Genbrug af danske vinflasker

6. Miljøvurdering af eksport af vinflasker

6.1 Problemstilling
6.2 Systembeskrivelse, forudsætninger og antagelser for scenarium B
6.3  Datagrundlag for scenarium B
6.4 Resultater
6.4.1 Sammenligning mellem scenarium A og B, opgørelse
6.4.2 Sammenligning mellem scenarium A og B, vægtede resultater
6.4.3 Dominansanalyse, scenarium A
6.4.4 Dominansanalyse, scenarium B
6.4.5 Usikkerheder og følsomhedsanalyser for ressourceforbrug
6.4.6 Usikkerheder og følsomhedsanalyser for miljøeffekter
6.4.7 Usikkerheder og følsomhedsanalyser for affald
6.4.8 Betydning af forudsætninger, antagelser, manglende data og udeladelser
6.5 Konklusion

6.1 Problemstilling

Dette kapitel skal svare på spørgsmålene:

"Hvad er bedst for miljøet – at eksportere hele vinflasker (skyllede og uskyllede) til genpåfyldning i Europa, eller at omsmelte glasset – og hvor langt kan man transportere flaskerne, så det stadigt er en miljømæssig fordel?"

Der skal opstilles et realistisk scenarium B, som kan sammenlignes med det eksisterende system (scenarium A).

Inden scenariet opstilles, skal rammerne opridses. Rammerne er dels baseret på kapitel 2 og dels på antagelser, der fremgår af det følgende afsnit:

• Markedet for skyllede flasker i Danmark er mættet.
• Overskydende skyllede og uskyllede flasker kan eksporteres til udlandet.
• Holmegaard kan maksimalt aftage 15.000 tons farvede skår mere, end de gør i dag.
• Disse ekstra skår erstatter skår, der ellers ville være blevet importeret fra Norge.
• Der er "overskud" af flasker i Danmark. Vi importerer flere vinflasker, end vi selv kan genbruge.
• Der er sandsynligvis "underskud" af flasker i de vinproducerende lande, fordi de eksporterer vin på flasker, som ikke returneres i samme mængde.

For at kunne svare på ovenstående spørgsmål, opstilles et scenarium B, hvor al eksport af skyllede og uskyllede flasker er afskaffet, mens der stadigt skylles og genpåfyldes flasker til dansk brug. Ved at "afskaffe" eksporten kan man se eksportens bidrag til ressourceforbrug og miljøeffekter.

Situationen kunne f.eks. forekomme, hvis alle de øvrige europæiske lande indførte emballageafgifter i stil med de danske. Som nævnt i kapitel 2 ville dette kunne ødelægge mulighederne for at kunne eksportere skyllede og uskyllede flasker til udlandet.

I scenarium B er der endvidere forsøgt at lave et overslag over, hvor langt man kan eksportere flaskerne, således at det stadig er en miljømæssig fordel at skylle flaskerne til genpåfyldning fremfor at omsmelte flaskerne – hvor ligger grænsen for, hvor langt det er miljømæssigt forsvarligt at transportere flaskerne?

 6.2 Systembeskrivelse, forudsætninger og antagelser for scenarium B

De to scenarier, der skal sammenlignes er:
Scenarium A: Det eksisterende system
Scenarium B: Ingen eksport af skyllede og uskyllede flasker, kun skylning og genpåfyldning i Danmark

For at kunne sammenligne systemerne skal de have samme funktionelle enhed, og som beskrevet i afsnit 3.3 skal begge systemer levere følgende produkter:

• 27.968 tons vinflasker til påfyldning i Danmark. De leveres til porten hos tapperier i Danmark, enten skyllede eller nye.
• 51.994 tons skår til omsmeltning i Danmark. De leveres til porten hos Holmegaard.
• 26.898 tons vinflasker til påfyldning i udlandet. De leveres til porten hos tapperier i udlandet, enten skyllede eller nye.

• 8.855 tons skår til omsmeltning i udlandet. De leveres til porten hos glasværkerne. Alternativt kan skårene erstattes af nye råvarer, svarende til samme mængde nyt glas.

Tabel 6.1 viser en oversigt over de "produkter", scenarium B leverer. Det ses, at scenarium B leverer produkter i samme mængde som scenarium A. Tabellen er forklaret i det efterfølgende.

De 27.968 tons vinflasker til påfyldning i Danmark ændres ikke i scenarium B

De 26.898 tons vinflasker, der i dag eksporteres til påfyldning i udlandet, ender i scenarium B som skår. Det gælder også de 536 tons vinflasker, som bliver kasseret som skår på de udenlandske skyllerier i dag (se tabel 4.1), altså i alt 27.434 tons.

Som erstatning for disse vinflasker, skal der produceres 26.898 tons nye vinflasker i udlandet i et af de vinproducerende lande – sandsynligvis i Spanien eller Frankrig. Da disse lande har en netto-eksport af vin (og dermed vinflasker) er det sandsynligt, at der er et "underskud" af skår i disse lande – forstået på den måde, at glasværkerne sandsynligvis ikke har alle de skår til rådighed, som der optimalt kunne anvendes i glasproduktionen (85% jf. Holmegaard). En øget produktion af vinflasker i disse lande vil derfor øge forbruget af nye råvarer til fremstilling af glas, dvs. sand, kalk, soda osv. Ifølge den nyeste udvikling af UMIP-metoden skal denne øgede produktion derfor regnes, som om de 26.898 tons flasker produceres ud fra nye råvarer.

Desuden "mangler" der nu 536 tons skår i udlandet (dvs. i Spanien/Frankrig), nemlig skår fra de flasker, som i dag bliver kasseret på flaskeskyllerier i udlandet. Disse skår skal erstattes af en tilsvarende mængde råvarer. Det betyder, at der skal udvindes råvarer svarende til 27.434 tons glas.

Af de 27.434 tons vinflasker, der ender som skår i Danmark, kan 15.000 tons anvendes af Holmegaard i produktionen. Holmegaard oplyser, at glasværket kan modtage yderligere 15.000 tons farvede skår til produktionen, men hvis glasværket ikke får disse skår fra dansk indsamling, vil Holmegaard modtage skårene fra Norge eller Sverige (her antages Norge). Der er således rigelige mængder farvede skår til rådighed. De 15.000 tons ekstra skår erstatter således skår fra Norge. Det vides ikke, hvad de skår, der så må blive i Norge, vil blive anvendt til. Det sidste norske glasværk er blevet nedlagt, så det antages, at de rigelige mængder skår, der findes i Norge, deponeres (evt. som vejunderlag). "Netto-tilførslen" af skår er dermed uændret.

Det efterlader 12.434 tons skår, som enten kan ende på et deponi eller sendes til omsmeltning i udlandet. En nærliggende tanke ville være at sende disse 12.434 tons skår til Spanien eller Frankrig, hvor der i scenarium B skal fremstilles nye flasker, og derfor er behov for disse skår. Forespørgsler viser, at dette desværre ikke er en realistisk mulighed, da skårpriserne i udlandet ikke kan betale for transporten. Det er mere realistisk at forestille sig, at skårene eksporteres til et af vores nabolande. Som det ses af tabel 4.1, eksporteres der i dag 8.319 tons skår til udlandet. De ekstra 12.434 tons skår vil derfor muligvis kunne eksporteres til de samme glasværker. Det har ikke været muligt at undersøge, hvor disse skår ender, og hvad de erstatter inden for rammerne af nærværende projekt. Skæbnen for de ekstra 12.434 tons skår er derfor baseret på antagelser. Der er flere muligheder:

• Det antages, at de 12.434 tons skår ender på deponi i Danmark
• Det antages, at de 12.434 tons skår ender på et glasværk i udlandet (f.eks. Tyskland), hvor de erstatter nye råvarer (ud fra en antagelse af, at der ikke er skår nok i Tyksland)
• Det antages, af de 12.434 tons skår ender på et glasværk i udlandet (f.eks. Tyskland), men da der er rigelige mængder skår til rådighed, erstatter de blot andre skår, som dermed ender på deponi. Det giver en ekstra transport, men sparer transporten af de skår, der erstattes – og resultatet af denne antagelse vil derfor være det samme som den første antagelse, hvor skårene deponeres i Danmark.

Der er her valgt at tage udgangspunkt i antagelsen om, at de 12.434 tons skår ender på et glasværk i udlandet, hvor de erstatter nye råvarer. Konsekvenserne af denne antagelse vurderes i diskussionen.

I scenarium B skal der netto udvindes råvarer svarende til 15.000 tons glas:

Netto udvinding af nye råvarer til scenarium B:

(Beregnet som de mængder glas, råvarerne bliver til på glasværket):

I scenarium B er det antaget, at der spares energi på glasværker i Tyskland, Holland mv. svarende til følgende mængde tilførte skår:

Netto energibesparelse på glasværker i udlandet i scenarium B (se forklaring i afsnit 6.3):  (beregnet som mængder skår, der medfører energibesparelser)

Det antages, at transportemballagen for nye flasker er den samme som for skyllede flasker, nemlig paller med papbakker som mellemlag holdt sammen af stræk- eller krympefolie.

De mængder, der er regnet med og den transport, der er medtaget, fremgår af tabel 6.2 og 6.3. Ændringer af mængder i scenarium B i forhold til scenarium A er farvet. Processerne og transporten er uddybet i kapitel 4.

Tabel 6.2 Se her!
Processer og mængder scenarium A og B.

Tabel 6.3 Se her!
Transport i scenarium A og B.

6.3 Datagrundlag for scenarium B

Der er anvendt samme datagrundlag som i kapitel 4.

Scenarium B medfører desuden nogle processer, som ikke er omfattet af de processer, der anvendes i scenarium A, nemlig fremstilling af vinflasker på glasværker i Spanien/Frankrig samt udvinding af råvarer til dette.

Fremstilling af flere nye vinflasker i Spanien/Frankrig vil betyde, at der skal produceres mere nyt glas. Mere nyt glas må betyde, at skårprocenten i glasfremstillingen på glasværkerne i gennemsnit må blive lavere. Det har ikke været muligt at fremskaffe data fra glasværker i Spanien/Frankrig med lavere skårprocenter, og det har derfor været nødvendigt at basere data på et estimat. Hvis der skal produceres 1 kg ekstra vinflasker, må det betyde, at der skal nye råvarer svarende til 1 kg glas. Ifølge tabel 6.4 forbruges der:

• 101,75 gram sand
• 38,43 gram soda
• 14,15 gram dolomit
• 13,44 gram kalk
• 7,75 gram feldspat
• og under 2 gram andre hjælpestoffer

til fremstilling af "150 gram nyt glas".

Det betyder, at produktion af 1 kg ekstra vinflasker øger forbruget af råvarer med en faktor 1000/150 = 6,67. Det betyder, at 1 kg ekstra vinflasker vil medføre et merforbrug af råvarer på:

• 678 gram sand
• 256 gram soda
• 94 gram dolomit
• 90 gram kalk
• 52 gram feldspat
• og under 13 gram andre hjælpestoffer

Desuden skal der anvendes mere energi til glasfremstillingen, fordi det kræver mere energi at fremstille glas ud fra nye råvarer, end når man bruger skår.

For energiforbruget til glasfremstillingen er der derfor beregnet et "tillæg", som er lagt til data for fremstilling af glas på Holmegaard, tabel 6.4. En tommelfingerregel siger, at der spares 25% energi ved tilsætning af skår (altså forskellen mellem 0% og 100% skår). Ud fra tabel 6.4 ses, at der bruges 0,292 kWh elektricitet og 0,0998 kg naturgas ved fremstilling af glas (dette er de energikilder, der har størst betydning for det samlede energiforbrug for processen). Et groft estimat er derfor, at der spares ca. 0,03 kg naturgas og ca. 0,09 kWh elektricitet, hver gang der bruges 1 kg skår. Energiforbruget til fremstilling af flasker på europæiske glasværker er derfor sat til 0,13 kg naturgas og 0,38 kWh. Desuden bruges nye råvarer svarende til mængderne ovenfor. De øvrige forhold er de samme som for fremstilling af flasker på Holmegaard (se tabel 6.4).

For fremstilling af nye flasker på et glasværk anvendes data fra Holmegaard fra Widheden J, T Ekvall og P Nielsen (1998). Se tabel 6.3. Der anvendes i alt 1025,52 kg råvarer til fremstilling af 1000 kg glas. Det skyldes, at der dannes kuldioxid under processen.

Emissionerne fra den naturgas, der forbrændes i glasovnen, er inkluderet i de emissioner, der står i denne tabel, og derfor er der kun medregnet et tillæg for fremstilling af naturgas ("precombustion") for ikke at medregne emissionerne to gange. Data for fremstilling af naturgas er hentet fra Miljøstyrelsens LCV-værktøj, proces nr M 32563 (Frees og Pedersen, 1996).

 Tabel 6.4
Data for fremstilling af glas på Holmegaard. Pr. kg glas.

Note 1: Emissionerne fra den naturgas, der forbrændes i glasovnen, er inkluderet i de emissioner, der står i denne tabel, og derfor er der kun medregnet et tillæg for fremstilling af naturgas ("precombustion") for ikke at medregne emissionerne to gange.

Note 2: Energi- og ressourceforbrug, emissioner og affald fra sortering af skår er inkluderet i disse data fra glasværket

Note 3: Energi- og ressourceforbrug, emissioner og affald til udvinding og fremstilling af råvarer er ikke inkluderet i disse tal, men fremgår separat af processen "udvinding af råstoffer", se tabel 6.5.

Note 4: 1 kg soda fremstilles ud fra 0,78 kg natriumchlorid og 0,57 kg kalksten

For udvinding af alle de ovennævnte råstoffer anvendes data fra Widheden J, T Ekvall og P Nielsen (1998).

Til udvinding af 101,75 gram sand, fremstilling af 38,43 gram soda, udvinding af 21,98 gram natriumchlorid, fremstilling af 35,35 gram kalksten (21,91 gram til soda og 13,44 gram til glasværket), 14,15 gram dolomit, 7,75 gram feldspat og ca. 2 gram diverse hjælpestoffer er der ressourceforbrug, emissioner og affaldsmængder, som vist i tabel 6.5. Tabellen er en aggregering af mange processer (på grund af fortrolighed), og derfor optræder energiforbrugene som en blanding af "energi leveret til forbrugeren" (som kWh og leveret naturgas) og "primære ressourcer" (kg råolie, stenkul fra miner etc.). I beregningerne vil al energiforbrug i sidste ende blive omregnet til "primære ressourcer", som UMIP-metoden foreskriver. I tabel 6.5 er flere af kategorierne fra Widheden et al. (1998) slået sammen.

 Tabel 6.5
Data for udvinding af råvarer til fremstilling af glas på Holmegaard.
Pr. kg glas, der indeholder 850 gram skår.

Da det er antaget, at de skår, der eksporteres ekstra til Tyskland, erstatter nye råvarer, er energibesparelsen på de tyske glasværker også inkluderet. Ligesom ovenfor er det estimeret, at denne besparelse svarer til, at der spares ca. 0,03 kg naturgas og ca. 0,09 kWh elektricitet på glasværket, hver gang der bruges 1 kg skår. Desuden spares der råvarer, hvor det antages, at 1 kg ekstra skår svarer til en besparelse på:

• 678 gram sand
• 256 gram soda
• 94 gram dolomit
• 90 gram kalk
• 52 gram feldspat

og under 13 gram andre hjælpestoffer

Scenarium B medfører desuden nogle transporter, der ikke er med i scenarium A, som det fremgår af tabel 6.3.

6.4  Resultater

Tabel 6.6-6.9 viser resultatet af beregningerne af den samlede opgørelse for scenarium A og B, dvs. summen af alle ressourceforbrug, emissioner og affaldsmængder. Nogle af kategorierne er slået sammen af flere kategorier, f.eks. er affaldskategorierne alle samlekategorier.

Man kan ikke ud fra opgørelsen alene konkludere, om scenarium A eller B er mest miljøvenlig, da nogle af kategorierne er højest for scenarium A, mens andre er højest for scenarium B. Det er derfor nødvendigt at vægte, hvad der har størst betydning.

Der er ikke vist resultaterne af det trin, der i UMIP-metoden kaldes "normalisering", da forfatterne af rapporten har vurderet, at normaliseringen ikke vil bidrage til en større forståelse af systemerne end den, der kan opnås ved at betragte de vægtede resultater.

6.4.2 Sammenligning mellem scenarium A og B, vægtede resultater

I figur 6.1 er forbrugene af energiressourcer vist. Energiressourcerne er vist som "vægtede ressourcer". Det betyder, at mængderne er sat i forhold til de reserver, der er tilbage på jordkloden til hvert menneske.

Resultaterne er vist i "PR". PR står for "person reserver" (se afsnit 3.4.4). Når der i scenarium A således er et råolieforbrug på ca. 82 PEM betyder det, at der i systemet for indsamling og genanvendelse af vinflasker og skår i 1998 blev brugt råoliemængder svarende til den mængde olie, der er tilbage til 82 mennesker i hele deres levetid samt til disse menneskers efterkommere i hele deres levetid.

På den måde kommer ressourcer, der ikke er ret mange tilbage af til at betyde relativt mere end de ressourcer, der findes i rigelige mængder.

I figur 6.2 er bidragene til miljøeffekterne vist. Miljøeffekterne er vist som vægtede bidrag.

Resultaterne er vist i "PEM". PEM står for "person ækvivalenter, Målsat i forhold til år 2000" (se afsnit 3.4.4).

De vægtede bidrag svarer til, at bidragene fra scenarium A og B er divideret med til det bidrag, et menneske i gennemsnit bidrager med på ét år (i 1990), hvorefter der er ganget med en vægtningsfaktor. Vægtningsfaktoren svarer til, hvor meget den pågældende miljøeffekt forventes at blive reduceret fra 1990 til 2000. Vægtningsfaktorerne ligger typisk på 1,1-1,3 (se tabel 3.2) bortset fra ozonlagsnedbrydning, hvor vægtningsfaktoren er 23 (Bidragene til ozonlagsnedbrydningen er antaget at være reduceret meget fra 1990 til 2000 på grund af udfasningen af CFC’ere i denne periode). Vægtningsfaktoren er dermed et udtryk for, hvor meget samfundet kræver, at bidragene til de forskellige miljøeffekter skal nedbringes i perioden – og afspejler dermed en "samfundsprioritering". Vægtningsfaktorerne afspejler ikke, om ozonlagsnedbrydningen vil give større miljøkatastrofer end drivhuseffekten, men er mere en "politisk faktor".

De vægtede bidrag svarer også til, at bidragene fra scenarium A og B er divideret med det bidrag, et menneske i gennemsnit bidrager med på ét år (i 2000), hvis samfundets reduktionsplaner er overholdt, dvs. hvis ozonlagsnedbrydningen virkeligt er blevet reduceret med en faktor 23.

Når scenarium A har et bidrag til drivhuseffekten på ca. 2300 PEM svarer det derfor til 2300 menneskers årlige bidrag til drivhuseffekten i 2000.

I figur 6.3 er affaldsmængderne vist. Affaldsmængderne er vægtet i forhold til de mængder, en dansker i gennemsnit bidrager med per år. Når der i scenarium A produceres ca. 180.000 PEM "slagge og aske" betyder det således, at der fra det eksisterende system for indsamling og genanvendelse af flasker og skår i 1998 kom slagge og aske svarende til det gennemsnitlige bidrag fra 180.000 mennesker (vi vender tilbage til, hvorfor dette bidrag er så stort i afsnit 6.4.7).

Ved sammenligningen af de vægtede ressourceforbrug, miljøeffekter og affaldsmængder fra scenarium A og B ser det umiddelbart ud som om, at scenarium A generelt er mest miljøvenlig, sådan overordnet set. En endelig konklusion kræver dog en nærmere analyse af de enkelte bidrag i scenarierne samt en vurdering af, hvor stor usikkerhed, resultaterne er behæftet med, dvs. hvor pålidelige resultaterne er.

6.4.3 Dominansanalyse, scenarium A

For at kunne vurdere, hvor pålidelige resultaterne er, er det nødvendigt at vide, hvilke processer, der bidrager meget, og hvilke der bidrager lidt. Denne vurdering foretages ud fra energiforbrug (i MJ), ressourceforbrug, miljøeffekter samt affaldsmængder.

Det er vigtigt at huske, at energiforbruget ikke i sig selv siger noget om miljøbelastningen fra en proces. Energiforbruget kan anvendes som indikator, fordi ressourceforbrugene, miljøeffekterne og nogle af affaldskategorierne i systemet for indsamling og genanvendelse af vinflasker og skår i overvejende grad skyldes energiforbrug og energifremstilling. Desuden er energiforbruget målt i MJ relevant, fordi energiforbruget for sortering og skylning er beregnet som naturgas – dette energiforbrug kunne lige så godt være fyringsolie, da nogle af sorteringsanlæggene og skyllerierne anvender dette som energikilde.

Energiforbruget er omregnet til "primær energi", dvs. svarende til de energimængder, der skal udvindes fra jorden, og som er væsentlig højere end den energi, der når forbrugeren i sidste ende på grund af tab undervejs.

Resultaterne i det følgende er præsenteret i procent. I den forbindelse skal det understreges, at det er i procent af de inkluderede processer, ikke af "hele systemet", da hele systemet for vinflasker inkluderer langt flere processer, f.eks. også fremstilling af vinflaskerne. De processer, der er ens for alle scenarierne, er udeladt, som vist tidligere i tabel 3.1. Det vurderes, at fremstilling af flaskerne vil bidrage meget til de totale resultater, men da mængden er den samme for scenarium A og B har udeladelsen ingen betydning for sammenligningen.

NB: Antallet af betydende cifre er ikke et udtryk for præcisionen.

Det ses af tabel 6.10, at en stor del af energiforbruget skyldes transport. Energiforbrugets fordeling på de forskellige transportprocesser er derfor vist i tabel 6.11.

Tabel 6.13 Se her!
Processernes relative bidrag til miljøeffekterne i scenarium A.

Tabel 6.14
Processernes relative bidrag til affaldskategorierne i scenarium A.

6.4.4 Dominansanalyse, scenarium B

Resultaterne fra scenarium B splittes op lige som for scenarium A.

NB: Antallet af betydende cifre er ikke et udtryk for præcisionen.

Tabel 6.18 Se her
Processernes relative bidrag til miljøeffekterne i scenarium B.

6.4.5 Usikkerheder og følsomhedsanalyser for ressourceforbrug

For energiressourcerne er det forbrugene af råolie og naturgas, der er væsentligst for både scenarium A og B (jf. figur 6.1). Det er derfor kun disse to ressourceforbrug, der anses som væsentlige for konklusionen. De processer, der er afgørende for forbruget af råolie og naturgas fremgår af tabel 6.20.

Tabel 6.20 viser endvidere forskellen mellem scenarium A og B i PR (personreserver).

Tabel 6.20 viser også en "skønnet usikkerhed" på de relevante processer. Denne usikkerhed er et skøn over, hvor meget værdien kan variere med, og er ikke udtryk for en statistisk beregnet værdi. Usikkerheden er skøn over, hvor meget processens bidrag kan være større eller mindre, og dette er omregnet til, hvor meget indflydelse, usikkerheden vil få på det samlede resultat – i PR. Eksempel: I scenarium A bidrager transporten med ca. 72 PR til råolieforbruget. Det er skønnet, at usikkerheden på disse data er ± 10%. Det betyder, at det skønnes, at usikkerheden på de anvendte transportdata medfører en usikkerhed på ± 7 PR for det samlede resultat. Usikkerhederne kan ikke lægges sammen – ligesom man ikke kan lægge standardafvigelser sammen. De "skønnede usikkerheder" benyttes blot til at vurdere en størrelsesorden, og usikkerheden bør ikke fortolkes som mere end det! 

Forskellen mellem A og B sammenlignes med de skønnede usikkerheder, omregnet til PR.

Tabel 6.20 viser, at forbruget af råolie især skyldes transport for både scenarium A og B. For scenarium B har udvinding af råvarer til fremstilling af nye flasker også stor betydning.

De transporter, der har størst betydning for scenarium A er transport til tømning af kuber og transport af det indsamlede glas (fordi mængderne er store) samt eksport af skyllede og uskyllede flasker (fordi afstandene er store) (se tabel 6.11).

De transporter, der har størst betydning for scenarium B, er transport til tømning af kuber og transport af det indsamlede glas (fordi mængderne er store) samt transport af skår i Danmark og til udlandet. Endvidere er den undgåede transport af skår fra Norge til Danmark væsentlig for scenarium B (se tabel 6.16).

For scenarium A er det sortering og skylning af flasker, der bidrager mest til forbruget af naturgas. Naturgasforbruget i scenarium B skyldes hovedsageligt fremstilling af nye flasker på glasværker i de vinproducerende lande, samt skylning af vinflasker i Danmark. Forbruget af råolie skyldes transport samt udvinding af råvarer til fremstilling af nye flasker (sand, kalk etc.).

Af tabel 6.20 ses, at det vurderes, at der bruges mere naturgas i scenarium B, end i scenarium A, og at det skønnes, at forskellen er større end usikkerheden.

Forbruget af råolie anses for at være af samme størrelsesorden for scenarium A og B.

De øvrige ressourceforbrug har ingen betydning for konklusionerne, når der vægtes efter UMIP-metoden (se figur 6.1).

Når forskellene mellem energiressourcer stilles op skal det huskes, at nogle af de processer, der bruger naturgas, lige så godt kunne bruge fyringsolie og omvendt. Det er kan derfor give en indikation at betragte de totale forbrug af primær energi, som for scenarium A er ca. 185.000.000 MJ, og for scenarium B er ca. 360.000.000 MJ, altså næsten dobbelt så stort (se tabel 6.10 og 6.15). Dette bekræfter vurderingen af, at der er væsentlig forskel på forbruget af naturgas mellem scenarium A og B (tabel 6.20).

6.4.6  Usikkerheder og følsomhedsanalyser for miljøeffekter

Drivhuseffekten, forsuring, smog og næringssaltsbelastning er de miljøeffekter, der er væsentligst for scenarium A og B ifølge UMIPs vægtningsmetode, se figur 6.2.

I scenarium A, er de processer, der bidrager mest til disse miljøeffekter: Transport, affaldsforbrænding af glas og skylning. I scenarium B er det: Affaldsforbrænding af det glas der ender i forbrugernes skraldespand, fremstilling af nye vinflasker, udvinding af råvarer til disse vinflasker samt transport.

I tabel 6.21 er der givet et skøn over usikkerhederne på de væsentligste processer og disse er omregnet til en størrelsesorden, målt i PEM (vægtede person ækvivalenter, målsat i forhold til år 2000). Usikkerhederne er beregnet som i det foregående afsnit.

Tabel 6.21 Se her!
De processer, der er væsentligst for miljøeffekterne i scenarium A og B samt usikkerheden på disse processer.

Tabel 6.21 viser, at scenarium B bidrager mere til drivhuseffekten, forsuring og næringssaltsbelastning end scenarium A, og at forskellen anses for at være større end usikkerheden.

Det ses også, at scenarium B tilsyneladende bidrager mindre til dannelsen af smog end scenarium A. Det vurderes dog, at usikkerhederne godt kunne ligge på samme niveau som forskellen mellem A og B. Det er derfor vurderet, at forskellen mellem A og B ikke er væsentligt større end den usikkerhed, der er forbundet med processerne.

Bidraget til ozonlagsnedbrydning er højest for scenarium A. Dette skyldes, at bidragene kommer fra processerne "Fremstilling af NaOH" og "Fremstilling af polyethylen", og at mængderne af disse er størst i scenarium A. Det skal dog understreges, at bidragene til ozonlagsnedbrydningen er så små for både scenarium A og B, at de kun bør tillægges en meget lille betydning for de samlede konklusioner, selv med UMIP-metodens vægtning, hvor ozonlagsnedbrydningen er den miljøeffekt, der har den absolut højeste vægtningsfaktor, nemlig 23. De øvrige miljøeffekter har vægtningsfaktorer på 1,2 og 1,3, se tabel 3.2.

6.4.7 Usikkerheder og følsomhedsanalyser for affald

For affaldsmængderne er det mængderne af slagge og aske, der er væsentligst for scenarium A ifølge UMIPs vægtningsmetode, se figur 6.3.

Det altafgørende bidrag til denne kategori kommer fra affaldsforbrænding af glas, altså det glas, som forbrugerne kasserer i skraldespanden i stedet for i glascontaineren. Mængderne svarer til de 58.000 tons glas, der ender i dagrenovationen ifølge tabel 4.1. Hvis disse mængder deles med 5.313.577 indbygger i Danmark (1999) (Danmarks Statistik, 2000) svarer det til ca. 11 kg glas per dansker per år. Ifølge "normaliseringsreferencen" i UMIP-metoden bidrager en dansker i gennemsnit med 350 kg slagger per år, og de 11 kg glas udgør derfor en væsentlig del af dette, nemlig ca. 3%.

Tabel 6.22  Se her!
De processer, der er væsentligst for affaldet fra scenarium A og B samt usikkerheden på disse processer.

Der er ikke nogen reel forskel på scenarium A og B’s bidrag til slagge og aske. Som nævnt sendes der 58.100 tons glas til affaldsforbrænding i begge scenarier.

Ved sammenligningen mellem scenarium A og B er det vigtigt, at de mængder glas, der sendes til affaldsforbrænding, er lige store i de to scenarier (mængderne ændres først i et af de efterfølgende scenarier). Det er derfor også relevant at se på de øvrige affaldskategorier, selv om de ved første øjekast ikke blev vægtet højt.

Som det ses af tabel 6.22, kommer der mere volumenaffald og farligt affald fra scenarium B end fra scenarium A, og forskellen anses for at være større end usikkerhederne.

For scenarium A kommer farlig affald især fra affaldsforbrænding af glas, transport samt sortering og skylning af flasker. En nærmere analyse af baggrundstallene har vist, at "farligt affald" fra sortering og skylning af flasker kommer fra fremstilling af den elektricitet, der bruges i processerne.

Der kommer mere radioaktivt affald i scenarium A. Resultatet bør dog tages med et temmelig stort forbehold. Mængderne af radioaktivt affald kommer ifølge beregningerne især fra transporten. De anvendte data for transport stammer fra Frees og Weidema (1998), der har anvendt Frischknecht et al. (1994) som reference. Bidraget til radioaktivt affald skyldes sandsynligvis, at Frischknecht et al. har brugt data for "gennemsnitlig europæisk el-fremstilling", som bl.a. anvender atom-kraft. Ifølge den nyeste metodeudvikling af UMIP-metoden bør man ikke anvende "gennemsnitlig el-fremstilling", men derimod den kraftværkstype, der udbygges med (se diskussion af dette i Frees og Weidema, kapitel 3). Dette skulle ifølge Frees og Weidema være kraftværker baseret på stenkul. Hvis dette havde været bygget ind i de anvendte transportdata, ville mængderne af radioaktivt affald have været minimale fra begge scenarier. I øvrigt anses mængderne af radioaktivt affald fra scenarierne for at være mindre væsentlige (med UMIP-metodens vægtning). Der er derfor valgt at se bort fra mængderne af radioaktivt affald i denne sammenligning.

6.4.8 Betydning af forudsætninger, antagelser, manglende data og udeladelser

Umiddelbart tyder resultaterne på, at der er en klar forskel mellem scenarium A og B: Scenarium A bruger færre energiressourcer, bidrager generelt mindre til miljøeffekterne og der fremkommer mindre mængder affald, end i scenarium B. Det betyder, at det umiddelbart godt kan betale sig at eksportere vinflasker til genpåfyldning i udlandet, som det foregår i dag.

Inden vi drager denne konklusion, er det dog vigtigt at forholde sig til de forudsætninger, beregningerne er gennemført med. Det er vigtigt at vurdere betydningen af disse forhold – er det sandsynligt, at nogle af disse forhold vil kunne ændre væsentligt på konklusionerne?

Beregningerne er gennemført ud fra en række forudsætninger og antagelser, og der er desuden en række oplysninger og data, som ikke har været tilgængelige for projektet.

De forhold, der berøres i denne diskussion er:

• Fremstilling af kemikalier brugt til sortering og skylning af vinflasker
• Udeladelse af toksiske effekter fra kemikalier
• Antagelse om mængden af udledt fosfor fra skylning af vinflasker
• Estimat for energiforbruget til flaskeautomater
• Problemer med etiketlim
• Antagelse for udenlandske skyllerier
• Oparbejdning af skår på skåranlæg
• Antagelse om, at udenlandske glasværker bruger 25% mere energi end Holmegaard til fremstilling af nyt glas.
• Antagelse om, at de skår, der eksporteres til glasværker i Tyskland mv. medfører et reduceret energiforbrug på glasværkerne.
• Manglende vægtningsfaktorer for ressourceforbrug til glasfremstilling
• Manglende vægtningsfaktor for vand
• Manglende vægtningsfaktor for uspecificerede partikler
• Stedspecifikke faktorer for miljøeffekter
• Beregninger for ozonlagsnedbrydning
• Antagelser for transportafstand under indsamling af flasker og skår
• Antagelser for transportafstand for "undgået transport af skår fra Norge"
• Antagelser for transportafstand i forbindelse med eksport af vinflasker
• Sammenligning af eksport af skyllede og uskyllede flasker

6.4.8.1 Fremstilling af kemikalier brugt til sortering og skylning af vinflasker

Der bruges en række kemikalier til skylning af vinflasker. Det drejer sig bl.a. om båndsmøremiddel, natronlud (NaOH), rengøringsmidler til at vaske flaskerne med, desinfektionsmidler og syre til neutralisering af spildevandet. På grund af fortrolighed er navnene på disse kemikalier ikke nævnt her (men de er kendt af forfatterne af rapporten). Der anvendes også båndsmøremiddel til transportbåndene på sorteringsanlæggene.

Det har desværre ikke været muligt at fremskaffe data for fremstilling af alle disse kemikalier, kun fremstilling af NaOH er inkluderet. Mængdemæssigt udgør NaOH og syre til neutralisering af spildevand de største mængder. Skyllerierne anvender ikke alle samme type syre til neutralisering af spildevandet. Nogle grove overslagsdata for den ene af de to typer syrer tyder på, at der kun bruges mindre end halvt så meget energi til fremstilling af syre, som til fremstilling af NaOH. Da fremstilling af NaOH kun bruger ca. 3% af den energi, der anvendes i hele scenarium A og mindre end 1% i scenarium B vurderes det, at denne udeladelse er uden betydning for de samlede resultater. Da de øvrige kemikalier anvendes i langt mindre mængder end NaOH, vurderes det, at udeladelsen af disse heller ikke er af betydning for resultaterne.

6.4.8.2 Udeladelse af toksiske effekter fra kemikalier

De eventuelle toksiske (giftige) virkninger af de anvendte kemikalier er ikke med i denne screening, som beskrevet i afsnit 3.6.2. Det gælder både kemikalier anvendt på skyllerierne og kemikalierne til fremstilling af nye flasker og råstofferne til dette (i scenarium B). Ifølge UMIP-metoden skal der indsamles oplysninger om de toksiske virkninger, stofferne har på miljøet efter spildevandet har været gennem et renseanlæg. Dvs. at de let-nedbrydelige stoffer er helt eller delvist nedbrudt (eller omdannet til andre stoffer) samt, at koncentrationerne af stofferne er væsentligt lavere, end da de forlod skylleriet. Det er effekten i miljøet, der er interessant. Endvidere er det relevant at vide, om stofferne kunne have toksiske effekter på mikroorganismerne i renseanlægget, fordi det vil have væsentlige miljømæssige konsekvenser, hvis disse mikroorganismer bliver slået ihjel.

Det har ikke været muligt at gennemføre en sammenligning af de toksiske effekter af kemikalierne anvendt på skyllerierne (scenarium A) kontra de toksiske effekter af kemikalierne anvendt til fremstilling af nye flasker i Spanien eller Frankrig (scenarium B) inden for projektets rammer.

Der er indsamlet kemikaliedatablade for de anvendte kemikalier på skyllerierne. Ifølge oplysningerne på disse kemikaliedatablade er der ingen oplysninger om miljømæssige langtidseffekter fra nogle af kemikalierne (langtidsvirkninger er f.eks. kræft, påvirkning af generne eller nedsat forplantningsevne). Der er heller ingen oplysninger om, hvorvidt nogle af rengøringsmidlerne eller desinfektionsmidlerne fra skyllerierne vil kunne påvirke mikroorganismerne i renseanlæggene.

Samlet set skønnes det, at udeladelsen af toksiske effekter i nærværende rapport ikke vil have væsentlig indflydelse på resultatet. Inddragelse af en beregning af de toksiske effekter efter UMIP-metoden ville sandsynligvis ikke give et mere klart billede på grund af de usikkerheder, der er forbundet med metoden og de toksiske effektfaktorer.

6.4.8.3 Antagelse om mængden af udledt fosfor fra skylning af vinflasker

Mængden af udledt fosfor fra kemikalierne fra skyllerierne er baseret på et estimat (se tabel 4.4). Dette estimat er beregnet som en overslagsberegning af de maksimalt mulige mængder ud fra en viden om de kemikalier, skyllerierne bruger. Fosfor bidrager til næringssaltsbelastningen, og som det ses af tabel 6.13, er bidraget fra skylning til næringssaltsbelastningen ca. 6% af det samlede bidrag. Bidraget er sandsynligvis mindre i virkeligheden, både fordi beregningerne er beregnet som "maksimale udledninger" men også fordi udledningerne er beregnet "før renseanlæg". Som nævnt i afsnit 3.2.2 er det emissionerne efter renseanlæg, der er interessante i vurderingen af miljøeffekterne. Mængderne efter renseanlæg vil være væsentligt lavere. Mængden af fosfor fra skyllerier har dermed ikke afgørende betydning for den samlede miljøvurdering (men derfor kan udledningen jo godt have betydning lokalt set).

6.4.8.4 Estimat for energiforbruget til flaskeautomater

Energiforbruget til flaskeautomaterne er baseret på nogle grove overslag, som nævnt i afsnit 4.2.3. Som det ses af tabel 6.10- 6.19 har flaskeautomaternes bidrag stort set ingen betydning for de samlede resultater, og det er derfor ganske uden betydning, om energiforbruget per flaske skulle være 2-5 gange så højt.

6.4.8.5 Problemer med etiketlim

Skyllerierne har i dag problemer med at få en ganske bestemt type selvklæbende etiket af vinflaskerne, som beskrevet i afsnit 4.2.7. Branchen har nedsat et "etiket-udvalg", der arbejder på at få de vinproducenter, der i dag anvender denne type etiket, til at skifte til en anden type etiket. Det er vurderet, at produktionshastigheden ville kunne fordobles med samme energi- og vandforbrug, dvs. at der kunne skylles dobbelt så mange flasker uden at øge energi- og vandforbruget.

Som det ses af resultaterne, har skyllerierne et væsentligt bidrag til de samlede energiforbrug (i scenarium A udgør skylleriernes energiforbrug ca. 27% af det samlede energiforbrug), og en reduktion vil derfor have væsentlig indflydelse på resultaterne. En reduktion af energiforbruget vil også reducere forbruget af naturgas, bidraget til samtlige miljøeffekter og affaldsmængderne, fordi en væsentlig del af affaldet kommer fra energifremstilling. En løsning af problemet vil øge forskellen mellem bidragene fra scenarium A og B, da der skylles næsten dobbelt så mange flasker i scenarium A, som i scenarium B. Scenarium A vil derfor fremstå som relativt bedre, hvilket understøtter konklusionen.

En løsning af problemet vil derfor være væsentlig for de samlede forbrug af energi, vand og kemikalier.

6.4.8.6 Antagelse for udenlandske skyllerier

Som nævnt i afsnit 4.2.8 er det antaget, at energiforbrug, forbrug af vand og kemikalier, emissioner og affald er det samme for danske og udenlandske skyllerier. Det anses for sandsynligt, at de udenlandske anlæg ligner de danske anlæg, og i at de hvert fald ikke er meget bedre end de danske anlæg.

Hvis det trods alt skulle vise sig, at de udenlandske anlæg er mere miljøvenlige end de danske anlæg, vil forskellen mellem scenarium A og B blive større, hvilket vil understøtte konklusionen.

Hvis de udenlandske anlæg derimod er væsentligt værre end de danske anlæg med hensyn til energi- og materialeforbrug, emissioner og affald, vil det kunne påvirke konklusionen.

Der er gennemført en beregning, hvor det antages, at de udenlandske skyllerier bruger dobbelt så meget energi, dobbelt så meget vand og dobbelt så meget NaOH, som de danske skyllerier. I 1998 blev ca. 23% af samtlige flasker skyllet på udenlandske skyllerier. Hvis bidragene fra de udenlandske skyllerier øges med en faktor 2, betyder det, at bidragene fra skyllerierne øges med en faktor 1,23 (0,77*1+0,23*2). Da forskellen mellem scenarium A og B for de fleste kategoriers vedkommende er større end disse 23%, vurderes det, at det stadigt vil være en miljømæssig fordel at eksportere flasker til skylning og genbrug i udlandet (men man vil måske kunne transportere dem knapt så langt, hvis det stadigt skal være en miljøvenlig løsning).

6.4.8.7 Oparbejdning af skår på skåranlæg

De data, der er anvendt for oparbejdning af skår på skåranlæg hos Holmegaard er relativt gamle, som nævnt i afsnit 4.2.14. Dette har dog ingen betydning for konklusionen, da processen kun har et meget lille bidrag til de samlede energiforbrug.

6.4.8.8 Antagelse om, at udenlandske glasværker bruger 25% mere energi end Holmegaard til fremstilling af nyt glas.

I scenarium B fremstilles nye vinflasker i Spanien/Frankrig i stedet for de skyllede flasker. Det er antaget, at denne øgede glasproduktion vil medføre et merforbrug af nye råvarer, se argumentationen for dette i afsnit 6.2. Det vurderes, at denne antagelse er korrekt.

Glasfremstilling ud fra nye råvarer kræver mere energi end fremstilling af glas, hvor der anvendes 85% skår. De er antaget, at dette øgede energiforbrug svarer til 25%. Hvis denne antagelse ikke holder (således at energiforbruget på de udenlandske glasværker er det samme, som for Holmegaard) vil bidraget fra processen "fremstilling af nye flasker" være 25% mindre. Da energiforbruget til denne proces udgør ca. 24% af det samlede energiforbrug (se tabel 6.15), vil det samlede energiforbrug i scenarium B blive reduceret med ca. 6% (=0,24*0,25). Det vurderes, at dette ikke vil ændre konklusionen.

6.4.8.9 Antagelse om, at de skår, der eksporteres til glasværker i Tyskland mv. medfører et reduceret energiforbrug på glasværkerne

I afsnit 6.2 er det beskrevet, at der i scenarium B fremkommer 12.424 tons skår, og at det er uvist, om disse skår vil ende på et deponi eller på et glasværk i f.eks. Tyskland, og at det ikke har været muligt at afklare, om skårene vil erstatte nye råvarer, hvis de ender på et glasværk. I scenarium B er det antaget, at skårene ender på et glasværk, hvor de erstatter nye råvarer. Det er endvidere antaget, at tilsætningen af skår vil spare energi på glasværket.

Hvis skårene i stedet ender på et deponi, vil de ikke spare råvarer, og der vil ikke spares energi på glasværker i Tyskland / Holland. Det vil forhøje energiforbruget, ressourceforbruget, mængderne af emissioner og affald fra scenarium B, og scenarium B vil dermed fremstå endnu mere miljøbelastende end i de nuværende beregninger.

Hvis skårene ender på et glasværk i Tyskland, som i forvejen har rigelige mængder skår til rådighed, vil skårene ikke erstatte nye råvarer, og de vil heller ikke medføre et reduceret energiforbrug på glasværket. Situationen er dermed den samme som ovenfor: Scenarium B vil fremstå som endnu mere miljøbelastende end i de nuværende beregninger.

En ændring af denne antagelse vil dermed kun styrke konklusionen: At scenarium A er den mest miljøvenlige løsning.

6.4.8.10 Manglende vægtningsfaktorer for ressourceforbrug til glasfremstilling

Det har ikke været muligt at gennemføre en vurdering af ressourceforbrugene til fremstilling af nye vinflasker, dvs. sand, calciumcarbonat, dolomit og feldspat (se tabel 6.7), da der ikke pt. er udviklet normaliserings- og vægtningsfaktorer for disse ressourcer i UMIP-metoden.

Dette antages dog ikke at have betydning for konklusionerne i denne rapport. For det første er forbruget af disse ressourcer alle afgørende størst for scenarium B, hvilket bekræfter resultaterne af miljøvurderingen. For det andet anses disse ressourcer ikke for at være sparsomme, og det er derfor sandsynligt, at de ikke vil have større betydning for de vægtede ressourceforbrug.

6.4.8.11 Manglende vægtningsfaktor for vand

Ligeledes indeholder det eksisterende LCV-værktøj ingen vægtningsfaktorer for forbruget af vand. Det betyder, at det ikke er muligt at vægte, hvor vigtigt forbruget af vand er i forhold til de øvrige ressourceforbrug.

Ifølge tabel 6.6 er vandforbruget i scenarium B væsentligt højere, end i scenarium A. Resultatet er umiddelbart overraskende: Kan det virkeligt passe, at der bruges mere vand til fremstilling af nye flasker, end til skylning af flasker? Analyser af resultaterne viser, at de processer, der bidrager mest til vandforbruget i scenarium A er skylning af flasker (57%), sortering (13%) og affaldsforbrænding af glas (23%). De processer, der bidrager mest til vandforbruget i scenarium B er fremstilling af nye flasker (40%), udvinding af råvarer til glasfremstilling (25%), skylning af vinflasker i Danmark (17%) og affaldsforbrænding af glas (13%). Det, der i høj grad dominerer vandforbruget til alle disse processer, er vandforbruget til fremstilling af den elektricitet, der anvendes i processerne! Ca. halvdelen af vandet er grundvand, og hovedparten af den anden halvdel er "uspecificeret vand". Det kan ikke anskueliggøres, hvad denne kategori dækker over ud fra de anvendte referencer. Det antages, at der hovedsageligt er tale om vand af en kvalitet, der kunne have været brugt til andre formål. Da der er regnet med elektricitetsfremstilling ud fra kul, er det ikke sandsynligt, at en særligt stor del af dette uspecificerede vand er "opdæmmet vand i dæmninger" (som kan være tilfældet, hvis man regner med elektricitet fra vandkraft). Det ser derfor ud som om, at det er forbruget af elektricitet, der i sidste ende bevirker, at der samlet set bruges mere vand i scenarium B, end i scenarium A.

6.4.8.12 Manglende vægtningsfaktor for uspecificerede partikler

Under opgørelsen fremgår mængderne af "uspecificerede partikler" (dvs. støv), se tabel 6.7. Uspecificerede partikler er en bred betegnelse for et utal af kemiske stoffer, og kan bidrage til lungevejslidelser, kræft mv. UMIP-metoden indeholder ikke nogen effektfaktor for partikler af nogen art, og derfor medregnes mængderne af disse slet ikke i de vægtede resultater.

Når man betragter mængderne af uspecificerede partikler i tabel 6.7 ses det, at mængderne i scenarium B er næsten dobbelt så høje som i scenarium A. I scenarium A skyldes bidraget hovedsageligt fra transport (65%), mens mindre bidrag kommer fra affaldsforbrænding af glas (5%) samt fra energiforbruget til skylning (7%). I scenarium B kommer bidragene især fra transport (21%), fremstilling af nye flasker i Spanien/Frankrig (16%) og udvinding af råvarer til glasfremstilling (56%). Den usikkerhed, der er forbundet med emissioner af partikler fra processen "udvinding af råvarer til glasfremstilling" er nok relativt stor, men uanset dette vurderes det, at emissionerne af partikler er højere fra scenarium B end fra scenarium A.

I den nuværende udgave af "UMIP-metoden" tages der ikke hensyn til, hvor i verden emissionerne udledes. I virkeligheden er der stor forskel på, hvor f.eks. næringssalte eller forsurende stoffer udledes – i nogle områder vil stofferne gøre stor skade, i andre områder vil en virkning ikke kunne spores. Denne problemstilling er behandlet i Miljøstyrelsens igangværende metodeudviklingsprojekt, der er en videreudvikling af UMIP-metoden. Metodeudviklingsprojektet er endnu ikke færdigt og kvalitetssikret ved afslutningen af nærværende vinflaskeprojekt, så det har ikke været muligt at indarbejde de nye metoder i nærværende projekt, og derfor vil problemstillingen kun blive behandlet kvalitativt. Det skal bemærkes, at den "stedspecifikke tilgangsvinkel" er ny indenfor LCA-området, og at metoden endnu ikke er internationalt anerkendt.

Der er argumenter både for og imod anvendelsen af stedspecifikke faktorer. Argumenterne for går på, at stedspecifikke faktorer i højere grad afspejler de potentielle miljøeffekter, emissionerne kan have (resultaterne bliver mere rigtige). Argumenterne imod går på, at det ikke vil være rimeligt at straffe fabrik A mere end fabrik B (med samme emissioner), blot fordi B ligger et andet sted. Man skal ikke kunne flytte sin produktion ud af Danmark for at flygte fra et miljøproblem for derefter at sende samme emissioner ud et andet sted. Modstandernes argumenter er også, at der indføres flere "metode-usikkerheder", så det ikke er sikkert, at resultaterne blive mere rigtige – blot mere uigennemskuelige. Diskussionen skal ikke afklares her, men blot understrege, at det er et område, som endnu er meget nyt.

I det følgende er konsekvenserne af de foreløbige resultater af metodeudviklingsarbejdet med stedspecifikke miljøeffekt-faktorer forsøgt relateret til konklusionerne i denne rapport, idet det er forsøgt at vurdere, om de stedspecifikke betragtninger vil kunne ændre konklusionerne.

For de globale miljøeffekter: Drivhuseffekt og ozonlagsnedbrydning er der pt. ingen ændringer i forhold til den nuværende UMIP-metode.

For forsuring er der tilsyneladende meget stor forskel på, hvor de forsurende stoffer (SO₂, NO_X, NH₃ og "H⁺") emitteres. Forsuringsfaktorerne er meget højere for Danmark, end for Spanien og Frankrig. I dette er indregnet, at danske emissioner af SO₂ og NO_X vil ramme følsomme områder i Danmark, Sverige, Norge og de Baltiske lande. Scenarium A og B er analyseret for at se, hvilken konsekvens anvendelse af stedsspecifikke faktorer vil kunne få for forsuring (beregninger og resultater er ikke vist i denne rapport, hvor kun resultaterne refereres). Ud fra de opdelte processer fremgår det, at hovedparten af forskellen mellem forsuringsbidraget fra scenarium A og B skyldes fremstilling af nye flasker og udvinding af råstoffer til disse. Disse processer foregår antageligt i Sydeuropa, hvor bidraget til forsuring har meget mindre betydning end i Danmark. Det betyder, at hvis man inddrager stedsspecifikke betragtninger, vil forskellen mellem scenarium A og B være betydeligt mindre, og muligvis så lille, at der reelt ingen forskel er mellem scenarierne.

For fotokemisk ozondannelse "smog" er de stedsspecifikke faktorer for NO_X lidt højere i Frankrig og Spanien end for Danmark, mens de ligger på nogenlunde samme niveau for emission af VOC (Flygtige organiske stoffer). Det vurderes på denne baggrund, at det ikke vil ændre konklusionen, hvis man indførte stedsspecifikke faktorer for smog – det vil muligvis faktisk styrke konklusionen at indregne stedsspecifikke forskelle.

I den nye metodeudvikling er miljøeffekten "næringssaltsbelastning" opdelt i næringssaltsbelastning af landjord og vand (både havet samt søer, og vandløb på landjorden). Igen gælder det, at hovedparten af forskellen mellem A og B skyldes de ekstra emissioner, der kommer fra fremstilling af nye flasker og udvinding af råstoffer til dette i scenarium B.

For kategorien "Terrestrial eutrophication" ser det ud som om, at forskellen mellem scenarium A og B vil blive mindre, men at konklusionen stadigt er, at scenarium B bidrager mere end scenarium A.

For kategorien "Aquatic eutrophication" er de stedsspecifikke faktorer generelt højere for Frankrig/Spanien end for Danmark, hvilket betyder, at konklusionen vil blive styrket – forskellen mellem scenarium A og B vil blive større.

Alt i alt vurderes det, at indførelse af stedspecifikke effektfaktorer ikke vil ændre konklusionen.

Bidragene til ozonlagsnedbrydningen kommer fra processerne "Fremstilling af NaOH" og "Fremstilling af polyethylen". Referencen til disse processer har angivet emissioner af "CFC/HCFC". Da det ikke længere er tilladt at anvende CFC, er der sandsynligvis tale om HCFC’ere, som har langt mindre bidrag til ozonlagsnedbrydningen end CFC-11. I beregningerne er bidraget til ozonlagsnedbrydningen beregnet som om det drejer sig om HCFC142a (konservativt skøn), da det er den HCFC, der har den højeste effektfaktor af HCFC’erne. Beregninger har vist, at selv i det tilfælde, at der blev brugt CFC-11 i produktionen, vil bidraget stadigt være så relativt lille i de to scenarier, at det ikke ville få konsekvenser for de overordnede konklusioner.

For scenarium A er bidragene fra transport i væsentlig grad den transport, der er i forbindelse med indsamling via de kommunale ordninger, dvs. tømning af kuber og transport fra kommunen til sorteringsanlæg. Som nævnt i afsnit 4.2.1 og 4.2.2 er der en vis usikkerhed forbundet med de afstande, der benyttes til disse transporter.

De to transporter bruger tilsammen ca. 24% af den samlede transportenergi for scenarium A. Da transporten i scenarium A udgør ca. 46% af det samlede energiforbrug, betyder det, at en fordobling af dette bidrag vil forøge det totale energiforbrug i scenarium A med ca. 11% (0,46*0,24). Tilsvarende kan det beregnes, at det totale energiforbrug i scenarium B ville blive ca. 5% højere. Forskellen mellem scenarium A og B bliver dermed lidt mindre, men ikke meget. Det vurderes på dette grundlag, at antagelserne ikke har betydning for den samlede konklusion.

Som beskrevet i afsnit 6.2, vil en ekstra tilførsel af skår til Holmegaard bevirke, at Holmegaard ikke vil modtage en tilsvarende mængde skår fra Norge eller Sverige – og dermed undgås transport af disse skår. I beregningerne er det antaget, at skårene kommer fra Norge. Hvis skårene i stedet kommer fra Sverige (dvs. kortere afstand), vil de ressourceforbrug, miljøeffekter og affaldsmængder, der undgås ved denne transport blive mindre – og det samlede bidrag fra scenarium B vil blive større. Forskellen mellem scenarium A og B vil derfor blive større, hvilket vil styrke konklusionen.

I beregningerne af transporten ved eksport af skyllede og uskyllede vinflasker til genpåfyldning i udlandet (i scenarium A) er der anvendt en transportafstand på 1.500 km, som er den gennemsnitlige transportafstand ifølge oplysninger fra sorteringsanlæggene og skyllerierne.

Det kunne imidlertid være interessant at lege lidt med tallene. Der er derfor i den følgende tabel beregnet et "break even point" for hver kategori, dvs. en beregning af, hvor langt vinflaskerne kan transporteres, før scenarium B giver samme bidrag som scenarium A. Det skal bemærkes, at usikkerheden på beregningerne anses for at være stor!

Tabel 6.23 Se her!
Miljøvurdering af, hvor langt vinflasker kan eksporteres til genpåfyldning fremfor at blive omsmeltet.

Beregningen af et break-even point skal sammenholdes med, at den maksimale afstand, flaskerne eksporteres i dag er 2.500 km. Ud fra dette må det konkluderes, at det også anses som en miljøvenlig løsning at transportere vinflaskerne 2.500 km.

Det har ikke været muligt at skaffe et datagrundlag, der kunne retfærdiggøre en pålidelig sammenligning af eksport af skyllede flasker kontra eksport af uskyllede flasker (der bliver skyllet i udlandet). En sammenligning mellem eksport af skyllede og uskyllede flasker ville kræve en dokumenteret forskel mellem danske og udenlandske skyllerier, og disse oplysninger har det ikke været muligt at fremskaffe inden for projektets rammer.

Transport af uskyllede flasker medfører, at der skal transporteres flere flasker for at opnå samme antal påfyldte flasker i udlandet, da der bliver kasseret ca. 4,2% under skylningen (se afsnit 4.2.8 og tabel 4.1). Ved eksport af skyllede flasker bliver disse 4,2% kasseret i Danmark (og skal ikke transporteres), mens eksport af uskyllede flasker medfører, at disse flasker bliver transporteret 1.500 – 2.500 km, før de bliver kasseret. Til gengæld pakkes uskyllede flasker i mindre colli, som kan pakkes tættere på lastbilen, hvilket forbedrer udnyttelsen af lastbilens kapacitet. Transportmæssigt er der derfor sandsynligvis ikke væsentlig forskel.

6.5 Konklusion

Resultaterne viser, at det er miljømæssigt bedre at indsamle og skylle vinflasker til genpåfyldning i udlandet frem for at omsmelte vinflaskerne til nyt glas i Danmark og de nærmeste nabolande.

Eksport af skyllede og uskyllede flasker til genpåfyldning i udlandet giver et væsentligt lavere forbrug af energiressourcer (her er beregnet som naturgas) end omsmeltning af flaskerne.

Eksport af skyllede og uskyllede flasker til genpåfyldning i udlandet bidrager væsentligt mindre til drivhuseffekten, forsuring og næringssaltsbelastning end omsmeltning af flaskerne.

Umiddelbart ser det ud som om det eksisterende system bidrager mindre til dannelsen af smog ("fotokemisk ozondannelse") end omsmeltning af alt glasset, men forskellen mellem de to scenarier ligger på samme niveau som usikkerheden på de anvendte data, så det kan ikke konkluderes, om der reelt er tale om en forskel.

Bidraget til ozonlagsnedbrydning er størst for eksport af skyllede og uskyllede flasker fremfor omsmeltning af flasker, men bidraget er så lille, at det anses som værende uvæsentligt for den samlede konklusion.

Eksport af skyllede og uskyllede flasker til genpåfyldning i udlandet giver mindre mængder volumenaffald og farligt affald end omsmeltning af flaskerne. Mængde af slagge og aske samt radioaktivt affald anses for at være af samme størrelsesorden for de to scenarier.

En afskaffelse af den eksisterende eksport af skyllede og uskyllede flasker ville dermed udgøre en væsentlig forringelse af miljøforholdene.