3333.1.1.1.1 Le origini dell’LCALe origini dell’LCALe origini dell’LCALe origini dell’LCA 3333.... DDDD MMMM LCALCALCALCA

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3 3.... D

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DESCRIZIONE

ESCRIZIONE

ESCRIZIONE M

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METODOLOGIA

ETODOLOGIA

ETODOLOGIA LCA

ETODOLOGIA

LCA

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.1 Le origini dell’LCA

Le origini dell’LCA

L’Analisi del Ciclo di Vita (life cycle assessment, LCA) [19] è un metodo per valutare i carichi ambientali associati ad un prodotto, processo o attività, identificando e quantificando l’energia, i materiali consumati ed i residui rilasciati nell’ambiente. L’LCA, può essere considerata come l’evoluzione della tecnica di analisi energetica, i cui primi esempi d’applicazione risalgono alla fine degli anni sessanta, quando alcune grandi industrie hanno incominciato a rivolgere un interesse particolare ai temi del risparmio delle risorse (energia e materiali) e del contenimento delle emissioni nell’ambiente .

La caratteristica fondamentale di questa nuova tecnica è costituita dal metodo innovativo con cui affronta l’analisi dei sistemi industriali: dall’approccio tipico dell’ingegneria tradizionale, che privilegia lo studio separato dei singoli elementi, si passa ad una visione globale del sistema produttivo, in cui tutti i processi di trasformazione, a partire dall’estrazione delle materie prime fino allo smaltimento dei prodotti a fine vita, sono presi in considerazione. Ci si è resi conto che l’unica strada efficace per studiare in maniera completa i sistemi produttivi è quella di esaminarne le prestazioni, seguendo passo per passo il cammino percorso dall’estrazione dalle materie prime, attraverso tutti i processi di trasformazione e di trasporto che esse subiscono, fino al loro ritorno alla terra sotto forma di rifiuti: è il cosiddetto approccio “dalla culla alla tomba”, o anche “dalla culla alla culla” se si comprende anche il rientro in circolo dei materiali a fine vita .

È a partire dai primi anni ’70 che è possibile trovare i primi esempi di analisi del ciclo di vita, utilizzata da alcune grandi aziende statunitensi e dall’agenzia per la protezione dell’ambiente americana (US-EPA) come supporto alle decisioni. Verso la fine degli anni settanta nasce il concetto di sviluppo sostenibile e nello stesso periodo in Europa viene pubblicato il manuale di analisi energetica industriale di Bounstead e Hancock [20], una pietra miliare nella storia della metodologia LCA in quanto è il primo ad

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offrire una descrizione di carattere operativo del procedimento analitico che è da considerare parte fondamentale della tecnica attuale. Il termine LCA, in realtà, viene coniato solo durante il congresso SETAC (Society of Environmental Toxicology and Chemistry) di Smuggler Notch (Vermont - USA) del 1990.

Le numerose iniziative per la messa a punto della metodologia LCA hanno incominciato a concretizzarsi nei primi anni ’90 con la pubblicazione di alcuni manuali e di strumenti di calcolo per un suo impiego pratico. L’attuale impegno del comitato ISO per la standardizzazione della metodologia trova la prima attuazione nell’emanazione della famiglia di norme ISO 14040, che sviluppano le linee guida proposte dalla SETAC.

3

3.2 .2

.2

.2 La struttura dell’LCA

La struttura dell’LCA

La definizione di LCA proposta dalla SETAC (1993), oggi formalizzata nella ISO 14040, è la seguente [21]: “è un procedimento oggettivo di valutazione dei carichi

energetici ed ambientali relativi ad un processo o un’attività, effettuato attraverso l’identificazione dell’energia e dei materiali usati e dei rifiuti rilasciati nell’ambiente. La valutazione include l’intero ciclo di vita del processo o attività, comprendendo l’estrazione e il trattamento delle materie prime, la fabbricazione, il trasporto, la distribuzione, l’uso, il riuso, il riciclo e lo smaltimento finale”.

La struttura dell’LCA in accordo con la famiglia di norme ISO 14040 (e le corrispondenti UNI EN ISO 14040 [22, 23, 24, 25]) si articola nelle seguenti fasi:

I. Definizione degli Scopi e Obiettivi (Goal Definition and Scoping, ISO

14041:1998)

II. Analisi Inventario (Life Cycle Inventory, ISO 14041:1998)

III. Valutazione Impatti (Life Cycle Impact Assesment, ISO 14042:1999)

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Tabella 3.1: Norme ISO sulla metodologia LCA

3.2.1 Definizione scopi e obiettivi

E’ la fase che consente di definire i confini della ricerca e l’obiettivo cui riferire i risultati [22, 23]. Prevede i seguenti passi:

Dichiarazione degli obiettivi

“gli obiettivi e gli scopi dello studio di una LCA devono essere definiti con chiarezza ed essere coerenti con l’applicazione prevista, le motivazioni che inducono a realizzare lo studio e il tipo di pubblico a cui è destinato”

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Definizione dell’unità funzionale

“Prestazione quantificata di un sistema di prodotto da utilizzare come riferimento in uno studio di LCA”; rappresenta quindi un’unità di misura di riferimento, a cui legare i flussi di ingresso e di uscita.

Definizione dei confini del sistema

“I confini del sistema definiscono le unità di processo da includere nel sistema di cui si costituisce il modello”. Un’unità di processo è “la più piccola parte di un sistema di prodotto per la quale sono stati raccolti i dati nel corso della valutazione del ciclo di vita”. “Idealmente il sistema di prodotti dovrebbe essere modellizzato in modo che i flussi in ingresso e in uscita ai suoi confini siano dei flussi elementari”. In realtà per risparmiare risorse è conveniente restringere l’analisi, anziché condurre uno studio completo. Si deve decidere quali unità di processo comporranno il modello e quali rilasci nell’ambiente devono essere valutati, oltre al livello di dettaglio di tale valutazione. “I criteri adottati nello stabilire i confini del sistema devono essere identificati e giustificati nel campo di applicazione dello studio”, tale operazione dipende dalla finalità della ricerca ed incide fortemente sui risultati.

Definizione categorie dati necessari e qualità degli stessi I dati si suddividono in diverse categorie:

– input energetici;

– materie prime;

– prodotti;

– emissioni;

– rifiuto.

I requisiti di qualità dei dati dovrebbero comprendere:

– le fonti;

– fattori relativi al tempo, alla geografia e alla tecnologia;

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– la coerenza e riproducibilità dei metodi usati nella LCA;

– l’incertezza dell’informazione.

3.2.2 Analisi d’inventario

L’Analisi d’Inventario (LCI, Life Cycle Inventory) è la costruzione di un modello della realtà in grado di rappresentare nella maniera più fedele possibile tutti gli scambi tra i singoli processi appartenenti alla catena produttiva analizzata [22, 23]. L’obiettivo è fornire dati oggettivi su tutti i flussi elementari in ingresso ed in uscita dal sistema analizzato (ISO 14041). Un flusso elementare è definito come:

1. materia o energia che entra nel sistema allo studio, prelevati dall’ambiente senza alcuna preventiva trasformazione operata dall’uomo;

2. materia o energia che esce dal sistema allo studio, scaricati nell’ambiente senza alcuna ulteriore trasformazione operata dall’uomo.

Questa fase prevede i seguenti passi:

• Diagramma di flusso, che identifica e visualizza le operazioni principali del processo e le loro relazioni;

• Schede di raccolta dati, tramite le quali, per ogni operazione unitaria, vengono indicati tutti gli input e gli output associati

• Risultati, presentati secondo diverse categorie:

– materie prime;

– combustibili primari;

– energia: produzione da combustibili, diretta, trasporti;

– rifiuti solidi;

– emissioni gassose;

– emissioni liquide.

I dati raccolti possono essere distinti in tre categorie: dati primari, provenienti da rilevamenti diretti, dati secondari, ricavati dalla letteratura (banche dati e altri studi), e infine dati terziari, definiti sulla base di stime e valori medi.

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Figura 3.1: Fasi della vita di un prodotto nella LCA

3.2.3 Valutazione impatti

La terza fase della LCA è quella di valutazione degli impatti (LCIA, Life Cycle Impact

Assesment) [22, 24]. Essa ha lo scopo di evidenziare l’entità delle modificazioni

ambientali che si generano a seguito dei rilasci nell’ambiente e del consumo di risorse provocati dall’attività produttiva in esame. Consiste nell’imputare i consumi e le emissioni a specifiche categorie di impatto riferibili ad effetti ambientali conosciuti e nel quantificare l’entità del contributo che il processo arreca agli effetti considerati. Lo schema proposto è il seguente (secondo uno dei possibili metodi per l’analisi dell’impatto ambientale: Eco-indicator 99 [26])

• Selezione degli effetti ambientali da considerare e dei rispettivi indicatori:

– Minerali residui;

– Disponibilità dei combustibili fossili;

– Cambiamenti negli habitat;

– Cambiamento del ph e della disponibilità di nutrienti;

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– Concentazione di gas che riducono la fascia di ozono;

– Concentrazione di radionuclidi;

– Concentrazione di VOC;

– Concentrazione di IPA in aria, acqua e cibo.

• Assegnazione dei risultati della fase di inventario agli effetti ambientali scelti (classificazione). I flussi di input e output sono organizzati nelle seguenti categorie di impatto:

– Surplus di energia per estrazioni future;

– Effetti Regionali sui sistemi vascolari delle piante;

– Effetti locali sui sistemi vascolari delle piante;

– Acidificazione, eutrofizzazione;

– Ecotossicità;

– Cambiamento climatico;

– Danno alla fascia di Ozono;

– Radiazioni;

– Effetti sul sistema respiratorio;

– Formazioni di neoplasie (cancro).

• Raggruppamento delle categorie di impatto nelle seguenti categorie di danno:

– Danni sulle risorse fossili e minerali;

– Danni sulla qualità dell’ecosistema;

– Danni sulla salute umana.

• Calcolo degli indicatori di categoria (caratterizzazione).

3.2.4 Interpretazione e miglioramento

Nella fase conclusiva vengono analizzati i risultati ottenuti nelle fasi precedenti ed identificate le parti del sistema in cui possono essere apportati dei cambiamenti al fine

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di ridurre l’impatto ambientale dei processi considerati, coerentemente con gli obiettivi posti [22, 25].

Disaggregando i dati relativi alle emissioni in base alla fase del processo in cui tali emissioni vengono generate, è inoltre possibile individuare le parti più critiche del ciclo di vita di un prodotto.

Se lo scopo dello studio è il paragone di due processi distinti, è possibile confrontare i risultati ottenuti, avendo in precedenza utilizzato i medesimi indicatori di impatto e dati per quanto possibile omogenei. I risultati ottenuti possono riguardare sia l’impatto globale, sia le singole categorie di danno o di impatto. In questo modo si può stabilire quale processo mostra il carico ambientale maggiore, in assoluto o con riferimento ad ogni singola categoria.

3

3.3 .3

.3

.3 Metodi per l’analisi dell’impatto ambientale

Metodi per l’analisi dell’impatto ambientale

Per stimare l’impatto ambientale di un processo è necessario stendere un inventario di tutti gli input ed output conosciuti. Una volta quantificati con la maggior precisione possibile tali flussi, è necessario valutare il peso che ognuno di loro ha sull’ambiente , sulla salute umana e sul depauperamento delle risorse.

Le tecniche per la valutazione di tali parametri sono molto numerose ed in continua evoluzione. A seconda del caso di studio può essere conveniente utilizzare l’una o l’altra; per questo motivo i software in commercio offrono la possibilità di selezionare tutta una serie di metodi già implementati.

La struttura di base dei metodi è la seguente: I. Caratterizzazione

II. Valutazione dei danni III.Normalizzazione IV.Pesatura

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Gli ultimi tre passi sono opzionali, in accordo con le norme ISO. Questo significa che sono previsti solo da alcuni metodi. Nel software utilizzato in questo studio, SimaProTM 7.0, possono, all’occorrenza, essere resi operativi o disinseriti, a seconda degli obiettivi prefissi.

3.3.1 Caratterizzazione

Le sostanze che concorrono ad una categoria di impatto sono moltiplicate per un fattore di caratterizzazione che esprime il contributo relativo della sostanza. Per esempio, se il fattore che caratterizza l’anidride carbonica per la categoria di impatto “Cambiamenti climatici” è uguale a 1 e il fattore del metano è pari a 21, ciò significa che il rilascio di 1 kg di CH4 ha un impatto sulle variazioni del clima di gravità pari a quella provocata

dall’emissione di 21 Kg di CO2.

3.3.2 Valutazione dei danni

La valutazione dei danni è stata introdotta di recente nella valutazione dell’impatto; lo scopo è quello di combinare una serie di indicatori di categorie di impatto in una categoria di danno. Questa è una pratica utilizzata in metodi come l’Eco-indicator 99 e l’EPS 2000.

In questo stadio, gli indicatori delle categorie di impatto che hanno unità di misura analoghe possono essere sommati. Per esempio, nell’Eco-indicator 99, tutte le categorie di impatto che si riferiscono alla salute umana sono espresse in DALY. In questo metodo è possibile sommare ai DALYs legati alle emissioni di sostanze cancerogene i DALYs legati ai cambiamenti climatici.

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3.3.3 Normalizzazione

Diversi metodi permettono di confrontare i risultati delle varie categorie di impatto mediante un valore normalizzato. Per normalizzare il valore si moltiplica il punteggio relativo ad ogni categoria per un adeguato fattore che lo rende adimensionale (i valori normalizzati sono espressi in “punti”); in questo modo si possono agevolmente confrontare gli effetti del processo sulle diverse categorie di impatto.

3.3.4 Pesatura

Alcuni metodi permettono di pesare i valori delle varie categorie di impatto. Questo significa che i risultati degli indicatori delle varie categorie di impatto o danno sono moltiplicati per un fattore peso, per poi essere sommati per ottenere un punteggio singolo che permette di confrontare sinteticamente più processi.

Il peso può essere applicato a valori normalizzati o ancora da normalizzare, visto che alcuni metodi (come EPS) non hanno la fase di normalizzazione.

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3.4 .4

.4

.4 Eco

Eco

Eco----indicator 99

Eco

indicator 99

Eco-Indicator 99 [26] è un metodo di valutazione dell’impatto sviluppato a partire dal predecessore Eco-Indicator 95.

Tradizionalmente nella LCA le emissioni e le estrazioni di risorse sono espressi in 10 o più categorie di impatto, come acidificazione, abbattimento della fascia di ozono, ecotossicità e estrazione di risorse. Anche per un gruppo di esperti, è molto difficile attribuire fattori peso significativi a un così elevato numero di categorie. Risulta invece più utile raggruppare le varie categorie di impatto in categorie di danno, e assegnare a quest’ultime un peso.

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1. Danni alla salute umana, espressi come il numero di anni di vita persa e il numero di anni trascorsi in malattia.

2. Danni alla qualità dell’ecosistema, espressi come perdita di specie in una determinata area e in un determinato periodo

3. Danni alle risorse, espressi come il surplus di energia necessario per successive estrazioni di minerale e combustibili fossili..

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L’inventario è l’elenco di tutte le sostanze coinvolte nel processo; tali sostanze producono degli effetti i quali causano dei danni di diversa natura. Questi danni vengono raggruppati nelle tre categorie di danno sopra citate, che concorrono alla definizione di un unico indicatore di impatto.

Per valutare i danni relativi alla categoria “Salute Umana”, Eco-indicator 99 utilizza la scala DALY (Disability Adjusted Life Years). A ciascun tipo di danno viene attribuito un valore da 0 a 1 ( 0 significa perfettamente sano, 1 morte); per determinare la quantità di DALY relativi a ciascuna emissione si moltiplica il valore che il metodo attribuisce al potenziale danno per il periodo sottratto in media ad una vita in salute.

Per esempio se alcuni soggetti, a seguito di una esposizione ad una sostanza emessa, devono trascorrere un certo periodo in ospedale per essere curati da una malattia, a tale trattamento viene attribuito un fattore pari a 0.392 DALY/y. Se il trattamento ospedaliero dura 0.01 anni (3.65 giorni) a ogni caso deve essere attribuito un peso di 0.004 DALYs (0.392*0.01).

Per valutare i danni relativi alla categoria “Qualità dell’ecosistema”, Eco-indicator 99 utilizza due diverse unità di misura: PAF*m2*yr e PDF*m2*yr.

PAF (Potentially Affected Fraction) si riferisce all’ecotossicità ed esprime la frazione di specie che è esposta ad una concentrazione superiore al NOEC (No Observed Effect Concentration), dunque calcola la frazione di specie potenzialmente affetta in relazione alla concentrazione di sostanza tossica.

PDF (Potentially Disappeared Fraction) riguarda l’acidificazione e l’eutrofizzazione e rappresenta la probabilità di estinzione, in un ambiente contaminato, di una specie di pianta che naturalmente sarebbe presente nello stesso ambiente privo di contaminazione. Si esprime come 1-POO (Probabilità Of Occurrence), dove POO indica la probabilità che una specie continui ad essere presente in un’area contaminata. Per valutare i danni relativi alla categoria “Risorse”, Eco-indicator 99 utilizza il MJ surplus, vale a dire che considera l’incremento di energia necessario ad estrarre un kg di materia prima che resta in natura. Possiamo parlare di incremento in quanto è ragionevole pensare che occorra una spesa energetica sempre maggiore per estrarre del materiale che va esaurendosi.

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3.4.1 Valutazione dell’impatto

La valutazione dell’impatto avviene in quattro fasi successive: I. Caratterizzazione

II. Valutazione Danni III. Normalizzazione IV. Pesatura

I Caratterizzazione

In Tabella 3.2 sono riportate le 11 categorie di impatto definite nel metodo Eco-indicator 99, con le relative unità di misura.

Categoria d’impatto Unità di misura

Carcinogens DALY

Respiratory organics DALY Respiratory inorganics DALY

Climate change DALY

Radiation DALY

Ozone layer DALY

Ecotoxicity PAF . m2 . yr Acidification / Eutrophication PDF . m2 . yr

Land use PDF . m2 . yr

Minerals MJ surplus

Fossil fuels MJ surplus

Tabella 3.2: Categorie di impatto di Eco-indicator 99

Nella fase di caratterizzazione il metodo attribuisce ad ogni flusso in input o output definito nella fase di inventario un fattore che permette di calcolare il relativo impatto

Emissioni

Vengono attribuiti dei fattori di impatto a ciascuna emissione che ne indicano il carico ambientale. Tali fattori sono calcolati in base ad analisi degli effetti della sostanza emessa sull’ecosistema e la salute umana.

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Cancerogeni: la categoria racchiude le emissioni di sostanze cancerogene in aria,

acqua e suolo. Il danno è espresso in DALY/kg di emissione.

Sostanze organiche inalabili: sono inclusi gli effetti respiratori risultanti da smog

estivo, dovuto a emissioni di sostanze organiche in aria. Il danno è espresso in DALY/kg di emissione.

Sostanze inorganiche inalabili: descrive gli effetti respiratori risultanti da smog

invernale, dovuto a emissioni di polvere, SOx e NOx in aria. Il danno è espresso in DALY/kg di emissione.

Cambiamenti climatici: il danno, espresso in DALY/kg di emissione, consiste

nell’incremento di malattie e morti causate dai cambiamenti climatici.

Radiazioni: il danno è espresso in DALY/kg di emissione ed è causato da emissioni

radioattive.

Fascia di ozono: il danno è espresso ancora in DALY/kg di emissione, è dovuto

all’incremento di tumori della pelle dovuti alla maggiore quantità di radiazioni UV che filtrano dalla fascia dell’ozono, danneggiata dall’emissione di diverse sostanze.

Ecotossicità: danno alla qualità dell’ecosistema come risultato di emissioni di

sostanze ecotossiche in aria, acqua e suolo. Il danno è espresso in PAF*m2*anno/kg di emissione.

Acidificazione/Eutrofizzazione: la categoria racchiude due diversi problemi, quello

dell’acidificazione delle acque e del terreno a seguito del rilascio in aria di sostanze provocanti piogge acide e quello dell’eutrofizzazione delle acque superficiali a seguito dell’emissione in acqua di sostanze nutrienti per i microrganismi. Il danno è espresso in PDF*m2*anno/kg di emissione.

Utilizzo del suolo

L’utilizzo del suolo ha impatto sull’ecosistema ed in particolare sulla diversità delle specie vegetali e animali. Sulla base di osservazioni in loco, è stata sviluppata una scala che esprime il grado di varietà delle specie in base al tipo di utilizzo del suolo e alle dimensioni dell’area. Nelle categorie di impatto sono presi in considerazione sia gli effetti regionali che locali.

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Il danno è causato sia dalla conversione del suolo che dalla sua occupazione, e viene espresso in PDF*m2*anno/m2.

Impoverimento delle risorse

L’uomo estrae sempre per prime le risorse migliori e più accessibili, lasciando quelle di qualità inferiore per estrazioni successive. Il danno alle risorse ricadrà sulle generazioni future in quanto dovranno spendere più energia per estrarre le risorse rimanenti. Questi sforzi aggiuntivi sono espressi in “surplus di energia”.

Minerali: il danno è espresso in Surplus di energia per kg di minerale estratto ed è

causato dal decremento di quest’ultimo nel sottosuolo.

Combustibili fossili: il danno è espresso in Surplus di energia speso per MJ, kg o m3

di combustibile fossile estratto, ed è dovuto alla più bassa qualità delle risorse rimanenti.

II

Valutazione dei Danni

Come si vede in Tabella 3.3 ogni categoria di danno ha una sua unità di misura. In questa fase i punteggi relativi alle varie categorie di impatto devono essere espressi nelle unità delle relative categorie di danno per poi essere sommati.

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Categoria di

danno Unità

Categoria

d’impatto Fattore Unità di misura

Carcinogens 1 DALY / DALY

Respiratory

organics 1 DALY / DALY

Respiratory

inorganics 1 DALY / DALY

Climate change 1 DALY / DALY

Radiation 1 DALY / DALY

Human

Health DALY

Ozone layer 1 DALY / DALY

Ecotoxicity 0.1 PAF . m2 . yr / PDF . m2 . yr Acidification / Eutrophication 1 PDF . m2 . yr / PDF . m2 . yr Ecosystem Quality PDF . m2 . yr Land use 1 PDF . m2 . yr / PDF . m2 . yr Minerals 1 MJ surplus / MJ surplus Resources MJ surplus

Fossil fuels 1 MJ surplus / MJ surplus Tabella 3.3: Categorie di danno di Eco-indicator 99

III Normalizzazione

Poiché i punteggi di ogni categoria di danno hanno unità di misura differenti, non possono essere confrontati. Mediante la normalizzazione, che consiste nel moltiplicare i suddetti valori per un fattore che li rende adimensionali, si può procedere a un confronto avendo a disposizione tutti dati omogenei. In questa fase è possibile visualizzare oltre alle categorie di impatto anche quelle di danno.

IV Pesatura

Il metodo permette di attribuire ad ogni categoria di danno un’importanza diversa moltiplicando per un fattore peso i risultati ottenuti con la normalizzazione. In questo modo si ottengono valori pesati dell’impatto, che possono essere sommati per calcolare l’impatto globale del processo.

I fattori di normalizzazione e di pesa dipendono dalla prospettiva utilizzata (vedi

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3.4.2 Incertezza

Quando si compila una analisi del ciclo di vita, se si vogliono ottenere risultati validi, è necessario fare attenzione alle incertezze insite nel metodo che viene utilizzato per la valutazione degli impatti. Queste sono di tre tipi:

• incertezza sui dati (operational uncertainty), può facilmente essere documentata aggiungendo le distribuzioni statistiche dei dati stessi;

• incertezza sulla correttezza del modello di danno (fundamental uncertainty), causata da scelte filosofiche di base, non si può descrivere adeguatamente aggiungendo una deviazione standard o un range di variazione;

• incertezza dovuta all’incompletezza, e in particolare a meccanismi di impatto riconosciuti, ma esclusi per l’inesistenza di un adeguato modello di danno.

L’incertezza sulla correttezza del modello dipende da scelte soggettive compiute dal compilatore del metodo, riguardanti:

cosa deve essere incluso nel modello;

il livello di convalida scientifica necessario per l’accettazione di una teoria;

l’intervallo temporale preso in considerazione;

la scelta se considerare i problemi di salute della popolazione anziana della stessa gravità di quella giovane;

la scelta se considerare i danni futuri gravi come quelli immediati o meno gravi;

la possibilità di considerare i danni potenziali, evitabili con una appropriata gestione, meno seri.

Come si intuisce, queste scelte sono legate più che a considerazioni oggettive, alla sensibilità personale. Per tenerne di conto è stato sviluppato il concetto di teoria culturale, tramite il quale sono stati definiti cinque diversi archetipi di individui, di cui soltanto tre utilizzabili. Di conseguenza sono state messe a punto tre versioni diverse di Eco-Indicator 99, che rispecchiano tre diverse prospettive teoriche.

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1. La prospettiva individualista

L’archetipo individualista descrive una persona con legami deboli con le altre persone del proprio gruppo e poco influenzata da prescrizioni imposte dall’esterno. Vengono incluse soltanto le catene causa effetto scientificamente provate, e si considera un intervallo di tempo relativamente breve (meno di 100 anni), in quanto si può ritenere che effetti futuri possano essere evitati tramite un adeguato sviluppo tecnologico. Per la salute umana, vengono utilizzati pesi scalati con l’età, in quanto più una persona è giovane più è ritenuta importante.

2. La prospettiva gerarchica

L’archetipo gerarchico è proprio di una persona con forti legami con le altre persone e forti imposizioni esterne.

Vengono incluse teorie che sono riconosciute da enti scientifici e politici con sufficiente sicurezza.

3. La prospettiva egualitaria

L’archetipo egualitario si avvicina a persone con forti legami con persone del proprio gruppo ma poche imposizioni esterne.

In questa versione si fa costantemente ricorso al principio di precauzione: tutto ciò su cui esiste incertezza viene incluso nel modello, e l’intervallo di tempo è molto lungo, in quanto si considera inaccettabile trascurare i problemi futuri, considerando che questi vengano evitati.

Un esempio semplice che illustra la differenza tra le tre versioni riguarda le sostanze cancerogene di cui si tiene conto.

Nella prospettiva individuale vengono considerate solo le sostanze incluse nella classe 1 della IARC (International Agency for Research on Cancer), che contiene i composti con dimostrata attività cancerogena sugli esseri umani.

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Nella prospettiva gerarchica vengono invece considerate anche le sostanze delle classi 2b e 2c (rispettivamente probabili e possibili cancerogeni per l’uomo), mentre, per finire, la prospettiva egualitaria tiene conto anche dei composti della classe 3 (agenti

non classificabili per la cancerogenità nell’uomo) ed esclude solo la classe 4 (agenti probabilmente non cancerogeni per l’uomo).

3

3.5 .5

.5

.5 Altri metodi per la valutazione dell’impatto

Altri metodi per la valutazione dell’impatto

Altri metodi per la valutazione dell’impatto sono [27]:

• CML 1992 v 2.1 • Eco-Indicator 95 • Ecopoints 97 • CML 2 baseline 2000 • EPS 2000 • EDIP/UMIP 97 v 2.03 • IPCC 2001 GWP 100a v 1.02

• Cumulative Energy Demand v 1.1

• Impact 2002+

3.5.1 CML 1992 v 2.03

La valutazione dell’impatto avviene in due fasi successive: i. Caratterizzazione

ii. Normalizzazione

Tale metodo non definisce le categorie di danno, la normalizzazione viene direttamente eseguita sulle categorie di impatto, che sono:

⇒ _{Greenhouse [kg GWP (global warming potential)]} ⇒ _{Ozone layer [kg ODP (ozone depletion potential)]} ⇒ _{Ecotoxicity [EC (ecotoxicological classification value)]}

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⇒ _{Human toxicity [EC (human toxicological classification value)]} ⇒ _{Eutrophication [kg NP (nutriphication potential)]}

⇒ _{Acidification [kg AP (acidification potential)]}

⇒ _{Summer smog [kg POCP (photochemical ozone creation potential)]} ⇒ _{Energy resources [MJ LHV]}

⇒ _{Solid waste [kg waste]}

Le unità di misura sono fittizie, definite tramite una scala delle diverse sostanze.

3.5.2 Eco-Indicator 95 v2.1

La valutazione dell’impatto avviene in tre fasi successive: i. Caratterizzazione

ii. Normalizzazione iii. Pesatura

Tale metodo non valuta le categorie di danno, la normalizzazione viene direttamente calcolata sulle categorie di impatto.

Le categorie di impatto sono:

⇒ _{Greenhouse [kg CO}₂_] ⇒ _{Ozone layer [kg CFC11]} ⇒ _{Acidification [kg SO}₂_] ⇒ _{Eutrophication [kg PO}₄_] ⇒ _{Heavy Metals [kg Pb]} ⇒ _{Cancirogens [kg B(a)P]} ⇒ _{Winter smog [kg SPM]} ⇒ _{Summer smog [kg C}₂_H₄_] ⇒ _{Pesticides [kg act.subst]} ⇒ _{Energy resources [MJ LHV]} ⇒ _{Solid waste [kg]}

(22)

L’impatto nelle varie categorie è calcolato in unità di massa equivalente di una sostanza campione (eccetto che per i combustibili e i rifiuti).

3.5.3 Ecopoints 97

Tale metodo non definisce le categorie di danno, la normalizzazione viene effettuata direttamente sulle categorie di impatto.

⇒ _{NOx [g]} ⇒ _{SOx [g SO}₂_eq.] ⇒ _{NMVOC [g]} ⇒ _{NH3 [g]} ⇒ _{Dust PM10 [g]} ⇒ _{CO2 [g CO}₂_eq.] ⇒ _{Ozone layer [g CFC-11]} ⇒ _{Pb air [g]} ⇒ _{Cd air [g]} ⇒ _{Zn air [g]} ⇒ _{Hg air [g]} ⇒ _{COD [g]} ⇒ _{P [g]} ⇒ _{N [g]} ⇒ _{Cr water [g]} ⇒ _{Zn water [g]} ⇒ _{Cu water [g]} ⇒ _{Cd water [g]}

(23)

⇒ _{Hg water [g]} ⇒ _{Pb water [g]} ⇒ _{Ni water [g]} ⇒ _{AOX water [g Cl}-_] ⇒ _{Nitrate soil [g]} ⇒ _{Metals soil [g Cd eq.]} ⇒ _{Pesticide soil [g act.subst.]} ⇒ _{Waste [g]} ⇒ _{Waste special [g]} ⇒ _{LMRAD [cm}3_] ⇒ _{HRAD [cm}3_] ⇒ _{Energy [MJ LHV]}

3.5.4 CML 2 baseline 2000

ii. Normalizzazione

Anche questo metodo non fornisce categorie di danno, la normalizzazione viene effettuata sulle categorie di impatto.

⇒ _{Abiotic deplation [kg Sb eq.]} ⇒ _{Global warming [kg CO}₂_eq.]

⇒ _{Ozone layer deplation [kg CFC-11 eq.]}

⇒ _{Human toxicity [kg 1,4-DB (1,4-diclorobenzene) eq.]} ⇒ _{Fresh water aquatic ecotoxicity [kg 1,4-DB eq.]} ⇒ _{Marine aquatc ecotoxicity [kg 1,4-DB eq.]} ⇒ _{Terrestral ecotoxicity [kg 1,4-DB eq.]} ⇒ _{Photochemical oxidation [kg C}₂_H₄₎

(24)

⇒ _{Acidification [kg SO}₂_eq.] ⇒ _{Eutrophication [ kg PO}₄=_eq.]

3.5.5 EPS 2000

ii. Valutazione danni iii. Pesatura

Tale metodo non considera la normalizzazione, il peso viene direttamente applicato al punteggio delle categorie di danno.

⇒ _{Life Expectancy [PersonYr]} ⇒ _{Severe Morbidity [PersonYr]} ⇒ _{Morbidity [PersonYr]}

⇒ _{Severe Nuisance [PersonYr]} ⇒ _{Nuisance [PersonYr]}

⇒ _{Crop Growth Capacity [kg]} ⇒ _{Wood Growth [kg]}

⇒ _{Fish and Metal Production [kg]} ⇒ _{Soil Acidification. [H}+_eq] ⇒ _{Prod.Cap. Irrigation Water [kg]}

⇒ _{Depletion of reserves [ELU, Enviroromental Load Unit]} ⇒ _{Species Extinction [NEX, Normalised Extintion of Species]}

Le categorie di danno sono:

⇒ _{Human Health [ELU]}

⇒ _{Ecosystem Production Capacity [ELU]} ⇒ _{Abiotic Stock Resorce [ELU]}

(25)

3.5.6 EDIP/UMIP 97 v 2.03

Tale metodo non considera la valutazione danni, la normalizzazione viene direttamente calcolata sulle categorie di impatto, così come la pesatura.

⇒ _{Global warming [g CO2]} ⇒ _{Ozone depletion [g CFC 11]} ⇒ _{Acidification [g SO2]} ⇒ _{Eutrophication [g NO3]}

⇒ _{Photochemical smog [g ethane]} ⇒ _{Ecotoxicity water chronic [m}3_] ⇒ _{Ecotoxicity water acute [m}3_] ⇒ _{Ecotoxicity soil chronic [m}3_] ⇒ _{Human toxicity air [m}3_] ⇒ _{Human toxicity water [m}3_] ⇒ _{Human toxicity soil [m}3_] ⇒ _{Bulk waste [kg]}

⇒ _{Hazardous waste [kg]} ⇒ _{Radioactive waste [kg]} ⇒ _{Slags/Ashes [kg]} ⇒ _{Resources [kg]}

(26)

3.5.7 IPCC 2001 GWP 100a v 1.02

La valutazione dell’impatto avviene considerando solo l’emissione di CO2 equivalente, l’unico compartimento considerato è quello delle emissioni in aria non prendendo in considerazione né l’acqua, né il suolo. Viene condotta solo la fase di caratterizzazione. Questo metodo considera un’unica categoria di impatto chiamata IPCC 2001 GWP

3.5.8 CUMULATIVE ENERGY DEMAND v1.1

ii. Pesatura

Tale metodo non valuta le categorie di danno, il peso viene direttamente applicato alle categorie di impatto, che riguardano soltanto il consumo di materie prime non rinnovabili.

⇒ _{Non renewable , fossil (MJ-Eq)} ⇒ _{Non renewable , nuclear (MJ-Eq.)} ⇒ _{Non renewable , biomass (MJ-Eq)}

⇒ _{Non renewable, wind, solar, geothermal (MJ-Eq)} ⇒ _{Non renewable, water (MJ-Eq)}

3.5.9 IMPACT 2002+

ii. Valutazione danni iii. Normalizzazione iv. Pesatura

(27)

⇒ _{Carcinogens (kg chloro-ethylene)} ⇒ _{Non-carcinogens (kg chloro-ethylene)} ⇒ _{Respiratory inorganics (kg PM2.5)} ⇒ _{Ionizing radiation (Bq C-14)} ⇒ _{Ozone layer depletion (kg CFC-11)} ⇒ _{Respiratory organics (kg ethylene)} ⇒ _{Aquatic ecotoxicity (kg TEG}1_water) ⇒ _{Terrestrial ecotoxicity (kg TEG soil)}

⇒ _{Terrestrial acidification nutrification (kg SO}₂₎ ⇒ _{Land occupation (m}2_{organic arable land * year)} ⇒ _{Aquatic acidification (kg SO}₂₎

⇒ _{Aquatic eutrophication (kgeq PO}₄3-₎ ⇒ _{Global warming (kg CO}₂₎

⇒ _{Non-renewable energy (MJ primary)} ⇒ _{Mineral extraction (MJ surplus)}

Le categorie di danno sono:

⇒ _{Human health (DALY)}

⇒ _{Ecosystem quality (PDF*m}2_*yr) ⇒ _{Climate change (kg CO}₂₎

⇒ _{Resources (MJ primary)}