發展台灣生命週期衝擊評估方法

目前國際上的生命週期衝擊評估在方法學上有以下四點差異：主觀價值選擇 排除空間、時間、閥值(Threshold)及劑量反應不同衝擊指標精密度的差異等資 訊，降低指標結果之關連度並不預測類別終點、超越閥值、安全界線或風險之衝 擊不同產品系統間的評估功能有限各方法在衝擊類別與損害類別選擇的不一 致、各衝擊類別間在因果鏈(Cause-Effect Chain)的差異、缺乏不確定分析、權 重階段過於主觀。本研究團隊為了增進衝擊評估上的可信度，故不直接採用國際 現有的生命週期衝擊評估方法，而試圖發展台灣本土化的生命週期衝擊評估方 法。

本土化生命週期衝擊評估的發展流程如圖 2.5 所示，因此在研發過程的主要 考量有以下四點：採用最佳可行的特徵化模式、結合損害導向與衝擊導向兩方 法、降低主觀因素、涵納本土關心的環境衝擊類別

如圖2.5所示，本團隊於衝擊類別的篩選，以台灣永續發展指標中與環境面 向的指標作為本土關心環境衝擊類別的代表，與現行國際上生命週期衝擊評估方 法涵蓋的評估類別比較後如表2.4，以確立所衝擊評估類別。

圖2.5 本土化生命週期衝擊評估方法研擬流程

表 2.4 生命週期評估涵蓋的衝擊類別與台灣永續發展指標之比較

Common Impact categories of LCA Taiwan Sustainable Development Indicators Global warming The emission amount of CO2

Respiratory/ Photochemical Average PSI Aquatic ecotoxicity /

eutrophication / acidification

Light-polluted streams percentage

Aquatic ecotoxicity /

eutrophication / acidification

Reservoir quality

Waste Percentage of waste recycling and reuse Hazardous Waste Growth rate of low-level radioactive wastes Land occupation Ratio of areas depleted of natural resources Land occupation Ratio of natural coastline

Land occupation Ratio of healthy forest Land occupation Ratio of healthy arable land Aquatic ecotoxicity /

eutrophication / acidification

Fisheries yield per unit effort

Land use/ ecotoxicity /

eutrophication / acidification

Ratio of ecologically sensitive areas

Water Supply of water resources Waste Garbage per capita

None Betel nuts plantation

None Number of pollution complains Human Toxicity Death rate of cancer

Human Toxicity Epidemic infection rate Mineral extraction Cement production per capit

Human Toxicity / ecotoxicity Ratio of pesticide consumption to agricultural production

Water Ratio of industrial water consumption to industrial production value

Water Ratio of resource-consuming industrial production value to manufacturing production value

Energy consumption Density of energy utilization

現 行 各 衝 擊 評 估 方 法 在 不 同 的 衝 擊 類 別 上 ， 估 算 方 式 以 及 因 果 鏈 (Cause-Effect)的涵蓋有異。為增進評估結果的可信度，本研究就每一衝擊類別 現有的特徵化模式加以比較，以期找出最佳可行(best practice)的評估方法，

也因此現行的衝擊評估方法是屬衝擊導向(Impact-Oriented; midpoint)，未整 合至損害類別，乃至單一分數。目前僅就人體毒性、生態毒性、土地佔用等項目 加以本土化，其餘項目則跟據製程鏈的涵蓋以及與台灣背景污染物的相關性，篩 選現行最佳可行的特徵因子。各引用因子的篩選說明如表2.5。本土化的衝擊項 目部份，人體毒性的改良以詳述於前一年度的研究報告，故在此針對後面三者加 以說明。

生態毒性效應是指物種因暴露到化學物質所導致其結構的負面改變。相較人 體毒性潛勢的估算，生態毒性的估算僅考慮到化學物質的傳輸，以及受體的劑量 效應反應，食物鏈的暴露途徑在現行的評估中，由於資料不足，故無法估算。目 前LCIA方法中所採用生態毒性的劑量反應因子有三類：PNEC (預測無效應濃 度，Predicted no-effects concentration)、 HC5 (5%的物種受影響濃度，the hazardous concentration affecting 5% of species) 以及HC50 (50%物種受影響 濃度，the hazardous concentration affecting 50% of species). 而根據Payet的 研究，其採用平均衝擊評估方法（Assessment of the Mean Impact , AMI）所估 算出的HC50，可以避免生態毒性評估中，因資料不足，採用的保守外插法、檢 測方法的不同、資料庫的差異所造成的偏誤。且利用HC50，可進一步採用環境 衝擊相關性較高的潛在影響比例(Potentially Affected Fraction)來估算特徵化因 子。因此本團隊於效應因子選擇上，既直接引用Payet的研究(2004)。

生態毒性潛勢則分為水體與陸域兩類，水體的推估方式則參考Joillet 等的研 究，如式所示。宿命因子方面，如同人體毒性潛勢的推估，利用CalTOX4.0多介 質模式，代入本土參數，便分別計算出空氣、水體、土壤排放，經多介質傳輸後，

傳輸到水體的比例。而在陸域生態毒性潛勢上，則由於陸域生態的劑量反應因子 資料較少，故必須由水體毒性推估之

表2.5 各衝擊類別篩選依據 Ionizing radiations

kg-eq Carbon-14 (air)

Ecoindicator 99 /IMPACT2002+

目前僅有 Ecoindicator99 發 展出估算輻射衝擊的方法，而

PO4—limited IMPACT2002+

採 用 IMPACT2002+ 的 理

瑞士 EcoInvent 研究團隊所 採 用 累 積 能 源 需 求

（ Cumulative Energy Demand, CED)乃考量能源 型態其整個生命週期所需的 能源耗用量，為最新的的能源 耗用指標。

對地狹人稠的台灣而言，土地利用亦是一重要的環境衝擊類別。土地利用所

代來的衝擊可分成土地佔用與土地使用轉變，因此現行的LCIA 方法發展出兩類 因子來衡量此部份的衝擊，一類是考慮土地利用對既有生態系的衝擊，另一類僅 考慮土地佔用面積。但前一類方法雖能考慮土地的生態敏感度，若未能加以本土 化，將導致評估上極大的偏誤。

為兼顧評估的可信度與珍貴生態棲地的稀少性的衡量，本研究中提出一土地 利用指數，來估算製程鏈中各設施開發所造成的衝擊。土地利用指標的估算依據 乃參考現行個案環境影響評估中敏感區位所列出的準則(表 2.6)，根據該設施開 發位址所具有特性，計算準則分數。便可利用式來計算其土地利用指數，表示土 地利用所造成的衝擊。

以苗栗竹南焚化廠為例，由於其位於中港溪口濕地、附近具有紫斑蝶，離最 近的斷層，且又位於地下水管制區、水源水質保護區與空氣污染三級防制區，因 此其準則分數為六分。而竹南廠總面積為3.58 公頃，故其土地利用指數為 4.29。

現行的土地利用指數上，利用環境影響評估的敏感區位來協助推估，可兼顧資料 的可及性。但現行估算方法中，將表所列各準則對土地資源的衝擊視為相同，未 來將此點加以改善。

表2.6 環保署個案環評敏感區位類別

敏感區位

是否位經「台灣沿海地區自然環境保護計畫」核定公告之「自然保護區」或「一般保護 區」？

是否位經河口、海岸潟湖、紅樹林沼澤、草澤、沙丘、沙洲、珊瑚礁或其他濕地？

是否位經自來水水源水質水量保護區﹖

是否位經飲用水水源水質保護區或飲用水取水口一定距離？

是否位經重要水庫集水區、保護帶或水源保護區﹖

是否位經特定水土保持區﹖

是否位經野生動物保護區或野生動物重要棲息環境﹖

是否位經獵捕區、垂釣區﹖

是否有保育類野生動物或珍貴稀有之植物、動物﹖

是否位經古蹟所在地鄰近地區或古蹟保存區鄰接地、生態保育區或自然保留區？

是否位經國家公園或風景特定區﹖

是否有獨特珍貴之地理景觀﹖

是否位經保安林地、國有林、國有林自然保護區或森林遊樂區﹖

是否位經國營礦區或國家保留礦區﹖

是否位經水產動植物繁殖保育區、漁業權區域﹖

是否位經河川行水區、地盤下陷區、海水倒灌區、地下水管制區、洪水平原管制區或水 道防護範圍﹖

是否位經地質構造不穩定區（斷層、地震、地質災害區）或海岸侵蝕區﹖

是否位經空氣污染三級防制區﹖

是否位經第一、二類噪音管制區﹖

是否位經水污染管制區﹖

是否位經軍事管制區（含軍事飛航管制區）或要塞地帶或影響四周之軍事雷達、通訊、

通信、放射電波等設施之運作？

是否位經已劃設限制發展地區（不可開發區及條件發展區）﹖

是否位經飛航管制區﹖

是否位經山坡地或原住民保留地？

開發基地面積是否百分之五十以上位於百分之四十坡度以上﹖

是否位經森林區或林業用地﹖

是否位經特定農業區或山坡地保育區（古蹟保存用地、生態保護用地、國土保安用地）？

是否位經都市計畫之保護區？

是否位於核子設施周圍之禁建區及低密度人口區﹖

是否有其他環境敏感區或特定區﹖

礦產開採為常見的生命週期衝擊評估項目之一，而現行的各評估方法，未將 砂石納入評估項目。在此，本研究團隊提出以目標差距法（distant to target）估 算各主要礦產耗用的衝擊。距離至目標法是指各類礦產的衝擊大小，可由現況與 目標值（或標準值）之間的差距來決定。瑞士所研發的生態乏值法（Ecological Scarcity Method）既是立基於此方法。在此針對金屬類與石化類礦產，由於多為 進口而來，故其目標值則設定為全球尚存的蘊藏量。而砂石部份，大多來自台灣 本地的開採，因此採用台灣砂石蘊藏量推估之。

現行的針對用水部份的特徵化模式，僅有瑞士的生態乏值法提出以目標差距 法，分別針對各國的水資源可及性，估算出具有區域差異的特徵因子，其餘的 LCIA 方法並未涵括此衝擊。

但於此本土化的LCIA 方法，則考量如何建立不同各用水標的特徵因子，因 此本團隊提出如式2.20 的特徵化方法，根據現行不同用水標的的分配量，去計 算各類用水的特徵因子。