enligt (10) och (11). Elbehovet för diffusörerna beräknades som tidigare enligt (13).

En gravimetrisk förtjockare avvattnar slammet till mellan cirka 5 - 8 % torrhalt

. Inom SV:Ace kompletterades slamavvattningen med centrifug och skruvpress för att öka torrhalten ytterligare innan extraktion. Ut ur centrifug och skruvpress antogs torrhalten konstant till 25 respektive 40 % (Tchobanoglous m.fl. 2003).

Mängd avloppsvatten i flödet med slam beräknades enligt (23). Skillnaden i avloppsvatten in och ut ur avvattningssteget representerar mängden avloppsvatten som avskilts och beräknades som returflödet till MBBR 1 (24). Beräkningarna upprepades för varje avvattningssteg. Mängden TOC som reducerats i fermenteringen beräknades och subtraherades från flödet som gick tillbaka till Bioreningen.

𝑄

= (𝑃

+ 𝑃

+ 𝜑

)

𝑇𝑆 × 𝜌

(23)

➢

Q

= Mängden avloppsvatten i flödet [m³/dag]

➢

P

= Mängden biologiskt material [kg/dag]

➢

P

= Mängden suspenderat material [kg/dag]

➢

𝜑

= Mängden polymerer [kg/dag]

➢

TS = Torrhalt på flöde [-]

➢

𝜌

= Densitet vatten [kg/m³]

𝑄

= Q

− Q

(24)

➢

Q

= Returflöde avloppsvatten till Biosteg 1 [m³/dag]

➢

Q

= Flöde avloppsvatten in till avvattningssteg [m³/dag]

➢

Q

= Flöde avloppsvatten ut från avvattningssteg [m³/dag]

Det totala elbehovet för slamavvattningen beräknades enligt (25) där energianvändning för gravimetrisk förtjockare, centrifug och skruvpress hämtades från Sandberg (2017) och redovisas i Tabell III.

𝐸

= 𝑚̇

× 𝑊

+ 𝑚̇

× 𝑊

+ 𝑚̇

× 𝑊

(25)

➢

𝑚̇

= Massflöde av fast material exkl. vatten (SS + Px + PHA) [ton/dag]

➢

𝑊

= Energibehov gravimetrisk förtjockare [kWh/ton, TS]

➢

𝑊

= Energibehov centrifug [kWh/ton, TS]

➢

𝑊

= Energibehov skruvpress [kWh/ton, TS]

16 Tabell III. Energibehov för avvattningsmaskiner

I extraktionen beräknades mängden värme som krävs för att torka slammet från 40

% till cirka 100 % torrhalt (26) där förångningsentalpi för vatten vid 35 °C och atmosfärstryck hämtades från Cengel & Boles (2015). Elbehovet för torkmaskinen sattes till 750 kWh/ton, evaporerat vatten (Suez Waterhandbook 2020)

𝐸

= 𝑚̇

× ℎ

(26)

➢

𝑚 ^̇

= Massflödet vatten som evaporerades [kg/dag]

➢

ℎ

= Förångningsentalpi [kJ/kg]

För att ta reda på hur mycket lösningsmedel som skulle krävas vid uppstart av processen användes en uppehållstid i tanken på 5 timmar och ett utbyte på 10 ml/g, suspenderade ämnen enligt (27) (Jiang X. m.fl. 2006). Fast material avskildes i centrifugeringen och när behovet av metanol i kristalliseringen beräknades (28) antogs allt fast material vara avskilt. I beräkningen antogs ett uppstartsbehov på 5 gram metanol per gram PHA och en uppehållstid på 1 timme

. Volym för reaktorerna beräknades separat för aceton och metanol enligt (29)

𝐴𝑐𝑒𝑡𝑜𝑛

= 𝑚̇

× 𝑌

× 𝐻𝑅𝑇

(27)

➢

𝑚̇

= Massflöde slam in till extraktion [kg/h]

➢

𝑌

= Utbyte aceton:slam [kg/kg]

➢

𝐻𝑅𝑇

= Uppehållstid i tank [h]

𝑀𝑒𝑡𝑎𝑛𝑜𝑙

= 𝑚̇

× 𝑌

× 𝐻𝑅𝑇

(28)

➢

𝑚̇

= Massflöde PHA in till kristallisering [kg/h]

➢

𝑌

= Utbyte metanol: PHA [-]

➢

𝐻𝑅𝑇

= Uppehållstid i tank [h]

𝑉

= 𝑄

× 𝐻𝑅𝑇 (29)

➢

Q

= Totalt flöde in till reaktor [kg/h]

➢

HRT = Uppehållstid i reaktor [h]

Efter att slammet behandlats centrifugeras lösningen återigen för att avskilja polymererna från metanolen. Elbehovet för de två centrifugeringarna beräknades

8 Maria Sandberg, forskare Karlstads Universitet. föreläsning den 13:e november 2019

METOD ENERGIBEHOV ENHET

Gravimetrisk förtjockare 40 kWh/ton TS

Centrifug 75 kWh/ton TS

Skruvpress 10 kWh/ton TS

17

enligt (30). Förluster av aceton och metanol i processerna antogs till 5 % vardera för respektive flöde enligt Maratek Environmental Inc (2020). Förlusterna i beräkning representerar driftbehovet av aceton och metanol till extraktionen.

𝐸

= 𝑚̇

× 𝑊

(30)

➢

𝑚̇

= Massflöde suspenderande ämnen [ton/dag]

➢

𝑊

= Energibehov centrifug [kWh/ton, TS]

När polymererna slutligen torkades antogs de ha en fukthalt på 25 % in och 1 % ut ur processen. Ett värmebehov för torkningen beräknades enligt (31) där hastigheten för torkningen var 4,8 GJ/ton (Harding m.fl. 2007). Densitet för PHA sattes till 1200 kg/m³ (Sandberg 2017).

𝐸

= 𝑚̇

× 𝑊

(31)

➢

𝑚̇

= Massflöde PHA in till torkningen [ton/dag]

➢

W

= Energibehov för lufttorkningen [GJ/ton]

Slam inklusive förluster av aceton skickades till förbränning el- och värmeverkningsgrad på 30 respektive 60 % antogs för ångcykeln från Naturvårdsverket (2005, s. 16). Det kalorimetriska värmevärdet (HHV) för slam med 5 % askhalt: 15 MJ/kg användes (Hagelqvist m.fl. 2009). Värmevärdet för aceton hittas i Tabell IV. Frigjord värmeenergi från förbränningen beräknades enligt (32)

𝐸

= 𝑚̇

× 𝐻𝐻𝑉

+ 𝑚̇

× 𝐻𝐻𝑉

(32)

I kristalliseringen antogs allt kvarvarande aceton förångas och återanvändas.

Förvärmningen av flödet från rumstemperatur till 56 °C, som är kokpunkten för aceton, beräknades med hjälp av (22). Specifik värmekapacitet för PHA som använts i beräkning är 42 J/kgK (Braunegg & Koller 2014). Förångning av aceton beräknades som tidigare enligt (26) med förångningsentalpi för aceton. Fysikaliska data för aceton och metanol redovisas i Tabell IV.

Tabell IV. Fysikaliska data för kemikalier (Engineering ToolBox 2001)

Återvunnen värme från kylning av flödet mellan VFA-reaktor och PHA-reaktor antogs användas i extraktionen och subtraherades därmed från värmebehovet för uppvärmning av kemikalier samt förångning av aceton. Överskott av värme mellan fermentering och ackumulering antogs kylas bort mot sjövatten. Elbehovet för omrörning i samtliga reaktorer beräknades där effekten för en omrörare antogs till 5,5 kW

. Omrörarna beräknades gå kontinuerligt. Utvinningsgraden för PHA i extraktionen antogs till 99 % (Jiang X. m.fl. 2006).

Kemikalie Specifik värmekapacitet

[kJ/kgK] Förångningentalpi [MJ/kg] Kalorimetriskt värmevärde [MJ/kg]

Aceton 2,1 30,8 30,8

Metanol 2,6 1,2 22,7

18

3.3 Omvandling av data till funktionell enhet

Energi- och massflöden för brukets befintliga reningsverk sammanställdes från beräkningsmodellen. Därefter kopplades PHA-produktionssystemet in och systemförändringarna noterades. Förutom den direkta energi och massa som krävdes för PHA-produktion undersöktes även förändringarna i det befintliga reningssteget.

Resultatet i beräkningsmodellen baserades på dagliga indata över 2019 och visades i årsformat. Resultaten omvandlades för vidare beräkning till funktionell enhet genom att dividera samtliga årsdata med mängd producerat PHA under samma tidsperiod. Se Tabell V och Tabell VI för inventering av Simulinkresultat uttryckt per funktionell enhet för referenssystem och undersökt scenario. Tabellerna inkluderar antaganden angående systemets livscykel som redovisas i miljöpåverkansbedömningen. Negativa värden representerar el- och värmeproduktion från slamförbränning samt energi- och massflödesförändringar.

Tabell V. Inventering av energi- och massflöden per ton sugrör för referenssystem.

Tabell VI. Inventering av energi- och massflöden per ton sugrör för undersökt scenario.

VÄRDE ENHET KOMMENTARER

Inflöden

PP-pellets* 1 ton

Tillsatt elenergi 6,44 MWh Formsprutning av plast (sugrörsproduktion)

Transport

Tåg 1000 km Antaget avstånd från bruk till butiker

Sopbil 10 km Antaget avstånd från användare till avfallshantering

Avfall

Sugrör 1 ton

*Energi- och massflöden för PP-produktion är inte specificerat. Värden är inkluderade i data hämtad från Simapro.

VÄRDE ENHET KOMMENTARER

Inflöden

Avloppsvatten, blekeri 2 9065 m³ 60 °C Avloppsvatten, övrigt 13432 m³ 35 °C

Tillsatt elenergi -3,29 MWh Direkt samt undviken elenergi vid produktion Tillsatt Värmeenergi -13,4 MWh Direkt samt undviken värmeenergi vid produktion

Kemikalier

Aceton (C3H6O) 2.26 ton Metanol (CH3OH) 0.253 ton Ammoniaklösning

(NH4OH) -0,294 ton 25 % koncentrerad blandning

Fosforsyra (H3PO4) -0,0914 ton 75 % koncentrerad blandning

Utflöden

Renat vatten (35 °C) 22497 m³ Ingen förändring av reningsgrad antas

Biprodukter

Vätgas 0.00673 ton

Transport

Tåg 1700 km Antaget avstånd från bruk till butiker

Sopbil 10 km Antaget avstånd från användare till avfallshantering

Avfall

Bioslam -0,328 ton

Sugrör 1 ton

19

3.4 Allokering av flöden och utsläpp

För att avgöra om allokering är nödvändig mellan producerat vätgas och VFA inom fermenteringssteget undersöktes produkternas massförhållande. Då vätgasens massa beräknades till mindre än 0,05 % av massan för VFA så antogs gasens påverkan på slutresultatet vara försumbart och exkluderades därför från fortsatt beräkning.

All miljöpåverkan från processerna innan reningssteget för avloppsvattnet i Gruvöns bruk allokerades till brukets huvudsakliga produktion och lämnades därför utanför beräkning. Motiveringen till exkluderingen är att avloppsvattnet produceras och behöver renas oavsett om PHA- och sugrörsproduktion skulle ske på bruket eller inte.

4 Miljöpåverkansbedömning (LCIA)

4.1 Val av metod för miljöpåverkansbedömning

Livscykelanalysen i studien har utförts med ISO-standarder 14040–2006 samt 14044–2006 som riktlinje. LCI-resultaten uttryckt per funktionell enhet exporterades till Excel för miljöberäkning och kompletterades med data kring övriga delar av produktens livscykel. Värden för miljöpåverkan hämtades från databasen Ecoinvent 3 i SimaPro. Metoden ReCiPe midpoint (h) – Europa valdes som standardmetod kompletterat med kumulativt energibehov (CED). Övriga miljöberäkningar, sammanställningar och analyser utfördes i Excel.

4.2 Antaganden och val för produktens livscykel

För miljöpåverkan gällande plastproduktion i referenssystemet användes europeiska snittvärden för PP-produktion. På grund av det har inte något specifikt val gjorts angående vart plasten produceras utan antas produceras på flera ställen samtidigt.

Området är dock begränsat till Europas gränser. Produktion av sugrör antogs både för referensfallet och det undersökta scenariot ske på samma plats som polymerproduktionen. Formsprutning av plast valdes som metod för sugrörsframställning och förlusterna i processen antogs försumbara. Färgning av polymerer lämnades utanför studien i brist på data.

I det undersökta scenariot antogs sugrören transporteras med tåg från Gruvöns bruk till butiker inom Central- och Västeuropa med ett genomsnittsavstånd som uppskattades till 1700 kilometer. För referenssystemet antas sugrören produceras inom Central- och Västeuropa och därefter fraktas med tåg till butik. Medelavståndet i referenssystemet uppskattades till 1000 kilometer.

Användningsfasen i livscykeln exkluderades från studien på grund av att ingen data

hittades kring sugrörs miljöpåverkan under användning.

20

Den använda produkten antogs, för båda beräkningsfallen, hämtas från användare med sopbil för att sedan fraktas 10 kilometer till sluthantering och på grund av att produkten antas vara en engångsprodukt exkluderas materialåtervinning från beräkning. Inledningsvis undersöktes avfallshantering inom Europa men då ingen data hittats angående PHA så användes data som var så nära som möjligt. För det undersökta scenariot var det närmsta som hittades generell avfallshantering av bioavfall i Tjeckien. För att sedan behandla de olika fallen så lika som möjligt så användes även generell avfallshantering i Tjeckien för PP. Valda data tar hänsyn till miljöpåverkan ifrån hantering av hushållsavfall som, enligt landets kommunala avfallshantering, beskrivs vara 75 % deponering och 25 % förbränning (Eurostat 2020).

4.3 LCIA-beräkning

Den totala miljöpåverkan för respektive miljöfaktor summerades enligt (33).

𝑀𝑝

= ∑(𝐿𝐶𝐼

× 𝑀𝑝

) (33)

➢

𝑀𝑝

= Total miljöpåverkan för respektive miljöfaktor.

➢

𝐿𝐶𝐼

= Mass- och energiflöden från livscykelinventering.

➢

𝑀𝑝

= Värden hämtade från SimaPro för respektive flöde.

För jämförelse mellan systemen och resultat före normalisering samt gruppering, se Figur 6 och Figur 7.

Figur 6. Förändring av miljöpåverkan vid undersökt scenario jämfört med referenssystem.

21

Figur 7. Förändring av energiåtgång vid undersökt scenario jämfört med referenssystem.

Tabell VII visar mer detaljerad information angående miljöpåverkan per funktionell enhet för respektive miljöfaktor. De två största procentuella ökningarna respektive minskningarna är fetmarkerade.

Tabell VII. Miljöpåverkan för system under livstid per ton sugrör.

Normalisering utfördes genom att multiplicera den totala miljöpåverkan för respektive miljöfaktor med normaliseringsvärden hämtade från ReCiPe midpoint (h) – Europa. CED-resultaten är inte inräknade i den sammanslagna miljöpåverkan.

MILJÖFAKTOR ENHET REFERENSSYSTEM UNDESÖKT SCENARIO

CC kg CO2 ekv 5700 5150

FD kg oil ekv 1990 3180

MET kg 1,4-DB ekv 1050 -7,55

POF kg NMVOC ^{11,7 14,3}

HT kg 1,4-DB ekv 764 -482

PMF kg PM10 ekv 20,7 2,31

TA kg SO2 ekv 10,5 11,0

FET kg P ekv 50,6 -2,44

TET kg 1,4-DB ekv ^{0,18 -0,11}

ME kg N ekv 0,46 -5,72

CED MJ 99400 152000