Abstract: As moving toward more sustainable practices becomes more and more an institutional concern and new environmental induced costs are incurred, facing issues like natural resource depletion and GHG emissions in a cost effective way requires organizations to be more proactive. A life-cycle approach in evaluating available production alternatives form a both environmental and cost perspective would help in appreciating overall advantages from raw material extraction to waste disposal of less energy and scarce resource demanding processes, as in the case of recycling motorway pavements’ construction wastes, or less air pollution emitting ones, as in the case of thermal power plants fired with lower carbon-content fuels.

Keywords: Life Cycle Costing; Life Cycle Management; Energy Production; Asphalt Recycling.

Introduzione
Una maggiore propensione da parte delle organizzazioni verso pratiche più sostenibili nel condurre le proprie attività potrebbe consentire loro di identificare opportunità di riduzione dei costi e maggiori efficienze nell’impiego delle risorse. Al fine di apprezzare appieno le conseguenze dell’introduzione di opportune modifiche nel design di prodotto, nelle materie prime o nei processi, sarebbe opportuno che esse riconducessero entro le proprie attività emissioni ed attività di smaltimento ascrivibili anche ad altri attori nell’ambito del ciclo di vita del sistema considerato [Porter et van der Linde, 1996]. Pertanto, l’adozione di una prospettiva del ciclo di vita – la quale richiede che i principali attori sociali non limitino la propria responsabilità ai soli stadi della filiera da essi direttamente controllati – costituirebbe il presupposto per una solida valutazione di sostenibilità.
In questo senso, il Life Cycle Managment (LCM) prevede che, nell’ambito della gestione aziendale, ottica del ciclo di vita e considerazioni economiche, ambientali e sociali siano integrate nei processi decisionali a supporto dello sviluppo di prodotto [Saur et al., 2003].
In una prospettiva di LCM, vi sono evidenze circa un’ emergente tendenza ad integrare, sebbene con una pluralità di approcci operativi [Parker, 2000; Epstein et Roy, 1997; Shapiro, 2001], strumenti di contabilità direzionale, quali il Life Cycle Costing (LCC), da un lato, e, dall’altro, sistemi e strumenti analitici di gestione ambientale, quali la Life Cycle Assessment (LCA), al fine di supportare i processi decisionali aziendali con una maggiore consapevolezza circa le potenziali conseguenze, in termini di costo ed impatto, su ambiente e salute umana connesse a modalità alternative di progettazione e produzione, che hanno luogo negli stadi che vanno dall’estrazione delle materie prime allo smaltimento dei rifiuti. In questa prospettiva sistemica, le scelte di convenienza dovrebbero essere operate guardando ai plus e minus che caratterizzano un prodotto, processo o attività “dalla culla alla tomba”, conciliando, per quanto possibile, istanze economiche ed ambientali che connotano una pluralità di processi ed operatori economici nell’ambito della filiera.
In questa sede si è cercato di supportare tali intenti metodologici con due applicazioni esemplificative, la prima delle quali attinente la produzione di energia elettrica con impiego di diversi combustibili e le implicazioni che questo comporta sulla composizione delle emissioni in atmosfera con particolare riguardo ad alcuni inquinanti alla luce degli impatti ambientali correlabili agli stessi. Sebbene sia necessario introdurre una configurazione di costo che tenga conto anche delle esternalità negative della produzione di energia per evidenziare che una centrale termoelettrica a Ciclo Combinato a gas (CCGT) presenta impatti meno gravosi sia nello stadio di produzione che in quelli a monte dello stesso [Notarnicola, Tassielli e Settanni, 2005], si osserva come la promozione dell’impiego di combustibili a minor tenore di carbonio risulti dal 1 gennaio 2005 istituzionalizzata nel sistema comunitario di scambio di permessi di inquinamento negoziabili di cui alla Direttiva Comunitaria 83/2003. Proprio il settore della produzione di elettricità risulta nel nostro Paese più indietro rispetto a quello industriale a causa del massiccio ricorso a petrolio e carbone e del correlato incremento delle emissioni di inquinanti del 17% dal 1990 al 2003, il che connota tale settore come quello più problematico ai fini dell’attuazione del protocollo di Kyoto, in particolare per quanto attiene le ripercussioni sui costi¹ [Gilberto, 2005].
Il secondo caso di studio attiene il recupero del conglomerato bituminoso asportato nell’ambito delle operazioni di manutenzione delle pavimentazioni autostradali. In particolare, vi sono evidenze che le attività connesse alla costruzione e manutenzione delle pavimentazioni – in misura maggiore rispetto alle altre attività di costruzione in ambito autostradale – sono connotate da un’elevata intensità di materia ed energia, in particolare guardando sia alla estrazione e confezionamento dei materiali da costruzione che ai consumi dei mezzi d’opera. [Park et al., 2003]. Pertanto – anche alla luce della continua crescita dei costi dello smaltimento in discarica e dei prezzi delle materie prime vergini – il recupero delle pavimentazioni ammalorate nella attività di manutenzione costituisce una concreta opportunità per ridurre i consumi di risorse non rinnovabili – come inerti di cava e bitume – ed energia, nonché evitare il conferimento a discarica di rifiuti speciali non pericolosi. D’altra parte, notevoli sforzi istituzionali sono stati compiuti a partire dai primi anni ottanta, per promuovere il perseguimento dell’obiettivo ampiamente riconosciuto e condiviso della riduzione, reimpiego e riciclaggio di materiali di risulta e sottoprodotti industriali nell’ambito delle operazioni di pavimentazione, evidenziandone le opportunità e promovendo la condivisione delle migliori pratiche. La stessa OECD ha osservato come negli ultimi due decenni la disponibilità di inerti vergini sia diminuita ed il loro costo sia, conseguentemente, aumentato e come il degrado ambientale e il consumo di energia introduca nuove voci di costo, alle volte particolarmente significative, per le attività di costruzione [OECD, 1997].

Un approccio di tipo Life-Cycle per la valutazione degli aspetti economici ed ambientali

Poiché una rilevante parte dei costi e dei carichi ambientali viene determinata – sebbene non ancora sostenuta da alcuno degli attori operanti lungo il ciclo di vita – dalla scelte operate in fase di progettazione, nell’ambito del LCM il concetto di LCC si rivela essenziale nel supportare lo sviluppo di prodotto, per conciliare le esigenze di riduzione dei costi con quelle di una migliore performance ambientale, considerando costi e carichi ambientali non solo entro i confini aziendali, ma coinvolgendo, in una prospettiva più olistica, processi ed operatori a monte e a valle lungo la filiera (Supply-chain) [Hunkeler et Rebitzer, 2003; Bennett et James, 1997].
Il Life Cycle Costing (LCC) nella sua accezione originaria (o budget- LCC) non si configura, tuttavia, come strumento di contabilità ambientale. Costituisce, piuttosto, uno strumento di consolidato impiego nell’ambito della contabilità direzionale [Horngren, 2003; Atkinson et al., 2002] che si propone di perseguire una riduzione dei cd. Whole life cost – l’insieme dei costi di progettazione, produzione, supporto logistico ed i postpurchase costs, connessi al funzionamento, manutenzione e smaltimento del prodotto [Shields et Young, 1991; Arrto, 1994] – identificando, con riferimento al sistema, le attività funzionali appropriate nell’ambito delle fasi di progettazione, produzione, utilizzo e smaltimento dello stesso e attribuendo loro un costo [Fabricky et Blanchard, 1991] esplicitando, così, le relazioni causali tra alternative progettuali riguardo l’architettura del prodotto e le stime dei correlati costi, i quali – determinati dalle scelte operate in fase progettuale – verranno verosimilmente sostenuti dai diversi attori nell’arco della vita economica del prodotto [Fixson, 2004].
Tuttavia, per essere utilmente impiegato nell’ambito del LCM come controparte economica di un’analisi di tipo Life Cycle Assessment (LCA) [Saur et al., 2003, Klöppfer, 2003], il LCC dovrebbe fondarsi su un’analisi sistematica che sia complementare e coerente con la corrispondente valutazione ambientale [Rebitzer et Hunkeler, 2003] – per cui si suole parlare di LCA-type Life Cycle Costing (LCA-type LCC) [Huppes, 2004]. Di conseguenza, affinché si possano effettivamente ottenere delle sinergie dalla contestuale implementazione di LCA e LCC, occorre che i confini del sistema, l’unità funzionale e le principali ipotesi siano allineate tra le due metodologie.
Sebbene tale cornice metodologica non sia, attualmente, oggetto di standardizzazione – nonostante il vivace dibattito in corso in seno al Working Group europeo all’uopo istituito nell’ambito della SETAC (Society of Environmental Toxicology and Chemistry) [Rebitzer et Seuring, 2003; Rebitzer et Hunkeler, 2004] – una possibile, seppur ampia, definizione si può evincere da un’elaborazione di alcune tra quelle proposte in letteratura [Rebitzer et Hunkeler, 2003; Schaltegger et Burrit, 2000; Weitz et al., 1994; White et al., 1996]:
il LCC si configura come uno strumento a supporto delle decisioni aziendali che consente di guardare ad entrambe le dimensioni – quella economica e quella fisica [Bartolomeo et al, 1997; Burritt et al., 2003] – della contabilità ambientale, considerando tutti i costi interni, effettivamente sostenuti ovvero stimati, ed esterni associati ad un sistema, prodotto, processo o attività sostenuti dai molteplici attori operanti nell’arco del suo intero ciclo di vita – dall’estrazione delle materie prime allo smaltimento dei rifiuti – con riguardo ad una specifica unità funzionale.
Dalla definizione di cui sopra emergono le caratteristiche riportate nel seguente schema, tre delle quali connotano l’accezione di LCC in oggetto come LCA-type.

 

In un contesto di tipo LCM, il LCC prende in considerazione diverse istanze economiche e ambientali che connotano diversi attori e processi lungo la filiera al fine di quantificare ripercussioni in termini di costo connesse alle emissioni inquinanti ed al consumo di risorse naturali, in modo da mettere, così, in relazione istanze ambientali, strategie aziendali e processi operativi prendendo in considerazione costi e impatti o aspetti ambientali che hanno luogo anche al di là dei confini aziendali, negli stadi rilevanti lungo la filiera [Hunkeler et Rebitzer, 2003].
Per identificre, in ultima analisi, modalità di produzione che consentano, a un tempo, la riduzione di entrambe, laddove possibile². Al fine di perseguire un ottimo complessivo, si devono considerare plus e minus e trade-offs che caratterizzano diversi processi ed attori nell’ambito del ciclo di vita [Rebitzer et Hunkeler, 2002].
La connotazione del metodo è strettamente influenzata dall’accezione di ciclo di vita adottata. Nella misura in cui condivida il ciclo di vita “fisico” e la prospettiva from-cradle-to-grave propri della LCA, lo si può definire LCA-type – ovvero supply chain – LCC³ [James, 2003].
Una connotazione Supply Chain del Life-Cycle Management implica che, in una prospettiva sistemica, il prodotto ed i processi associati alla produzione, uso e smaltimento dello stesso che hanno luogo sia a monte che a valle della filiera siano al centro dell’analisi [Rebitzer, 2002]. Poiché attori diversi controllano stadi diversi (fornitore, produttore, utilizzatore, responsabile dello smaltimento o del recupero) l’approccio life cycle considera le rispettive prospettive, mettendo in relazione clienti e fornitori lungo la value chain [Druty et McWatters, 1998] e la value chain con la “ecological product chain” [Vogtländer et al., 2002].
Le principali differenze tra budget- e LCA-type LCC originano principalmente dalla differente prospettiva, incentrata sul sistema in sé nel primo caso, e sull’unità funzionale nel secondo. Proponendosi l’analisi dei processi, sia a monte che a valle, con riferimento ad una data funzione, a prescindere dalla localizzazione o dal momento in cui hanno luogo, il LCC nell’accezione accolta può dirsi function oriented, analogamente alla LCA. La distinzione tra costi ricorrenti e non ricorrenti, sostenuti per l’operatività del sistema complessivamente considerato nell’arco della sua vita utile, assume una diversa rilevanza se la prospettiva è incentrata sull’unità funzionale, nel qual caso l’obiettivo consiste nel determinare i costi associati alla produzione, impiego e smaltimento del sistema nella misura in cui lo stesso renda una determinata unità di servizio, dunque come fossero sostenuti nel medesimo periodo di riferimento⁴ (Fig. 1).
Assumendo che i costi siano sostenuti nel medesimo periodo di riferimento, il LCC si caratterizza per un approccio di tipo statico (steady state) [Wrisberg et Udo de Haes, 2002], vale a dire che i flussi di costo, così come quelli fisici, sono presi in considerazioni senza che la tempistica degli stessi rilevi ai fini dell’analisi, ossia non si ricorre all’aggregazione dei costi per attualizzazione, a differenza di quanto previsto nel LCC tradizionale. La comune pratica di attualizzazione dei costi risponde al fine precipuo di tener conto non tanto dei cambiamenti che potrebbero interessare nell’entità dei costi futuri, quanto dell’incertezza circa la manifestazione dei costi stessi [Ciroth, 2003]. Tuttavia, sarebbe più opportuno tener conto dell’incertezza che caratterizza in particolar modo costi e impatti che dovrebbero manifestarsi nell’arco di un di tempo significativo [Schmidt, 2003a], rispettivamente con l’ausilio di una distribuzione di probabilità [Emblemsvåg, 2001], ovvero un’analisi di scenario [Hellweg et al., 2003] piuttosto che ricorrendo ad un fattore di attualizzazione⁵.
Tale approccio, definito LCA-type LCC [Huppes, 2004] in quanto compatibile con la natura statica della LCA, prevede si determinino, per ciascuno stadio del ciclo di vita, un costo medio di periodo, riferito all’unità funzionale.
 

Fig 1: In un approccio di tipo steady-state LCA-Type Life Cycle Costing, LCA e LCC condividono la medesima prospettiva di ciclo di vita nell’ambito dei confine del sistema


Il Processo di determinazione dei costi

Molte delle accezioni di LCC proposte in letteratura non sono metodi di determinazione e attribuzione dei costi, bensì analisi di cash flows. Ai fini della corretta determinazione dei costi, è necessario determinare i consumi di risorse da parte di attività e processi e la richiesta di questi ultimi da parte di altri oggetti. Poiché è il consumo di risorse a rilevare, i cash flows risultano non appropriati per la determinazione dei costi [Emblemasvåg, 2001].
Nell’accezione accolta, il LCC conduce, così, a determinare, con riferimento all’unità di servizio reso dal sistema oggetto di analisi considerato in ciascuno stadio del proprio ciclo di vita, una configurazione di costo ampliata, che si estende “al di là” dei confini della singola unità economica di produzione. La metodologia prevede preliminarmente che, per ciascuno stadio del ciclo di vita, i costi interni, in particolare quelli relativi alle attività ambientali, siano correttamente identificati ed attribuiti o allocati agli oggetti in analisi in base ad opportune determinanti di costo. Anche i flussi di materia ed energia dovrebbero essere opportunamente identificati entro i confini del sistema stabiliti al fine di consentire la costruzione di un indicatore del carico o dell’impatto ambientale, nella misura in cui i soli costi ambientali interni non rappresentano l’impatto di un’organizzazione sull’ambiente, quanto, piuttosto, le ripercussioni economiche e finanziarie sul reddito e sul patrimonio di temi ambientali presenti, passati e futuri [Borghini et Mio, 1997; Burritt et al., 2003]. Le alternative considerate sono, quindi, caratterizzate o ordinate nell’ambito di un “portafoglio” sulla base, da un lato, dei costi interni del ciclo di vita e, dall’altro, della prestazione ambientale di ciascuna sintetizzata in un indicatore più o meno complesso [Saling, 2003; Rebitzer, 2002; Kasai et al., 2002; Stutz et al., 2002; Takamura, 2001].
In base al noto schema dei costi annidati [EPA, 1995] i costi ambientali interni includono quelli convenzionali, potenzialmente nascosti, contingenti e intangibili.
Le prime due categorie di costo possono essere determinate contabilmente mediante il processo di Activity-based Environmental Cost Assignment, cioè una volta identificate – tra le altre – le attività ambientali entro i confini aziendali in un’ottica strategica [Park, 2000; Hansen et Mowen, 2003], alle stesse dovrebbero essere assegnati costi diretti ed indiretti secondo un criterio di causalità – misurato dai resource drivers – ed un approccio differenziale, operando, così, una riclassificazione per destinazione degli stessi⁶ [Hansen et Mowen, 2003; Epstein et al,, 2002; Mio, 2002; Durairaj et al., 2002]. Con il procedimento di Full Environmental Costing possono essere considerati anche i costi contingenti a manifestazione futura associati ai processi produttivi ed ai prodotti stessi [Krewze et Newell, 1994; Epstein, 1996].
I flussi fisici di materia ed energia rilevati nei LCI forniscono informazioni utilmente impiegabili al fine di identificare sia i costi interni aventi connotazione ambientale – spesso potenzialmente nascosti in voci di costo non sufficientemente analitiche da evidenziarne la destinazione ambientale⁷ [EPA, 1995; White et al., 1996; Macve, 1997; Krewze et Newell, 1994] – sia i drivers più idonei all’opportuna assegnazione dei costi diretti associati ai flussi di materia ed energia [Letmathe et Doost, 2000; Orbach et al., 2003] ed allocazione dei costi riconducibili alle attività ambientali [Emblemsvåg et al., 2002] a specifici prodotti, processi o attività al fine di evitare che si determinino fenomeni di sovvenzione incrociata [Bartolomeo, 1997; Ranaganathan et Ditz, 1996; White, 1997].
Le componenti di costo così identificate vengono raggruppate in sottocategorie quali, ad esempio, costi di estrazione e prima lavorazione delle materie prime, inclusi i semilavorati (∑CTr); trasporto e logistica (CT); progettazione (R&D); lavorazione industriale dei beni finali (CP); impiego dei beni finali (CU); smaltimento o recupero a fine vita (CEOL); esternalità negative o costi sociali (EC) laddove agevolmente quantificabili.
L’equazione (1) – adattata da Lazzari et Levizzari [2000] e Rebitzer [2002] – rappresenta il LCC come l’aggregazione delle categorie di costo di cui sopra, con riferimento ad una specifica unità funzionale:

LCC = ∑CTr + CT + R&D + CP + CU + CEOL + EC (1)

Così, a determinare la configurazione di costo del ciclo di vita concorrono, per somma orizzontale, tutti gli elementi di costo che, a partire dai confini della singola organizzazione, si cumulano nell’ambito dei processi di trasformazione fisico-tecnica che hanno luogo lungo il ciclo di vita (Fig. 2), analogamente a quanto avviene per i singoli carichi ambientali nell’ambito delle LCA.
Il LCC richiede una serie di informazioni da soggetti esterni che tuttavia sono piuttosto scarse nella quantità e nella qualità [Vicini, 1997]. In particolare, poiché dati di costo sono ritenuti sensibili, i prezzi sono sovente impiegati come proxy dei costi nell’ambito della filiera [Ciroth, 2003; Ellram, 1997, Vizayakumar et al., 2003]. Le categorie di costo rilevanti ai fini dell’analisi dipendono dalla prospettiva dell’attore del ciclo di vita considerato. Gli elementi di costo propri degli altri stadi del ciclo di vita richiedono un minor dettaglio e, di conseguenza, i costi rilevati entro i confini delle altre organizzazioni/attori possono essere visti come una “black box” [Rebitzer et Hunkeler, 2003]. Il livello di dettaglio nell’ambito di più organizzazioni/attori è importante nel caso di un’integrazione verticale lungo la filiera mediante l’acquisizione di fornitori o congiunti sforzi di coordinamento.


Il trattamento delle esternalità

Sebbene da più parti sia stata avanzata l’ipotesi di includere – pur con una varietà di approcci – i costi esterni nel LCC [AIChE CWRT, 1999; Rebitzer et Hunkeler, 2003; Vizayakumar et al., 2003; Lazzari et Levizzari, 2000; Lombard et Molocchi, 2000; Shapiro, 2001; White et al., 1996; Plagiannakos et al., 1997] si constatano, altresì, le oggettive difficoltà in cui inevitabilmente si incorre nella determinazione di una stima monetaria delle esternalità negative⁸ [Ackerman et Heinzerling, 2004; Hongisto, 1997]. In questa sede, si opta per l’impiego di una quantificazione dei costi esterni⁹ esclusivamente laddove siano disponibili in letteratura idonei coefficienti di costo – come nel caso della produzione di energia elettrica¹⁰ – al solo proposito di introdurre un elemento di omogeneizzazione nel processo di aggregazione di impatti fisici differenti alla luce della robustezza, nonostante le incertezze, delle risultanze della letteratura in oggetto ai fini dell’ordinamento relativo delle diverse tecnologie, ma pur sempre nella consapevolezza che la specificità di tali stime ad un dato contesto ne limita fortemente la trasferibilità [Krewitt, 2002].
Nonostante alcuni Autori propongano di considerare esclusivamente i costi ambientali interni come in qualche modo rappresentativi del carico ambientale [Borghini et Vicini, 1997; Malagoli et al., 2001;

 

Fig. 2: Processo di accumulazione per somma orizzontale di costi e carichi ambientali lungo la supply chain.

Monna et al., 2003; Orbach et al., 2003], almeno una determinazione fisica rappresentativa degli impatti o degli aspetti ambientali dovrebbe essere presa in considerazione, mediante l’integrazione di informazioni di natura economica con quelle fornite dagli strumenti di gestione ambientale.
In particolare, gli indicatori che considerino singoli aspetti ambientali – quali, ad esempio, i consumi energetici impiegati in questa sede per uno dei casi di studio – risultano, sotto determinati assunti, di più agevole implementazione in quanto non richiedono impegnative fasi di valutazione degli impatti, e le correlate esigenze di ponderazione delle diverse categorie, previste nelle analisi del ciclo di vita.

Caso di studio I: produzione di energia elettrica da diversi combustibili¹¹

Nel presente caso di studio semplificato, la metodologia di LCC, come definita precedentemente, è stata applicata al processo di produzione di energia elettrica in modo da fornire una visione ampliata del costo del kWh che integri i costi interni con una misura – in questo caso espressa in unità monetarie – degli impatti ambientali. Obiettivo dell’applicazione è quello di individuare il combustibile che tra le opzioni considerate – carbone, olio combustibile, gas naturale – comporti il costo di ciclo di vita più basso.
L’unità funzionale considerata è la produzione di 1 kWh elettrico da diverse fonti.L’unità funzionale considerata e la produzione di 1 MWh elettrico da diverse fonti. L’analisi prende in considerazione le seguenti fasi del ciclo di vita: estrazione della materia prima dall’ambiente; produzione del combustibile; produzione dell’energia elettrica.
Dai confini del sistema si escludono le fasi di (1) distribuzione ed uso dell’energia prodotta; (2) costruzione e smantellamento degli impianti di estrazione della materia prima, di eventuali gasdotti/oleodotti, degli impianti di raffinazione e di produzione dell’energia elettrica, della rete di trasmissione e distribuzione alle utenze finali.
Tra le diverse emissioni in atmosfera, gli inquinanti presi in esame nel presente studio sono: NOx, SO2, polveri, COV, CO2, N2O, CH4, O3. Le categorie di impatto ambientale su cui si focalizzerà l’analisi sono: salute umana, produzione agricola, riscaldamento globale. La motivazione di tale scelta dipende dal fatto che per alcune categorie di impatto non si è attualmente in grado di esprimere con sufficiente attendibilità in termini di relazioni dose-effetto i danni arrecati da un certo carico ambientale su determinate categorie di ricettori – specie sugli ecosistemi naturali. Inoltre, si è preferito tralasciare quelle categorie di impatto la cui quantificazione non è esprimibile in termini di valore del danno per quantità di inquinante emessa, come ad esempio nel caso della salute dei lavoratori operanti negli impianti e gli impatti sui materiali da costruzione. Per quanto attiene l’effetto di riscaldamento globale, tra i coefficienti proposti dalla letteratura si è optato per un range “medio” e, all’interno dello stesso, per l’opzione con il tasso di attualizzazione più basso (1%).
La sensibilità delle informazioni afferenti i costi interni che caratterizzano ciascuna fase del ciclo di vita ha comportato la necessità di approssimare la configurazione più prossima al costo di produzione tramite elaborazioni operate su informazioni analitiche circa i prezzi di combustibili e le tariffe elettriche. Il prezzo dei combustibili è stato assunto come rappresentativo del costo di tutti gli stadi a monte della produzione di energia elettrica complessivamente considerati. Tale prezzo è stato riferito ad 1 kWh elettrico calcolando il consumo del combustibile – sulla base del suo potere calorifico e dell’efficienza termica dell’impianto – necessario alla produzione dello stesso.
Il confronto delle opzioni è stato condotto considerando per ogni stadio del ciclo di vita di ciascuna alternativa i costi convenzionali (Fig. 3) – determinati come sopra – e quelli esterni (Fig. 4) – ottenuti moltiplicando le emissioni relative a determinate categorie di inquinanti per gli appositi coefficienti di costo esterno reperibili in letteratura¹². I costi contingenti e intangibili, invece, sono ostati esclusi dall’analisi. Le alternative considerate sono state quindi caratterizzate e ordinate in base a queste due dimensioni (Fig. 5).


 

Dall’analisi semplificata qui condotta emerge che l’opzione gas naturale presenta i costi esterni più bassi sia nello stadio di produzione dell’energia elettrica che in quelli a monte dello stesso (Fig. 4), sebbene i costi interni siano, complessivamente, leggermente inferiori nel caso del carbone per via del costo del combustibile. Questo significa che l’opzione carbone risulterebbero preferibile al gas naturale e all’olio combustibile qualora considerata alla luce della sola componente di costo ascrivibile alle materie prime, ma la considerazione di una configurazione di costo più ampia¹³ e della dimensione ambientale – sintetizzata nei costi esterni – evidenzia come l’opzione gas naturale risulti, nel complesso, preferibile.

Caso di studio II: il recupero di conglomerato bituminoso nella manutenzione delle pavimentazioni autostradali¹⁴

Trattandosi di un inerte bitumato, il conglomerato bituminoso asportato dalle pavimentazioni autostradali ammalorate (RAP – Recycled Asphalt Pavement – o “fresato”) presenta un elevato grado di riciclabilità¹⁵ nell’ambito dello stesso processo di confezionamento di nuovo conglomerato, in quanto costituito dalle medesime materie prime all’uopo normalmente impiegate.
Nell’ambito dell’intero ciclo di vita delle pavimentazioni stradali in asfalto – che comprende progettazione, costruzione, uso, manutenzione della struttura e smaltimento del materiale da demolizione – ci si concentrerà solo sul sottosistema attinente il singolo intervento di manutenzione, il quale origina il proprio ciclo di vita (Fig. 6).

 

Fig. 6: Ciclo di vita delle pavimentazioni autostradali

I confini del sistema includono estrazione, prima lavorazione e trasporto di inerti e legante bituminoso; produzione del conglomerato bituminoso; fresaggio delle pavimentazioni esistenti; posa in opera e compattazione; riciclaggio (in situ o presso l’impianto) o smaltimento del materiale di risulta.
In questa sede si è scelto di pretendere in considerazione solo due delle molteplici tecniche di riciclaggio delle pavimentazioni stradali attuabili [SITEB, 2002; OECD, 1997] e valutarne le ripercussioni economiche (costi interni) ed ambientali (consumi di materia ed energia) a fronte del base case rappresentato dal tradizionale processo di produzione a caldo¹⁶ di conglomerato bituminoso (Hot Mix Asphalt - HMA) in impianto discontinuo (batch). Quest’ultimo, consiste in una serie di processi in cui gli inerti vengono essiccati, ponderati, vagliati e mescolati con percentuali variabili di bitume. In assenza di processi di recupero, essa richiede, a monte, l’estrazione di materie prime vergini (bitume e inerti) e, a valle, lo smaltimento di rifiuti speciali non pericolosi. Tuttavia, il materiale risultante dalla rimozione di alcuni strati – in particolare lo strato di base e quello di collegamento (o binder) – della pavimentazione preesistente può essere utilmente impiegato direttamente come materia prima seconda nel processo di cui sopra, a condizione che vengano approntate alcune modifiche impiantistiche al fine di consentire – mediante dispositivi complementari, quali un cilindro essiccatore aggiuntivo noto come Recycling Asphalt Device (RAD) – che il RAP possa essere alimentato, ponderato ed essiccato autonomamente.
In alternativa, nel riciclaggio a freddo in situ (CIPR) la strada stessa viene impiegata come fonte di approvvigionamento. Quasi il 100% materiale asportato, infatti, viene rigenerato in cantiere: per mezzo di un treno semovente di macchinari, il fresato viene incorporato in una miscela, composta da emulsione di bitume, cemento Portland, agenti rigeneranti (olii minerali) ed una piccola integrazione di inerti prodotta, posta in opera e compattata a temperatura ambiente, cioè in assenza di processi di riscaldamento. In questo modo, non ha luogo alcuna produzione di rifiuti.
Ai fini dell’analisi, l’unità funzionale considerata consiste in un metro cubo di pavimentazione in conglomerato bituminoso sottoposta ad intervento di manutenzione. Le grandezze sono riferite ad un “pacchetto” che si compone degli strati interessati (ai fini della presente analisi ed in misura differente) dal recupero di materia, ovvero quello di base (18 cm) e quello di collegamento o binder (5 cm), ma non quello di usura.
In questa sede si adotta come indicatore della performance ambientale i consumi energetici che hanno luogo in ciascuno stadio del ciclo di vita della pavimentazione, in quanto la produzione di energia comporta, a monte, una molteplicità di impatti. Inoltre, attraverso tale parametro è possibile apprezzare i minori consumi di materie prime non rinnovabili, per approvvigionarsi delle quali è necessario sostenere costi energetici a monte del processo di produzione del conglomerato. Al fine di aggregare i dati energetici e di costo riferiti ai singoli strati si è considerato che 1 mc di pacchetto base e binder è costituito rispettivamente da 0,22 mc di binder e 0.78 mc di base. Per i processi a monte si è ricorso alla letteratura [Chappat et Bilal, 2003; Stripple, 2001; McManus, 2001]
Uno degli assunti fondamentali per l’analisi è che le diverse modalità di intervento sulle pavimentazioni considerate in questa sede garantiscano – se opportunamente progettate e attuate – in linea di massima caratteristiche prestazionali simili, non incidendo, di conseguenza, la scelta dell’una o dell’altra opzione in modo apprezzabile sulla vita utile residua della pavimentazione oggetto di intervento e non implicando, quindi, una diversa frequenza degli interventi a seguire. Sebbene manchino ancora evidenze generalizzabili in proposito – essendo, in particolare, relativamente recente il ricorso sistematico al recupero di materia a freddo in sito – vi sono riscontri modellistici ed alcune evidenze empiriche in tal senso [Foschi et al., 2002; Camomilla et al., 2002].


 

Dal punto di vista dei consumi energetici (Fig. 8), il recupero di materia risulta caratterizzato da una minore intensità di energia se considerato in una prospettiva del ciclo di vita [Bocchi et Francese, 1989; Chappat et Bilal, 2003], il che non risulta scontato nel caso del riciclaggio in impianto fisso, che implica un maggiore consumo energetico nello stadio di produzione a causa degli impianti dedicati aggiuntivi, ma altresì risparmi energetici dovuti a ridotte esigenze di consumo e trasporto di materie prime. Il notevole risparmio energetico che si realizza nel caso della rigenerazione a freddo in situ è principalmente dovuto all’assenza di processi di riscaldamento degli inerti e nonché all’ulteriore riduzione del fabbisogno di materie prime e delle esigenze di trasporto.
Vi sono alcune evidenze che l’introduzione del RAP come materia prima nella produzione in impianto consenta una riduzione nei costi delle materie prime dovuti a ridotti consumi (Fig. 7). D’altro canto, i dispositivi di riciclaggio dedicati necessitano il sostenimento di ulteriori costi d’investimento, nonché quelli necessari per il loro funzionamento (energia) e manutenzione ed i costi per il controllo di qualità del RAP [Horvath, 2004]. In particolare, possono ritenersi di connotazione ambientale i costi per il cilindro essiccatore aggiuntivo, per i filtri a manica potenziati – la cui quota di costo di periodo dovrebbe essere allocata alle diverse produzioni dell’impianto in base al rispettivo contenuto di RAP – i costi per la manutenzione e il funzionamento dei suddetti dispositivi, le spese amministrative per il trasporto, stoccaggio e trattamento di rifiuti speciali non pericolosi.
Se da un punto di vista energetico il CIPR comporta evidenti risparmi nello stadio di produzione delle materie prime, da un punto di vista economico, invece, il costo delle materie prime è maggiore. In parte ciò è dovuto al particolare tipo di legante e all’impiego di agenti rigeneranti. Il maggior costo della fase di posa in opera, invece, è dovuto all’impiego del treno del freddo, ma si deve considerare che in questo modo si evita lo stadio – e i relativi costi – della produzione del conglomerato in impianto, inclusi quelli ambientali associati al trattamento dei rifiuti (che in questo caso non si producono).
In ogni caso, è verosimile che il costo del ciclo di vita riferito all’unità funzionale si riduca con il ricorso ad un mix di tecnologie di riciclaggio (Fig. 9) poiché maggiori costi unitari di produzione dovrebbero essere compensati da risparmi nel costo delle materie prime. Si deve notare che nell’ordinamento delle alternative non sono stati considerati esplicitamente i costi di fine vita associati allo smaltimento del fresato, in quanto si è ritenuto che, laddove non negativi, tali costi non modificano tale ordinamento ma – semmai – ne rafforzano la validità.

Risultati e Conclusioni

Considerazioni di tipo ambientale sono spesso considerate d’ostacolo allo sviluppo dell’impresa, in particolare nel breve periodo [Backer, 1996]. Il LCM può, quindi essere visto come un modo per rendere operativo il concetto di sviluppo sostenibile in azienda, alla luce dei vincoli temporali e finanziari della stessa [Hunkeler et Rebitzer, 2003].
La corretta applicazione dello stesso presuppone, tuttavia, un opportuno trattamento contabile delle spese ambientali: è necessario identificare ed assegnare opportunamente tali costi, individuandone le determinanti mediante l’impiego congiunto di LCA e ABC [Epstein et Roy, 1996].
Poiché il LCC combina le prospettive di attori diversi operanti negli stadi del ciclo di vita, l’approccio olistico del concetto di catena del valore può essere visto in principio analogamente all’approccio LCA nella contabilità direzionale. Tuttavia, il perseguimento di una riduzione dei costi che vada oltre le possibilità della singola organizzazione richiede che si sviluppino sinergie lungo la supply chain che, sfortunatamente, possono essere perseguite solo mediante il coordinamento degli sforzi di riduzione dei costi da parte di molteplici aziende connesse da legami funzionali, che mettano in comune i propri skills e consentano di sviluppare il prodotto e le sue componenti in modo da ridurre i costi lungo la filiera [Cooper et Slagmulder, 1998; Cooper et Slagmulder, 1999], il che potrebbe essere più agevole nel caso di un’integrazione verticale.
La limitata comprensione del concetto stesso di LCC costituisce un ulteriore motivo della sua non implementazione [James et al., 2002]. Nonostante una crescente attenzione ai costi di fine vita ed ai costi legati alla vita del prodotto in generale nella contabilità direzionale [Bartolomeo et al., 2000] strumenti di supporto quali il LCC non sono ancora diffusi, ma potrebbero assumere crescente rilievo in un prossimo futuro [Dreher et Schirrmeister, 2000].

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*ettoresettanni@hotmail.com
1 Particolarmente significativo, questo proposito, il monito del ex Ministro dell’Ambiente Ronchi: «molti appesantiscono i costi di Kyoto con quegli investimenti che si farebbero in ogni caso per altre ragioni. [...] perfino la spesa per ammodernare le centrali elettriche, adottando la tecnologia del turbogas a ciclo combinato che si usa in tutto il mondo». Si veda l’intervista raccolta da Gilberto [2005].

2 Laddove non sia possibile perseguire un minore impatto al contempo riducendo o lasciando inalterati i costi del ciclo di vita, si dovrebbero considerare le efficienze ambientali; vale a dire, si dovrebbe concordare la preferenza all’alternativa che offre il più consistente miglioramento ambientale per unità di costo addizionale [Shmidt, 2003a].
3 Il LCC tradizionale, invece, adotta prospettive di ciclo di vita proprie del “produttore” e del “cliente”.

4 L’implementazione congiunta di LCC e LCA costituisce ancora oggetto di dibattito in letteratura. La maggior parte dei modelli proposti affianca le risultanze della LCA a quelle del LCC tradizionale [Shmidt, 2003; AIChE CWRT, 1999; Monna et al., 2002; Asiedu et Gu, 1998; Senthil Kumaran et al., 2002; Parikh, 2002]. Rimangono tuttavia da risolvere le problematiche afferenti la stima e l’attualizzazione dei costi a manifestazione futura, come anche la necessità di conciliare le determinazioni riferite all’unità funzionale con i dati rilevati in contabilità.
5 La determinazione di un Valore Attuale Netto, o altre misure che implichino l’attualizzazione dei costi futuri non sarebbe compatibile con i procedimenti comunemente impiegati nella LCA. Ciò rende difficile procedere ad un confronto diretto tra le risultanze degli strumenti di analisi ambientale come la LCA e quelli economici come il budget-LCC. Per allineare i due diversi approcci vi sono due alternative: trasformare la LCA in un modello quasi-dinamico [Norris, 2001], ovvero rendere statico il LCC [Huppes et al., 2004].

6 Tipicamente si distingue tra costi di: (1) prevenzione: sostenuti per evitare che l’azienda generi un impatto ambientale negativo con i suoi prodotti/processi; (2)monitoraggio: connessi alle attività poste in essere per verificare che l’operato dell’impresa sia conforme a determinati standards ambientali (volontari, legali, o di politica interna); (3) responsabilità interna: legati ad attività poste in essere una volta che l’inquinamento è stato prodotto al fine di gestirlo affinché non entri in contatto con l’ambiente ovvero ridurne la quantità/pericolosità entro certi limiti; (4) responsabilità esterna: legati ad attività poste in essere dopo che l’inquinamento è stato disperso nell’ambiente (si manifestano come costi di esercizio o accantonamenti).
7 Nella misura in cui siano applicate le prescrizioni tecniche in materia di corretto trattamento contabile e corretta esposizione in bilancio delle poste ambientali [EC, 2001; CNDC, 2002; Mio et al, 2002; Bianchi, 1997] i costi ambientali non dovrebbero risultare esclusi dai processi di riparto dei costi indiretti né allocati in base a criteri di riparto non appropriati, con il rischio di risultare, così, potenzialmente nascosti.
8 Ciò è dovuto, da un lato, alla non completa conoscenza dei complessi meccanismi biochimici di azione su cui si basa la determinazione delle relazioni fisiche di dose-effetto tra determinanti inquinanti e categorie di impatto ambientale [EC, 1998]; dall’altro, per via dei limiti insiti nei metodi di valutazione diretti e indiretti elaborati dall’economia dell’ambente [Musu, 2000; Pearce et Turner, 1991].
9 In ogni caso, la determinazione semplificata della esternalità non ne comporta l’internalizzazione, ma solo la manifestazione di una volontà nel minimizzare costi comunque gravanti sulla società, attraverso la scelta, tra più opzioni, di quella che presenti gli impatti avversi per l’ambiente e la salute umana più contenuti, cioè modificando gli esiti del processo decisionale in senso più favorevole all’ambiente.
10 Relazioni dose-effetto sono state quantificate solo per un numero limitato di sostanze inquinanti e con riferimento ad un numero limitato di categorie di impatto. La letteratura più ampia in materia di si riferisce al settore della produzione di energia elettrica [EC, 1998; Venema et al., 2003]. Di fondamentale importanza nel contesto comunitario è la collana di studi ExternE sulle esternalità della produzione di energia elettrica condotti dal DG XII della Commissione Europea con riferimento al settore energetico (http://externe.jrc.es; http://www.externe.info).

11 Il caso di studio in oggetto si basa in parte su quanto presentato in Notarnicola, Tassielli et Settanni (2005) a cui si rimanda per i dettagli.
12 In particolare Ascari et al. (1997), Berry et al. (1997), Nicoletti et al. (2001).
13 Le ripercussioni dei costi della gestione ambientale sul costo della fase di produzione dell’ elettricità dipendono anche dalle caratteristiche merceologiche del combustibile considerato, quali, ad esempio, il contenuto di zolfo, azoto e polveri sottili da cui originano esigenze di abbattimento end-of-pipe di ossidi e particolato mediante filtri e desolforatori ovvero processi di reburning ecc. [Di Silvio et Tencati, 2002]
14 Il caso di studio in oggetto si basa su quanto presentato in Settanni (2005), a cui si rimanda per i dettagli.
15 Il riciclaggio, inteso come reimpiego di una parte della pavimentazione senza declassamento della sua funzionalità originaria [Bonola, 2004], richiede preliminarmente una fase ad hoc in cui si determina il design della mescola, ovvero qualità e quantità di inerti e legante di apporto, in modo da non compromettere le prestazioni del conglomerato riciclato.
16  I termini “a caldo” e “a freddo” si riferiscono alla presenza o meno di processi di essiccamento degli inerti.