Genbrug af danske vinflasker 3. Metode og afgrænsning3.1 Metode for miljøvurdering 3.1 Metode for miljøvurdering Miljøvurderingen i dette projekt er baseret på principperne for livscyklusvurderinger. Den danske UMIP-metode er anvendt som grundlag. En livscyklusvurdering (LCA fra engelsk: Life Cycle Assessment) følger principielt et produkt fra "vugge til grav", dvs. fra udvinding af råstoffer, over forarbejdning, fremstilling af produkter og brug til genbrug og bortskaffelse. En livscyklusvurdering består af:
"UMIP" står for "Udvikling af Miljøvenlige Industriprodukter", og er en metode til anvendelse af livscyklustankegangen som grundlag for udvikling af miljøvenlige industriprodukter. UMIP-metoden er udviklet i perioden 1991-1996 og er gennemført med tilskud fra Rådet vedrørende genanvendelse og mindre forurenende teknologi. Programmet har været et samarbejde mellem Instituttet for Produktudvikling, Institut for Arbejdsmiljø, Laboratoriet for Økologi og Miljølære, de fem danske virksomheder: Bang & Olufsen A/S, Danfoss A/S, Gram A/S, Grundfos A/S og KEW Industri A/S, Dansk Industri samt Miljøstyrelsen. En videreudvikling af udvalgte områder af UMIP-metoden er i gang pt. Denne udvikling følges og er implementeret i dette projekt i det omfang, det har været muligt. UMIP-metoden er beskrevet kort i slutningen af dette kapitel. Miljøvurderingen i dette projekt er udført som en screening på det foreliggende grundlag, hvilket betyder, at der er taget udgangspunkt i de forhåndenværende litteraturdata samt de data, som det umiddelbart har været muligt at skaffe fra de mest relevante virksomheder. En screening kan bruges til at lave et hurtigt overblik og identificere de væsentligste processer, men en screening går ikke i dybden med data. Screeningen kan ikke anvendes som endegyldig dokumentation for, om den ene løsning er miljømæssigt at foretrække for den anden, men giver indkation om fordele og ulemper og giver et fingerpeg om de væsentligste miljømæssige forhold. Usikkerheden på resultaterne er væsentligt større for en screening end for en detaljeret livscyklusvurdering. 3.2 Afgrænsning: Hvad er med, og hvad er ikke med! 3.2.1 Vinflaskernes livscyklus Vinflasker starter deres "liv" som sand, kalk og soda. Flaskerne fremstilles på et glasværk, fyldes med vin på et tapperi, distribueres til forbrugerne, tømmes, afleveres til genbrug eller bortskaffes. Vinflaskernes "livscyklus" er vist i figur 3.1. En grundig beskrivelse af indsamling, genbrug og bortskaffelse af vinflasker og skår findes i Nejrup (1999), og alle oplysninger i dette afsnit stammer fra denne reference. Figur 3.1 En vinflaskes livscyklus. Se her! Vinflaskernes livscyklus starter med udvinding af råvarer. Dette omfatter udgravning af sand og kalk og udvinding af kalksten og natriumklorid til fremstilling af soda samt fremstilling af en række materialer, der anvendes i mindre mængder. Flaskerne fremstilles på glasværker i Europa. Ud over råvarer bruges væsentlige mængder skår. Der kan anvendes op til 85% skår i glasproduktionen. Det danske glasværk Holmegaard producerer stort set ingen vinflasker til det danske marked (bortset fra enkelte specialtyper), og der er derfor set bort fra dette. Vinflaskerne fyldes på tapperier i Europa og i Danmark. De fyldte flasker distribueres til forbrugerne. Efter brug indsamles vinflaskerne igen. Vinflasker, skår og andet glas indsamles i dag på tre principielt forskellige måder):
De kommunale indsamlinger består af:
De indsamlede flasker sorteres på genbrugscentre, hos flaskehandlere eller på et af de fire flaskeskyllerier, der findes i Danmark. De hele genbrugelige flasker frasorteres til skylning og genpåfyldning. Den resterende glasmængde, der både kan være hele flasker og knust glas, defineres som skår, der ved omsmeltning kan bruges til produktion af nyt glas. Den endelige knusning af skår sker på Holmegaards glasværk. Endvidere eksporteres en del skår fra emballageglas til omsmeltning i udlandet. En del skår kasseres, da de er så forurenede af for eksempel keramik, stentøj og porcelæn, at det ikke er rentabelt at anvende dem i forhold til det omfattende sorteringsarbejde, der er nødvendigt for at benytte skårene som råstof til glasproduktion. De kasserede skår bliver sædvanligvis bragt på deponi. De sorterede vinflasker genbruges i Danmark eller eksporteres til de øvrige europæiske lande. Der eksporteres både skyllede og uskyllede flasker til udlandet. En stor del af vinflaskerne skylles på et af de 4 flaskeskyllerier i Danmark. En del af de flasker, der skylles i Danmark, genpåfyldes med vin på tapperier i Danmark, og de øvrige eksporteres som skyllede flasker til europæiske vintapperier. De flasker, der eksporteres uskyllede, sendes til europæiske flaskeskyllerier og derfra til vintapperier. Endelig er der en del flasker, der aldrig returneres af forbrugeren, men som ender i dagrenovationen, eller som skår rundt omkring i naturen. Skår, der forbrændes i affaldsforbrændingsanlæg, smelter og ender i forbrændingsslaggen. Vinflaskernes "liv" ender på deponi, i forbrændingsanlæg (og derefter på deponi) eller i naturen. Uanset hvor mange gange flasken kan skylles, og hvor mange gange den smeltes om til nye flasker, er der spild undervejs, og til sidst er alt materialet udgået af "cyklus". Der bør bemærkes, at det ikke er alle de ovennævnte processer, der er med i dette projekt, men kun de processer, som er relevante for problemstillingerne i projektet. Dette er beskrevet nærmere i det følgende afsnit samt i kapitel 4, 5 og 6. 3.2.2 Afgrænsning af hvilke processer, der er inkluderet I dette afsnit beskrives en række generelle forudsætninger og antagelser. Væsentlige forudsætninger og antagelser vil også fremgå af beskrivelserne i kapitel 4, 5 og 6. I princippet skal en livscyklusvurdering inkludere alle processer. Når man sammenligner flere systemer, er det dog muligt at udelade det, der er fælles for systemerne. I nærværende projekt udelades de processer, der er fælles, og det er derfor ikke alle processer i vinflaskens "liv", der er med. Da projektet drejer sig om at analysere konsekvenserne af nogle mulige ændringer af det eksisterende system for indsamling og genbrug af vinflasker og omsmeltning af skår, er der fokuseret på "de berørte processer". Det betyder, at der er fokuseret på de processer, der vil blive berørt, hvis man indfører en ændring. Hvis man f.eks. indfører en forøget indsamling af vinflasker, vil det ikke berøre fremstillingen af korkproppen – den bliver fremstillet uanset, hvordan forbrugeren håndterer flasken, når vinen er drukket. Derimod har forbrugerens håndtering indflydelse på, om der skal transporteres flere, brugte vinflasker, og at de vil blive sorteret og skyllet, eller om vinflasken ender i dagrenovationen. Det er væsentligt at huske begrebet "de berørte processer" for at forstå dette projekt. Dette projekt omhandler genbrug af vinflasker og spiritusflasker samt genanvendelse af emballageglas ved omsmeltning. Indsamling og genanvendelse af vinduesglas er ikke inkluderet. Den vin, der er i flaskerne, er ikke med i undersøgelsen, da vinforbruget ikke påvirkes af, om vinen fyldes på nye flasker eller på genbrugte flasker. Forbruget af korkpropper og etiketter påvirkes ikke af, om vinen fyldes på nye flasker eller på genbrugte flasker. Derfor er fremstilling af korkpropper og etiketter udeladt. Bortskaffelsen af korkpropper er også udeladt, da proppen kasseres hos forbrugeren uafhængigt af hvordan vinflasken bortskaffes. Bortskaffelsen af etiketterne er ligeledes udeladt på trods af, at bortskaffelsen afhænger af, hvor flaskerne ender henne, da etiketterne sidder fast på flasken. Udeladelsen skyldes, at etiketterne ender med at blive brændt, uanset om vinflasken ender på et flaskeskylleri, på glasværket eller i skraldespanden (og dermed på et affaldsforbrændingsanlæg). Det vil derfor ikke gøre nogen forskel, hvor etiketten ender, og bortskaffelsen af etiketter er derfor udeladt. Transport og transportemballage til fyldte flasker (trækasser, paller, eventuel papkasse eller gavepapir) er ikke med i undersøgelsen, da mængderne ikke påvirkes af, om vinen fyldes på nye eller genbrugte flasker. Dette gælder også forbrugerens transport af fyldte vinflasker fra forretning til forbrugernes hjem. Transport af tomme vinflasker fra forbrugerens hjem til indsamlingssted (i kuber eller i flaskeautomater hos detailhandelen) er udeladt. Det antages, at flaskerne tages med, når forbrugeren skal købe ind, og at årsagen til, at forbrugeren starter bilen, er indkøb og ikke aflevering af tomme flasker. Der vil selvfølgelig forekomme undtagelser, men det antages, at hovedparten af vinflaskerne afleveres i forbindelse med indkøb. Transport af tomme flasker og skår afhænger af, om flaskerne skal skylles til genbrug (og dermed transporteres som hele flasker), eller om de transporteres som skår til omsmeltning. Transport i indsamlingssystemet er derfor inkluderet i undersøgelsen. Stræk- og krympefolie til emballering af tomme flasker er inkluderet. Der anvendes papbakker som mellemlag ved transport og opbevaring af skyllede flasker. Disse er inkluderet. Træpaller til opbevaring og transport af tomme flasker er udeladt, da det vurderes, at de ikke har væsentlig betydning for miljøvurderingen. Mængderne er relativt små, da pallerne genbruges mange gange, og træ er en fornybar ressource, som ikke giver væsentlige miljøbelastninger ved fremstilling, brug og bortskaffelse i forhold til de bidrag, systemet i øvrigt har. Der anvendes også genbrugelige plastmellemlag ved emballering og opbevaring af uskyllede flasker. Disse mellemlag genbruges i årevis (M Helmer-Nielsen, 2000), og det vurderes derfor, at den mængde plast, der anvendes til disse, er meget lille i forhold til mængden af plast til stræk- og krympefolie. Plastmellemlagene er derfor udeladt. Kuber til indsamling af flasker og skår er inkluderet, dvs. dog kun de ekstra kuber, der er nødvendige for at øge indsamlingen i forhold til i dag (i det sidste scenarium). For flaskeautomaterne er energiforbruget til indsamlingen inkluderet (som skøn pga. manglende data). Det har ikke været muligt at inkludere fremstilling og bortskaffelse af automaterne, og det vurderes, at denne udeladelse er uden betydning for de samlede resultater. Erfaringer med miljøvurderinger af andre typer produkter, der bruger elektricitet ved drift, viser, at det som hovedregel er el-forbruget ved drift, der giver hovedparten af miljøbelastningerne. Fremstilling og bortskaffelse har som regel kun lille betydning. De skår, der indsamles, bliver kørt til et glasværk, og på glasværket bliver de behandlet på et skåranlæg, der fjerner urenheder som f.eks. kapsler, etiketter mv. Med anvendelse af livscyklusbetragtninger, skal det produkt, der har frembragt et genbrugeligt materiale, "betale" for de miljømæssige effekter, der måtte være forbundet med at oparbejde materialet. For en vinflaske betyder det, at vinflasken skal "betale" for, at skårene fra flasken skal transporteres til glasværket og for behandlingen på skåranlægget. Energifremstilling og dermed afbrænding af fossile brændsler bidrager i meget høj grad til de miljøeffekter, der er inkluderet i dette projekt. Det betyder, at det er meget vigtigt at inkludere fremstilling af energi. Under dataindsamlingen er der indsamlet data om den energi, der anvendes i produktionen, dvs. som måles som "kilowatttimer elektricitet", "kubikmeter naturgas", "liter olie", "liter diesel til transport" eller "kubikmeter varmt vand til fjernvarme". Dette omregnes til "primær energi". Fremstilling af energi kræver energi. Der er tab i alle fremstillingstrinnene, f.eks. er der typisk et tab på omkring 50-70% af energien ved fremstilling af elektricitet. Den energi, der skal udvindes fra jorden, er derfor væsentligt større end den energi, forbrugeren i sidste ende kan udnytte. Den energi, der skal udvindes, kaldes "primær energi", og kan opgives som MJ energi, eller kan omregnes til de mængder af energiressourcer (kul, olie, naturgas), der er taget op af jorden. Elektriciteten er i nærværende rapport beregnet som om, al elektricitet er fremstillet ud fra kulfyrede kraftværker. Det skyldes, at dette projekt fokuserer på "de berørte processer". Det forudsættes dermed, at et ændret elektricitetsforbrug i systemet for genanvendelse af vinflasker og skår vil have indirekte indflydelse på, om elproduktionen skal udvides med kulfyrede kraftværker. Teorien er uddybet i Frees og Weidema (1998), som vurderer, at udbygningen af elekticitetsværker i fremtiden vil være kulfyrede kraftværker. Teorien følger den nyeste, igangværende udvikling af UMIP-metoden (i regi af Miljøstyrelsen). Der foreligger på nuværende tidspunkt ikke færdige publikationer fra dette metodeudviklingsprojekt, og der kan derfor ikke henvises til det. Rensning af spildevand og røggasrensning bør være inkluderet som en del af systemet, da det er de emissioner, der ender i naturen, der er interessante. Det betyder, at emissioner til luft skal måles efter røggasrensning, og at udledninger til vand skal måles efter spildevandsrensning. Endvidere betyder det, at energiforbruget og affald fra rensningsprocesserne skal inkluderes. Dette har dog ikke været muligt for alle processerne. Principielt skal alt det materiel, der anvendes i indsamlingssystemet, også være inkluderet. Ud over kuber og flaskeautomater er det også lastbiler, flaskeskyllemaskiner, sorteringsanlæg, transportbånd mv. Endvidere er der de bygninger, maskinerne står i, lagerhaller etc. Principielt bør hele deres livscyklus også være med "fra vugge til grav" ud fra tankegangen om, at hvis man ikke skyllede flasker i Danmark, ville flaskeskyllemaskinen ikke være blevet bygget, og bygningen, som maskinen står i, ville ikke være blevet opført etc. I praksis er det ikke muligt at medtage alle disse forhold i livscyklusvurderinger, både på grund af mangel på data samt på grund af for stort tidsforbrug i forbindelse med miljøvurderingen. I teorien må man ikke udelade noget uden at have undersøgt, om det kan have indflydelse på resultatet. I praksis er det ikke muligt altid at kunne dokumentere, at det udeladte ingen betydning har. I dette projekt er følgende forhold udeladt uden dokumentation for, at det er ubetydeligt:
Administration og personalerelaterede aktiviteter (belysning, rumopvarmning, varmt vand, arbejdstøj, kantine, toiletter, transport af personale til og fra arbejde etc.) er inkluderet i det omfang, det har været muligt at skaffe data. De processer, der er inkluderet i beregningerne, fremgår af tabel 3.1. En nærmere beskrivelse findes i kapitel 4, 5 og 6. Tabel 3.1 Se her! 3.2.3 Tidsmæssig og geografisk afgrænsning Da formålet med dette projekt er at forudsige konsekvenser af eventuelle fremtidige ændringer, er det intentionen, at data skal være repræsentative for det eksisterende teknologiniveau de kommende 5 år fra 2000-2005. Da det ikke er muligt at indsamle data fra fremtiden, er der indsamlet data fra eksisterende, anvendt teknologi. Det er vurderet, at disse data med rimelighed er repræsentative for de næste 5 års teknologiniveau. Dette projekt er afgrænset til at omhandle øget indsamling af vinflasker og skår i Danmark samt de ændringer, dette måtte medføre i udlandet (som f.eks. at der skal skylles flere vinflasker i Spanien). Det har derfor været intentionen at indsamle data, der skal være repræsentative for danske forhold samt de forhold i udlandet, der bliver berørt. 3.3 Den funktionelle enhed Den funktionelle enhed er den enhed, miljøvurderingen beregnes ud fra. En livscyklusvurdering for vinflasker skal beregnes i forhold til en fastlagt mængde, og det kan typisk være "tons glas", "1000 flasker", "en persons årlige forbrug af vinflasker", "en flaske vin" eller "alle indsamlede vinflasker i Danmark per år". Når den funktionelle enhed vælges, er det vigtigt at definere den i overensstemmelse med formålet for undersøgelsen. Endvidere skal den funktionelle enhed vælges med udgangspunkt i den funktion, systemet har, og der skal tages hensyn til, om systemet har samspil med andre funktioner. I så fald skal disse funktioner også tages med. Dette projekt har to overordnede formål:
For at kunne kombinere disse formål er der taget udgangspunkt i hele indsamlings- og genbrugssystemet, som det ser ud i dag – med udgangspunkt i situationen i 1998. Indsamlingssystemets primære funktion er at indsamle vinflasker og skår og at genanvende disse, dvs. ved at omsmelte skårene til nyt glas og ved at skylle og genpåfylde vinflaskerne i Danmark og i udlandet. De mængder, der bliver regnet på i dette projekt, er mængderne fra 1998. Disse mængder bliver anvendt som udgangspunkt for "den funktionelle enhed". Der blev i 1998 indsamlet 181.127 tons glas i alt. (Heraf blev 64.962 tons indsamlet som hele vinflasker, 54.919 tons som skår, 58.100 tons som glas i dagrenovationen og 3.146 tons som kasserede skår). Som resultat af indsamlings- og genbrugssystemet kom der en række "genbrugsprodukter":
Mængderne er fra Nejrup (1999) – se kapitel 4 i nærværende rapport. Når der kommer en række produkter ud af systemet skyldes det, at det kun er en del af vinflaskernes livscyklus, der er med (nemlig den del, som er interessant for dette projekt). Ved sammenligning mellem forskellige systemer er det meget vigtigt, at systemerne har samme funktion – dvs. produkter med samme funktion og i samme mængde. Figur 3.2
Det bør måske uddybes, hvorfor det ikke vil være rigtigt at beregne miljøvurderingen ud fra "1000 tons", som ellers ville være typisk for en livscyklusvurdering. Man bør ikke sammenligne:
fordi de ikke har samme funktion! Det er ikke ligegyldigt, om vinflaskerne ender i Danmark, hvor der er overskud af flasker, eller i Sydeuropa, hvor der er behov for flere flasker til eksport. Man får måske den idé, at man blot kan transportere de nye flasker fra Holmegaard til Sydeuropa for at få samme funktion, men Holmegaard kan efter eget udsagn ikke producere flaskerne til en konkurrencedygtig pris, når omkostningerne til transport kommer oveni (Personlig kommentar B. Harsmann, 2000). Det vil derfor ikke være en realistisk mulighed. Endvidere er det vigtigt også at vide, at systemerne er indbyrdes afhængige. Systemerne kan ikke adskilles i det virkelige liv. Det er ikke muligt kun at indsamle de hele vinflasker, man gerne vil bruge, da der i det eksisterende kubesystem samtidigt indsamles skår. Det vil sikkert heller ikke være realistisk kun at indsamle vinflasker til eksport uden også at have dansk genbrug af flaskerne. Og da det er emballageafgiften, der er den økonomiske drivkraft i systemet, som systemet fungerer i dag, vil det heller ikke være realistisk udelukkende at indsamle glas til omsmeltning. Man kan derfor ikke "nøjes" med kun et af alternativerne! Alt i alt skal den funktionelle enhed vælges, så systemerne afspejler realistiske forhold for at give brugbare svar. 3.4 Afgrænsning af indsamlede data og miljøeffekter I dette afsnit beskrives hvilke data, der er samlet ind, og hvilke der især er lagt vægt på. Endvidere beskrives de kategorier af ressourceforbrug og miljøeffekter, som de indsamlede data omregnes til. 3.4.1 Indsamlede data For hver proces er der indsamlet data om:
I denne screening er kun medtaget de materialeforbrug, emissioner og affaldsmængder, som Miljøstyrelsens LCV-værktøj kan håndtere, dvs. de stoffer, hvor der i dag findes beregningsfaktorer. Det ligger uden for projektets tidsmæssige og økonomiske rammer at udvikle nye metoder og faktorer. Det betyder f.eks., at mængderne af BOD (Biologisk iltforbrug) og COD (Kemisk iltforbrug) ikke miljøvurderes. Alle tilgængelige data er blevet indsamlet, og der er ikke på forhånd udeladt data. Ved indtastningen af data i det benyttede beregningsværktøj er der dog fokuseret på de data, som har betydning for de miljøeffekter, som UMIP-metoden og det tilhørende LCV-værktøj kan håndtere. For luftemissionerne er der fokuseret specielt på:
For emissionerne til vand er der fokuseret på:
Dette skyldes, at disse emissioner har væsentlig betydning for de samlede bidrag til miljøeffekterne jf. næste afsnit. Det er ikke alle de indsamlede data, der er indtastet i LCV-værktøjet. F.eks. indeholder data for fremstilling af polyethylen fra Boustead (1999) en lang række ressourceforbrug og emissioner, som det benyttede LCV-værktøj ikke på nuværende tidspunkt indeholder beregningsfaktorer for. Det vil være omsonst at medtage dem – LCV-værktøjet regner alligevel ikke videre på dem. 3.4.2 Vurderede ressourcer De ressourcer, der bruges mest til indsamlings- og genbrugssystemet for vinflasker, er vist i tabel 3.2. Tabel 3.2
Det vurderes, at de øvrige ressourcer, der bruges i systemerne, forekommer i mængder, der er så små, at de ikke har betydning for konklusionerne. 3.4.3 Vurderede miljøeffekter Miljøvurderingen er baseret på UMIP-metoden. Følgende miljøeffekter er inkluderet i dette projekt:
Affald er ikke i sig selv en miljøeffekt, men anvendes som indikator for de effekter, affaldsdeponering kan medføre. Tabel 3.3 viser, hvilke emissioner, der hovedsageligt bidrager til de udvalgte miljøeffekter (Globale og danske emissioner i 1990, Hauschild, 1996). Der er lagt særlig vægt på at indsamle oplysninger om disse emissioner i opgørelsen. For ozonlagsnedbrydning er det CFC’ere, HCFC’ere, haloner og methylbromid, der bidrager. Partikler indgår ikke i beregningerne af miljøeffekterne i UMIP-metoden. Det er dog alligevel vurderet, at partikler fra transport og energifremstilling er så væsentlige, at disse vil blive inddraget kvalitativt i diskussionen. "Partikler" kan bestå af meget forskellige kemiske forbindelser, og man kan derfor ikke generalisere om de effekter på mennesker og miljø, partiklerne kan medføre. Beregning af toksiske effekter er udeladt i denne screening. Der er udarbejdet en metode til håndtering af toksiske effekter i UMIP-metoden, og denne metode er under videreudvikling, men datagrundlaget for de toksiske stoffer og kemikalier er endnu så mangelfuldt og behæftet med så stor usikkerhed, at det i praksis ikke er muligt at konkludere, hvorvidt det ene system er at foretrække frem for det andet. De toksiske effekter har derfor på forhånd været udeladt. Data om toksiske stoffer har dog været indsamlet under opgørelsen, og er, så vidt muligt, inddraget kvalitativt i diskussionen. Tabel 3.3 Se her!De emissioner, der hovedsageligt bidrager til drivhuseffekten, forsuring, næringssaltsbelastning og fotokemisk ozondannelse. 3.4.4 Miljøvurderingsmetoden ifølge UMIP Miljøvurdering efter UMIPmetoden foregår i tre trin:
I første trin beregnes de samlede bidrag til miljøeffekterne ved at beregne, hvor meget hver emission bidrager med til miljøeffekterne og efterfølgende lægge alle bidragene sammen. For eksempel bidrager methan ca. 25 gange så meget til drivhuseffekten som kuldioxid, og derfor ganges mængderne af methan med 25 for at omregne til "kg kuldioxid-ækvivalenter", som bruges som enhed for drivhuseffekten. På tilsvarende måde beregnes bidragene til forsuring i "kg svovldioxid-ækvivalenter" og bidragene til næringsaltsbelastning i "kg nitrogen-ækvivalenter" og "kg fosfor-ækvivalenter" osv. Andet trin kaldes "normalisering". Normaliseringen består i at sætte de netop omtalte ækvivalenter i forhold til noget, man kan forholde sig til. Man ikke kan vurdere, om "2,3 kg CO2-ækvivalenter" er lidt eller meget. Derfor sættes miljøbelastningerne op mod en fælles reference. Referencen skal være en påvirkning af miljøet, der er fælles for alle effekttyperne, og hvis konsekvenser for miljøet er kendt. Derved kan man få et indtryk af, hvilke miljøeffekter produktet bidrager relativt meget til, og hvilke bidrag der er relativt små. I UMIP-metoden anvendes den gennemsnitlige miljøbelastning fra én person. Det vil sige én persons gennemsnitlige forbrug af ressourcer og energi og de emissioner og affaldsmængder, dette medfører. På samfundsplan svarer det til den baggrundsbelastning, samfundet hvert år udsætter miljøet for. 1990 anvendes som referenceår. Det betyder, at hvert ressourceforbrug sættes i forhold til en verdensborgers gennemsnitlige forbrug af netop den ressource. Dermed udtrykkes ressourceforbrugene og miljøeffekterne i personækvivalenter. En person har i gennemsnit een personækvivalent per år inden for hver miljøeffekt, og man kan derfor afgøre, at en persons bilkørsel i ét år udgør ca. 65% af personens årlige, samlede bidrag til drivhuseffekten. Normaliseringen giver dermed mulighed for at vurdere, at bilkørsel bidrager relativt meget til drivhuseffekten. Det er dog ikke tilstrækkeligt at anvende de aktuelle udledninger som fælles reference. De normaliserede miljøeffekter siger intet om, hvor alvorlige miljøeffekterne er i forhold til hinanden. Det er derfor nødvendigt at gennemføre en vægtning. Tredje trin kaldes "Vægtning". Vægtningen går ud på at vurdere, hvor alvorlig drivhuseffekten er i forhold til forsuring, ozonlagsnedbrydning og næringssaltsbelastning. Det siger sig selv, at en sådan vægtning er stort set umulig at gøre "rigtigt". Inden for livscyklusvurderinger findes der verden over utallige metoder til at udføre vægtning på. I UMIP-metoden anvendes de politiske målsætninger for reduktioner af samfundets belastning af miljøet som fælles reference ved vægtningen. Det valgte referenceår er 2000. Da referenceåret for normaliseringen er 1990, svarer vægtningsfaktoren til den reduktion, samfundet planlægger at reducere miljøbelastningen med over en 10-årig periode fra 1990 til 2000. Der er ikke længere særlig meget "fremtid" over år 2000. Miljøstyrelsen har igangsat en opdatering af normaliserings- og vægtningsfaktorerne, men nærværende projekt har ikke kunnet afvente de nye faktorer, hvorfor de oprindelige faktorer er anvendt. Når man baserer vægtningen på samfundets reduktionsmålsætninger, udtrykkes miljøeffekterne i forhold til den målsatte belastning per person, dvs. "det miljøpolitisk målsatte råderum". Med andre ord bliver det vægtede bidrag til miljøeffekterne for produktet præsenteret som en procentdel af den personækvivalent, der kan forventes i år 2000, hvis samfundets reduktionsplaner overholdes. Dermed udtrykkes de vægtede bidrag til miljøeffekter i "personækvivalenter i forhold til målene for år 2000". Der er både fordele og ulemper ved at anvende politiske reduktionsmål til vægtningen. Et af de centrale argumenter for at anvende "de politiske målsatte reduktioner" som grundlag for vægtningen er, at de forskellige politiske miljøinitiativer fastsættes inden for samfundets samlede økonomiske ramme for miljøforbedringer, og derved bliver indsatsen overfor de forskellige miljøpåvirkninger indirekte prioriteret i forhold til den samlede miljøindsats. Det skal dog siges, at der ikke er foretaget nogen bevidst afvejning af, hvor alvorlig den ene type af miljøbelastning er i forhold til, hvor alvorlige andre typer af miljøbelastninger er. Til gengæld indgår der i de politiske målsætninger overvejelser som økonomi, tekniske muligheder, samfundsmæssige konsekvenser af indgreb samt offentlighedens opmærksomhed på netop den miljøeffekt. Dette uddybes i Hauschild (1996). I denne rapport vises kun resultater af opgørelsen og af vægtningen. For de miljøeffekter, der er inkluderet i denne rapport, er vægtningsfaktoren mellem 1,1 og 1,3 bortset fra ozonlagsnedbrydningen, hvor vægtningsfaktoren er 23. Det er vurderet, at det ikke vil tilføje megen ny information også at vise de normaliserede resultater i denne rapport. De anvendte normaliseringsfaktorer og vægtningsfaktorer er vist i tabellen nedenfor. Vægtningsfaktorerne for ressourcer svarer til 1/forsyningshorisonten i år. Forsyningshorisonten er angivet i parentes efter vægtningsfaktorerne. Forsyningshorisonten for råolie er sat til 43 år, hvilket betyder, at med det nuværende verdensforbrug af råolie vil de kendte reserver strække til 43 års forbrug. Tabel 3.4 Se her!De anvendte normaliserings- og vægtningsfaktorer. 3.4.5 Usikkerhed og følsomhedsanalyser Der er så vidt muligt indsamlet oplysninger om usikkerheden på data. Usikkerheden er brugt til at foretage et skøn over, hvor de væsentligste usikkerheder ligger. Dette er inddraget i en følsomhedsanalyse. Der er ikke gennemført deciderede statistiske usikkerhedsberegninger, da det ikke har været muligt indenfor projektets rammer. Betydningen af de væsentligste forudsætninger, antagelser og usikkerhed er medtaget i det omfang, det har været muligt, og dette er inkluderet i diskussionen.
|
|||||||||||||||||||||||||